! "
Dit document werd opgesteld door Wim Cool (NIRAS). De herlezing en verificatie gebeurde door volgende personen: Johan Bel (NIRAS) voor de aspecten in verband met de ontwerpen, Arne Berckmans (NIRAS) voor de aspecten in verband met milieuwetgeving, overleg met de veiligheidsautoriteiten, milieu-impact en hydrogeologie, Christian Cosemans (NIRAS) voor de aspecten in verband met de inventaris, Peter De Preter (NIRAS) voor alle aspecten in verband met regelgeving, overleg met de veiligheidsautoriteiten, operationele veiligheid en langetermijnveiligheid, Ann Dierckx (NIRAS) voor coherentie van het programma categorie A, Dirk Mallants (SCK•CEN) voor de aspecten in verband met de evaluaties van de langetermijnimpact. De goedkeuring voor publicatie gebeurde door: Jean-Paul Boyazis (NIRAS), Directeur Studies en Bergingsprogramma’s Ann Dierckx (NIRAS), Wetenschappelijk Coördinator Categorie A.
# $ De meeste illustraties werden ontwikkeld in het kader van het programma categorie A afval door NIRAS of door haar contractanten zoals Belgatom en SCK•CEN. Een beperkt aantal illustraties werd overgenomen uit de dossiers van de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel. De oorspronkelijke illustraties werden in het kader van dit rapport aangepast en/of vereenvoudigd, omdat dit rapport niet alle details van de impactstudies, de ontwerpontwikkeling en de terreinverkenningen bevat.
Het reproduceren van het geheel of een gedeelte van dit document is toegelaten mits het vermelden van de bron.
ii
NIROND
2005–01 N, April 2005
%
&
$
Dit rapport bevat een synthese van de impactevaluaties voor de oppervlakteberging van categorie A afval, uitgevoerd in de periode 1998-2004. De impactevaluaties voor oppervlakteberging en de resultaten werden in detail beschreven in diverse technische rapporten en nota’s, waarvan het voorliggende rapport een synthese vormt. Het rapport is bedoeld als ondersteunend rapport bij de einddossiers van de partnerschappen MONA te Mol en STOLA-Dessel, die in de loop van 2005 aan de voogdijminister van NIRAS overgemaakt worden. Het is ook de bedoeling dat het Federaal Agentschap voor Nucleaire Controle (FANC) zich onder andere baseert op dit rapport voor een uitgebreid voorafgaand advies betreffende de veiligheid van een installatie voor de oppervlakteberging van categorie A afval in de regio Mol-Dessel. Bij het opstellen van dit rapport werd in grote mate gesteund op het werk van het departement ‘Afval en Berging’ binnen SCK•CEN voor de evaluaties van de radiologische en chemische impact op lange termijn. NIRAS wenst SCK•CEN te danken voor de aanzienlijke inspanningen die zij geleverd heeft bij het uitvoeren en rapporteren van deze evaluaties. Deze technische studie is ten slotte de vrucht van een nauwe samenwerking tussen NIRAS en de gemeenten Mol en Dessel binnen het kader van de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel. De totstandkoming van de partnerschapspecifieke technische voorontwerpen en de discussies over de veiligheids- en milieuaspecten binnen de partnerschappen dienen in dit verband zeker aangestipt.
April 2005, Brussel.
NIROND
2005–01 N, April 2005
iii
'( AES AMINAL ARBIS
ASAM AVN BCF BIOMASS BIOMOSA
BIOMOVS BN CILVA
DCF EC ECN FEP FANC FBFCI IAEA IBA IBT ICRP IRE IRMM ISAM KB LAGA MAGA MER MONA NES NRC NRPB OVAM PROSA PRCC
iv
Alternatief Evolutie Scenario Administratie Milieu-, Natuur-, Land- en Waterbeheer Koninklijk Besluit van 20 juli 2001 houdende algemeen reglement op de bescherming van de bevolking, van de werknemers en het leefmilieu tegen het gevaar van de ioniserende stralingen Application of Safety Assessment Methodologies for Near Surface Disposal Facilities (IAEA project) Associatie Vinçotte Nucleair (Brussel) Biosfeer Conversie Factor BIOsphere Modelling and ASSessment (IAEA project) BIOsphere MOdels for Safety Assessment of Radioactive Waste Disposal, based on the Application of the Reference Biosphere Methodology (EC project) BIOspheric MOdel Validation Study (IAEA project) Belgonucléaire (Dessel, Brussel) Centrale Infrastructuur voor Laagactief Vast Afval (infrastructuur voor de verwerking en conditionering van laagactief vast en vloeibaar afval gelegen op de site van Belgoprocess) Data Collection Form Europese Commmissie (Brussel) Energieonderzoek Centrum Nederland (Petten, Nederland) Features, Events and Processes Federaal Agentschap voor Nucleaire Contrôle (Brussel) Franco-Belge de Fabrication de Combustible-International (Dessel) International Atomic Energy Agency (Wenen, Oostenrijk) Ion Beam Applications (Louvain-La-Neuve) International Brachytherapy (Louvain-La-Neuve) International Commission on Radiological Protection Institut des radioéléments (Fleurus) Instituut voor Referentiematerialen en -Metingen (Geel) Improvement of Safety Assessment Methodologies for Near Surface Disposal Facilities Koninklijk Besluit Laag Actief Geconditioneerd Afval Middel Actief Geconditioneerd Afval Milieu-effectenrapport Mols Overleg Nucleair Afval Categorie A (Partnerschap gemeente Mol) Normaal Evolutie Scenario US Nuclear Regulatory Commission (Washington DC, USA) National Radiological Protection Board (Chilton, UK) Openbare Afvalstoffenmaatschappij voor het Vlaamse Gewest (Mechelen) Probabilistic Safety Assessment Partial Rank Correlation Coefficient
NIROND
2005–01 N, April 2005
SCK•CEN STOLA-Dessel VLAREM
NIROND
Studiecentrum voor Kernenergie (Mol) Studie- en Overleggroep Laagactief Afval (Partnerschap gemeente Dessel) Vlaams Reglement betreffende de Milieuvergunning
2005–01 N, April 2005
v
Om voor het langetermijnbeheer van categorie A afval een keuze te kunnen maken tussen de opties oppervlakte- en diepe berging, heeft de Ministerraad in januari 1998 een aantal opdrachten voor NIRAS vastgelegd. Als gevolg van deze opdrachten heeft NIRAS, in samenwerking met plaatselijke gemeenschappen, voor beide opties voorontwerpen uitgewerkt. Voor ieder voorontwerp is de veiligheid en bescherming van het leefmilieu een basisvoorwaarde. Om aan te tonen dat aan deze basisvoorwaarde kan voldaan worden, werden er voor alle voorontwerpen radiologische en chemische impactevaluaties uitgevoerd. Dit rapport bevat een overzicht van de evaluaties voor een oppervlakteberging te Mol/Dessel. Voor deze evaluaties werd een internationaal vastgelegde en aanvaarde methodologie gevolgd, te weten de ISAM methodologie ontwikkeld binnen het gelijknamige IAEA project. Deze methodologie bestaat uit een aantal opeenvolgende stappen: schetsen van de context van de evaluaties, beschrijven van de installatie en haar omgeving, ontwikkelen van scenario’s, bouwen van modellen, berekenen en evalueren van de impacts rekeninghoudend met onzekerheden. Omdat de doelstelling van berging erin bestaat een op termijn passief systeem te verkrijgen dat de langetermijnveiligheid verzekert, werd in deze voorontwerpfase van het bergingsprogramma nadruk gelegd op de evaluatie van radiologische langetermijnimpact, hoewel er ook enkele aspecten van operationele radiologische impact en chemische langetermijnimpact behandeld werden. De doelstelling van de voorontwerpfase bestaat er immers uit aan te tonen dat er geen onoverkomelijke problemen qua langetermijnveiligheid bestaan om tot een eventuele projectfase te kunnen overgaan. In een bergingsinstallatie moet bij normale exploitatieomstandigheden, maar ook bij zware ongevallen zoals het neerstorten van een vliegtuig gezorgd worden voor bescherming van mens en milieu. Op basis van ervaring in bestaande opslag- en bergingsinstallaties besluit NIRAS dat het voorontwerp voldoende garanties kan bieden voor de operationele veiligheid. Dit besluit zal tijdens een eventuele projectfase verder uitgewerkt worden door gedetailleerde analysen van de operationele veiligheid die nu niet uitgevoerd werden. Het strekt in dit verband tot aanbeveling dat FANC verduidelijking verschaft over de toetsingscriteria bij vliegtuigongevallen en meer algemeen bij ongevallen met potentiële blootstellingen. Evaluaties van de chemische langetermijnimpact van het afval hebben aangetoond dat de berekende concentraties in de aquifer zich meestal ver onder, maar in het geval van boor in de buurt van, de kwaliteitsnormen voor grond- en drinkwater bevinden. NIRAS meent op basis van deze evaluaties te kunnen besluiten dat een bergingsinstallatie te Mol/Dessel voldoende garanties qua chemische langetermijnimpact kan bieden en dat drinkwaterreserves in het grondwater vanuit chemisch standpunt doeltreffend beschermd worden. Tijdens een eventuele projectfase zullen onder andere meer gedetailleerde analysen voor boor uitgevoerd worden. Vooraleer NIRAS tijdens een eventuele projectfase de nodige milieuvergunningen zou kunnen aanvragen, dringt er zich een verduidelijking door de regionale bevoegde instanties op inzake toepasbaarheid van bestaande normen op nietradiologische langetermijn-impacts.
vi
NIROND
2005–01 N, April 2005
De scenario’s voor de evaluatie van de radiologische langetermijnimpact kunnen ingedeeld worden in drie groepen: de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie waarin een tijdsevolutie van de installatie vervat zit, de intrusiescenario’s waarin een indringing tot bij het afval zonder kennis over de radioactiviteit plaatsvindt en de “Wat als …?” scenario’s waarin de gevoeligheid getest wordt indien veiligheidsfuncties of -rollen anders ingevuld worden dan wat er op basis van de bestaande wetenschappelijke kennis verwacht wordt. Bij de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie onderscheiden we enerzijds de referentiescenario’s voor MONA en STOLA-Dessel en anderzijds het alternatief evolutiescenario AES6 voor STOLA-Dessel. De referentiescenario’s gaan uit van een geleidelijke degradatie van de installatie en waarbij voor het STOLA-Dessel voorontwerp ondersteld wordt dat de toegankelijke inspectieruimte op het einde van de actieve institutionele controleperiode opgevuld wordt met een licht beton. Voor deze scenario’s bevinden de berekende dosistempo’s zich onder de dosisbeperkingen van 0,1 à 0,3 mSv.jaar-1. Bovendien ligt het berekende dosistempo door consumptie van drinkwater – dit is slechts een gedeelte van het totale dosistempo – onder 0,1 mSv.jaar-1. Voor het AES6 scenario voor STOLA-Dessel wordt ondersteld dat de toegankelijke inspectieruimte niet opgevuld zou worden. Voor dit scenario is het berekende maximale totale dosistempo weliswaar gelijk aan 0,1 mSv.jaar-1, maar er werden zeer penaliserende onderstellingen gemaakt. Het maximale dosistempo door consumptie van drinkwater ligt ook voor dit scenario onder 0,1 mSv.jaar-1. Deze bevindingen in aanmerking nemend, meent NIRAS te mogen concluderen dat de voorontwerpen van STOLA-Dessel en MONA voldoende langetermijnveiligheidsgaranties kunnen bieden en dat de drinkwaterreserves doeltreffend beschermd worden. Een systematische behandeling van de onzekerheden heeft bevestigd dat een nauwkeurigere studie van betondegradatie een belangrijke verfijning zou vormen voor toekomstige evaluaties. Het strekt tot aanbeveling dat specifieke bepalingen voor een bergingsinstallatie zoals dosisbeperkingen, andere veiligheidsindicatoren dan dosis en de tijdsschaal voor de evaluaties door FANC zouden gepreciseerd worden vooraleer NIRAS met het opstarten van de nodige studies in voorbereiding van nucleaire vergunningen zou starten. NIRAS kan op basis van de uitgevoerde analysen en een vergelijking met internationale aanbevelingen stellen dat ook in geval van intrusie de radiologische impact aanvaardbaar blijft. Een stellingname van FANC over de te beschouwen intrusiescenario’s, de tijdsperioden en de richtsnoeren voor de radiologische impact als gevolg van intrusiescenario’s is nodig, opdat NIRAS tijdens een eventuele projectfase de veiligheid van oppervlaktebergingsinstallaties ten opzichte van intrusies zou kunnen nagaan. De groep van “Wat als …?” scenario’s gaat onder andere veranderingen in hydrogeologie door klimaatsveranderingen na en test ook de gevoeligheid van de installatie door vroegtijdige degradaties. De bevindingen voor deze groep scenario’s wijzen erop dat veranderingen in hydrogeologie relatief weinig invloed hebben op de langetermijnveiligheid en ze onderstrepen het belang van een bergingsinstallatie zonder vroegtijdige degradaties. Samengevat meent NIRAS te kunnen stellen dat er wat betreft de passieve langetermijnveiligheid voor de voorontwerpen van STOLA-Dessel en MONA voor oppervlakteberging, geen onoverkomelijke problemen vastgesteld werden die de overgang naar een eventuele concrete projectfase zouden kunnen belemmeren.
NIROND
2005–01 N, April 2005
vii
$ $ "
" )
*
$
1.1
Doelstellingen van het bergingssysteem
5
1.2
Inplanting en algemene karakteristieken van het bergingssysteem te Mol/Dessel
8
1.3
Doelstellingen van de impactevaluaties
10
1.4
Regelgevend kader
12
1.4.1
Veiligheidsaspecten
13
1.4.1.1
Internationale aanbevelingen, verdragen en wetgeving
13
1.4.1.2
Europese aanbevelingen en wetgeving
15
1.4.1.3
Nationale wetgeving
16
1.4.2
Milieuaspecten
17
1.4.2.1
Internationale aanbevelingen
17
1.4.2.2
Europese wetgeving
17
1.4.2.3
Nationale wetgeving
17
1.4.3
Beslissing van de Ministerraad van 16 januari 1998
18
1.4.3.1
Radiologische veiligheid
18
1.4.3.2
Milieuaspecten
19
1.5
Tijdsschalen voor de evaluaties
19
1.6
Eindpunten van de evaluaties en veiligheidsindicatoren
20
1.7
Algemene benadering van de evaluaties
21
+ 2.1
(
$
,
Afval van categorie A
24
2.1.1
Classificatie van radioactief afval en de definitie van categorie A afval 24
2.1.2
Verwerking en conditionering van categorie A afval in 400l vaten en monolieten 26
2.1.3
Oorsprong van het categorie A afval
2.1.4
Hoeveelheid categorie A afval en zijn radiologische en chemische eigenschappen 30
2.1.4.1
Methodologie ter bepaling van de eigenschappen van het categorie A afval 30
2.1.4.2
28
Hoeveelheid categorie A afval in termen van totaal volume en van aantal monolieten voor oppervlakteberging
2.1.4.3
32
Radiologische eigenschappen van het categorie A afval zoals gebruikt in de radiologische impactevaluaties
2.1.4.4
33
Chemische eigenschappen van het categorie A afval zoals gebruikt in de radiologische en chemische impactevaluaties
viii
34
NIROND
2005–01 N, April 2005
2.2
2.3
,
3.2
3.3 / 4.1
NIROND
36
2.2.1
Monoliet
36
2.2.2
Module
37
2.2.3
Ophoging en de inspectie onder de modules
40
2.2.4
Dakstructuur op de modules tijdens de exploitatiefase
40
2.2.5
Afdekking op de modules na de exploitatiefase
41
De omgeving waarin een berging aan de oppervlakte ingeplant wordt in de regio Mol/Dessel
48
2.3.1
Geografische situering
48
2.3.2
Algemene beschrijving van de bodem en de (hydro)geologie
48
2.3.3
Klimaat
50
2.3.4
Fauna en flora
51
2.3.5
Menselijke activiteiten
52
& 3.1
.
Installatie voor berging aan de oppervlakte in Mol/Dessel
&
$
-
Operationele veiligheid – vliegtuigimpact
55
3.1.1
Ongevalscenario
56
3.1.2
Scenario van terroristische aanslag
56
Veiligheid op lange termijn
57
3.2.1
Scenario’s als middel om onzekerheden te behandelen
57
3.2.2
Twee reeksen scenario’s in de voorontwerpfase
57
3.2.3
Methode voor de ontwikkeling van de scenario’s
58
3.2.3.1
Opstellen van een FEP-lijst en selecteren van relevante FEPs
58
3.2.3.2
Afbakening van scenario’s en groepering van relevante FEPs
58
3.2.3.3
Overzicht van de evoluties in methode voor de ontwikkeling van scenario’s 61
3.2.4
Opstellen van FEP-lijst en selecteren van relevante FEPs voor de voorontwerpen te Mol-Dessel 62
3.2.5
Afbakening van de scenario’s en groepering van relevante FEPs voor de voorontwerpen te Mol-Dessel 64
3.2.5.1
Veiligheidsfuncties bij de afbakening van de scenario’s
64
3.2.5.2
Eerste reeks scenario’s
65
3.2.5.3
Tweede reeks scenario’s
77
3.2.6
Overzicht van alle scenario’s
84
Besluiten en perspectieven 0
85 $
Modellen voor de bepaling van de impact als gevolg van het neerstorten van een vliegtuig
2005–01 N, April 2005
12 88
ix
4.2
4.3
Modellen voor de bepaling van de impact op lange termijn
90
4.2.1
Scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie en “Wat als …?” scenario’s 90
4.2.1.1
Brontermmodel
4.2.1.2
Model voor waterbeweging in de afdekking
92
4.2.1.3
Installatiemodellen
93
4.2.1.4
Grondwatermodellen
4.2.1.5
Biosfeermodel
100
4.2.2
Intrusiescenario’s
101
91
97
Overzicht van alle modellen
102 " ,
5.1
Resultaten voor de sitespecifieke voorontwerpen van de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel 5.1.1
5.2
104
Resultaten voor de radiologische impact als gevolg van het neerstorten van een vliegtuig
104
5.1.1.1
Vliegtuigongeval
104
5.1.1.2
Terroristische aanslag
105
5.1.2
Resultaten voor de radiologische impact op lange termijn
107
5.1.2.1
Scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie
107
5.1.2.2
Intrusiescenario’s
115
5.1.3
Resultaten voor de chemische impact op lange termijn
120
Hoe dragen de installatie en haar omgeving bij tot de passieve veiligheid op lange termijn?
122
5.2.1
Gevoeligheidsanalysen
122
5.2.1.1
Gevoeligheidsanalysen met betrekking tot de hydrogeologie
123
5.2.1.2
Gevoeligheidsanalysen met betrekking tot de installatie
126
5.2.2
Performantie-indicatoren
130
3
$
$
4
$ ",
6.1
x
Scenario-onzekerheden
137
6.1.1
Kunnen scenario-onzekerheden de globale veiligheid in gevaar brengen? 137
6.1.1.1
Niet-opvullen van de toegankelijke inspectieruimte
6.1.1.2
Menselijke intrusies
137
6.1.1.3
Dempen van kanaal Bocholt-Herentals
138
6.1.1.4
Klimaatsveranderingen
138
6.1.1.5
Vroegtijdige degradaties aan installatie
138
6.1.2
Welke scenario-onzekerheden werden binnen deze fase van het programma gereduceerd? 141
6.1.2.1
Naspeurbaarheid
141
6.1.2.2
Hydrogeologie van inplantingsplaats
141
NIROND
137
2005–01 N, April 2005
6.2
6.1.2.3
Degradatie van installatie
6.1.3
Welke scenario-onzekerheden kunnen in volgende fasen van het programma gereduceerd worden? 142
6.1.3.1
Betere onderbouwing voor beschouwen van degradaties aan installatie
142
6.1.3.2
Verbanden tussen fasen van de bergingsinstallatie
142
6.1.3.3
Eventuele aanbevelingen door veiligheidsautoriteiten
142
6.1.3.4
Rigoureuzere toepassing van methode voor scenario-ontwikkeling
142
6.1.3.5
Besluit
142
6.1.4
Welke scenario-onzekerheden hoeven en/of kunnen niet verder verminderd worden? 143
6.1.4.1
Intrusies
143
6.1.4.2
Langetermijn veranderingen aan hydrogeologie en biosfeer
143
6.1.4.3
Besluit en aanbeveling
143
Modelonzekerheden 6.2.1
6.3
NIROND
Kunnen modelonzekerheden de globale veiligheid in gevaar brengen?
141
144 144
6.2.1.1
Conceptuele modellen voor stromingsprocessen op de monolietwanden 144
6.2.1.2
Vereenvoudigingen in numerieke modellen
145
6.2.1.3
Correctheid van numerieke oplossingen
145
6.2.2
Welke modelonzekerheden werden binnen deze fase van het programma gereduceerd? 145
6.2.2.1
Waterbeweging en radionuclidenmigratie in monolieten en modules
146
6.2.2.2
Waterbeweging in afdekking rekeninghoudend met capillaire barrière
146
6.2.2.3
Gebruik van internationaal ontwikkelde en geverifieerde rekencodes
146
6.2.3
Welke modelonzekerheden kunnen in volgende fasen van het programma gereduceerd worden? 147
6.2.3.1
Verifiëren hypothesen inzake ontkoppeling van submodellen en reductie in dimensionaliteit
147
6.2.3.2
Expliciet rekening houden met ipeenvolgende degradaties
147
6.2.3.3
Redundantie capillaire barrière en kleilaag in de afdekking onderzoeken 147
6.2.3.4
Biosfeermodel specifiek voor categorie A afval ontwikkelen
147
6.2.3.5
Uitwerking en formalisering van verificatie van rekencodes
148
6.2.4
Welke modelonzekerheden hoeven en/of kunnen niet verder verminderd worden? 148
6.2.4.1
Geleidelijke uitloging van radionucliden uit het afval
148
6.2.4.2
Degradatie van geomembraan/geocomposiet
148
Parameteronzekerheden
149
6.3.1
Kunnen parameteronzekerheden de globale veiligheid in gevaar brengen? 149
6.3.1.1
Veranderde infiltratie op de afdekking
149
6.3.1.2
Verdelingscoëfficiënt en diffusiecoëfficiënt in monoliet en module
149
6.3.1.3
Geometrie en doorlaatbaarheid van verschillende lagen in Neogeen
151
2005–01 N, April 2005
xi
6.4 2
6.3.2
Welke parameteronzekerheden werden binnen deze fase van het programma gereduceerd? 152
6.3.2.1
Inventaris
6.3.2.2
Parameters afdekking
152
6.3.2.3
Oplosbaarheidslimieten en niet-radioactieve isotopen
152
6.3.2.4
Parameters hydrogeologie
153
6.3.3
Welke parameteronzekerheden kunnen in volgende fasen van het programma gereduceerd worden? 153
6.3.3.1
Inventaris
153
6.3.3.2
Parameters afdekking
154
6.3.3.3
Materiaal en geometrie van de afdekking
154
6.3.3.4
Parameters monolieten en modules
154
6.3.3.5
Parameters hydrogeologie
154
6.3.3.6
Parameters biosfeer
155
6.3.3.7
Vertrouwen in parameters verhogen door externe review
155
6.3.3.8
Manier om parameteronzekerheden te behandelen verfijnen
155
6.3.4
Welke parameteronzekerheden hoeven en/of kunnen niet verminderd te worden?
155
6.3.4.1
Inventaris
156
6.3.4.2
Parameters afdekking
156
6.3.4.3
Parameters modules en monolieten
156
6.3.4.4
Parameters hydrogeologie
157
152
Besluit en overzichtstabel
158
+
" 5
7.1
Radiologische impact tijdens operationele fase
159
7.2
Chemische langetermijnimpact
159
7.3
Radiologische langetermijnimpact
160
7.3.1
Scenario’s als gestileerde tijdsevolutie
160
7.3.2
Intrusiescenario’s
161
7.3.3
“Wat als …?” scenario’s
162
7.4
Algemeen besluit
162
1 +( $ +( +(
xii
"3, "6' (
$
&
$
7
"2"
6/897 ( ,6+ (
"2, (
(
$
$
"22
NIROND
2005–01 N, April 2005
$
Voor het beheer op lange termijn van categorie A afval nam de Ministerraad van 16 januari 1998 een beslissing voor berging en sloot daarmee de optie verlengde opslag uit. De berging van categorie A afval kan ofwel aan of nabij de oppervlakte – oppervlakteberging – ofwel in diepe geologische lagen plaatsvinden – diepe berging. Om een keuze te kunnen maken tussen deze twee opties voor berging en om een inplantingsplaats van berging te kunnen afbakenen, heeft de Ministerraad een aantal opdrachten voor NIRAS vastgelegd, haar mede gedeeld door haar toenmalige voogdijminister, de Minister van Economie, Dhr. E. Di Rupo, in een schrijven van 26 januari 1998. Voor het uitvoeren van deze opdrachten keurde de Raad van Bestuur van NIRAS op 13 maart 1998 een werkprogramma goed dat moet toelaten om alle elementen te verkrijgen op basis waarvan de Ministerraad deze keuze kan maken. In dit werkprogramma stelt NIRAS zich tot doel om voor zowel oppervlakte als diepe berging voorontwerpen uit te werken die geïntegreerd worden in een plaatselijke gemeenschap. Voor ieder voorontwerp is de veiligheid en bescherming van het leefmilieu een basisvoorwaarde. De veiligheid en milieu-impact worden nagegaan door middel van radiologische en chemische impactevaluaties. Radiologische impactevaluaties worden ook veiligheidsevaluaties genoemd. Dit rapport geeft een overzicht van de tijdens de voorontwerpfase uitgevoerde radiologische en chemische impactevaluaties van een oppervlaktebergingsinstallatie van categorie A afval te Mol/Dessel. Het overzicht is een synthese van de algemene benadering en belangrijkste resultaten die in het werkprogramma verkregen werden met betrekking tot de radiologische en chemische impact. De impactevaluaties en hun resultaten worden in detail beschreven in diverse technische rapporten en nota’s. Aldus kan dit rapport de lezer ook een leidraad en overzicht verschaffen bij het bestuderen van de diverse technische rapporten en nota’s die ieder slechts een deelaspect van de impactevaluaties behandelen. Bij deze radiologische en chemische impactevaluaties wordt er rekening gehouden met de voorontwerpen voor oppervlakteberging die binnen de partnerschappen MONA1 en STOLADessel 2 ontwikkeld werden voor respectievelijk de gemeenten Mol en Dessel, en die beschreven worden in de documenten [1, 2, 3, 4]. Een overzicht van de radiologische en chemische impactevaluaties voor de installaties voor diepe berging van categorie A te Mol/Dessel en voor een berging nabij de oppervlakte te Fleurus-Farciennes wordt in aparte rapporten gegeven [75, 5].
1
MONA is de afkorting voor ‘Mols Overleg Nucleair Afval Categorie A’.
2
STOLA-Dessel is de afkorting voor ‘Studie– en Overleggroep Laagactief Afval’.
NIROND
2005–01 N, April 2005
1
Omdat de doelstelling van berging erin bestaat een passief systeem te verkrijgen dat de langetermijnveiligheid verzekert, werd in deze voorontwerpfase van het bergingsprogramma nadruk gelegd op de evaluatie van radiologische langetermijnimpact, hoewel ook de aspecten operationele radiologische impact en chemische langetermijnimpact behandeld werden, zij het in een mindere graad van detail. Gezien de bestaande ervaring voor de operationele veiligheid van oppervlakteberging is de doelstelling van de voorontwerpfase immers aan te tonen dat er qua langetermijnveiligheid geen onoverkomelijke problemen bestaan om tot een eventuele projectfase te kunnen overgaan.
1. Context van de impactevaluaties
2. Beschrijving van bergingsinstallatie en omgeving
3. Ontwikkeling en verantwoording van scenario’s
4. Formulering, implementatie en verificatie van modellen
Uitvoeren van de berekeningen 5.
Aanpassingen/ verfijningen
Interpretatie van de resultaten Vergelijking met toetsingscriteria (veiligheidsnormen)
Ja
6. Aanbevelingen tot aanpassingen en verfijningen
Aanbevelingen conform aan 6. objectieven aan huidige fase?
Nee 6. Aanbevelingen voor volgende fase van het programma
Figuur
1
–
ISAM
methodologie
voor
het
gestructureerd
uitwerken
van
langetermijnimpactevaluaties voor (oppervlakte)berging; de structuur van dit rapport werd geënt op dit schema en de nummers in de figuur corresponderen met de nummers van de hoofdstukken in dit rapport.
2
NIROND
2005–01 N, April 2005
Het structurerende element voor dit rapport is de methodologie voor veiligheidsevaluaties ontwikkeld in het kader van het internationale project ‘Improvement of Safety Assessment Methodologies for Near Surface Disposal Facilities’ (ISAM, Verbetering van de methodologieën voor veiligheidsevaluaties van oppervlaktebergingsinstallaties), gecoördineerd door het Internationaal Agentschap voor Atoomenergie (IAEA, International Atomic Energy Agency). We onderscheiden een aantal opeenvolgende stappen in de ontwikkeling van impactevaluaties volgens de ISAM-methodologie (Figuur 1). Iedere stap wordt in een specifiek hoofdstuk van dit rapport behandeld. 1.
Vooreerst moet de context verduidelijkt worden waarbinnen de impactevaluaties uitgevoerd worden. Hiermee bedoelt men wat de doelstellingen zijn van het bergingssysteem; hoe het bergingssysteem gerealiseerd wordt in een stapsgewijze aanpak met specifieke objectieven in iedere fase; wat de doelstellingen zijn van de impactevaluaties binnen de huidige fase van de stapsgewijze aanpak; wat het regelgevende kader inhoudt; op basis van welke resultaten de veiligheid beoordeeld wordt; volgens welke filosofie de evaluaties opgevat worden; wat de beschouwde tijdsschalen zijn en wat de algemene kenmerken zijn van het bergingssysteem. De context expliciteert dus een aantal premissen, onderstellingen, beperkingen en randvoorwaarden waarop de impactevaluaties steunen en draagt op deze manier bij tot de naspeurbaarheid van de evaluaties.
2.
Vervolgens worden de bergingsinstallatie en haar omgeving beschreven. In deze beschrijving wordt een overzicht gegeven van alle relevante basisinformatie betreffende: a.
het afval: i.
typen afval;
ii.
oorsprong van het afval;
iii.
radiologische en chemische eigenschappen van afval;
iv.
hoeveelheden afval;
b.
de bergingsinstallatie; i.
monoliet;
ii.
modules;
iii.
dakstructuur;
iv.
afdekking;
c.
3.
de omgeving van de bergingsinstallatie: i.
hydrogeologie;
ii.
migratiegedrag van de verschillende stoffen in de omgeving;
iii.
blootstellingswegen.
De context van de evaluaties en de beschrijving van de installatie en haar omgeving verschaffen ons de nodige gegevens om in een volgende stap op een systematische en coherente wijze scenario’s te ontwikkelen en te verantwoorden. Scenario’s
NIROND
2005–01 N, April 2005
3
beschrijven of omvatten de belangrijkste mogelijke evoluties van de bergingsinstallatie en haar omgeving. 4.
Om de impact te kunnen nagaan van de verschillende scenario’s moeten modellen geconstrueerd worden: a.
eerst wordt er van ieder scenario een conceptueel model gemaakt, dit wil zeggen een beschrijving van de verschillende processen en fenomenen die optreden binnen dit scenario;
b.
daarna worden op basis van de conceptuele modellen één of meerdere mathematische modellen geformuleerd;
c.
ten slotte worden computermodellen.
de
mathematische
modellen
geïmplementeerd
in
Vooraleer de modellen te gebruiken, wordt er een verificatie uitgevoerd van de nauwkeurigheid van de numerieke oplossing van de mathematische modellen en van de computermodellen. 5.
Eenmaal de verschillende modellen beschikbaar en geverifieerd, bestaat de volgende stap erin: a.
berekeningen uit te voeren;
b.
resultaten te verzamelen;
c.
resultaten te interpreteren.
De resultaten worden geïnterpreteerd door een vergelijking te maken met toetsingscriteria, veiligheidsnormen en/of achtergrondwaarden. De toetsingscriteria en veiligheidsnormen worden door de veiligheidsautoriteiten vastgelegd in het regelgevende kader. 6.
4
Op basis van de toetsing van de resultaten van de berekeningen voor de verschillende scenario’s en de interacties en discussies met diverse belanghebbenden over alle vorige stappen, worden aanbevelingen geformuleerd voor aanpassingen en verfijningen aan de bergingsinstallatie en haar inplanting, de scenario’s en de modellen. Voor deze aanbevelingen wordt er nagegaan of ze conform zijn aan de context van de veiligheidsevaluaties en bijvoorbeeld niet een grotere graad aan detail inhouden dan wat er in de huidige fase van het programma vereist wordt. De aanpassingen en verfijningen die passen binnen de huidige fase van het programma worden vervolgens uitgevoerd in een volgende iteratie van de veiligheidsevaluaties. De overige aanpassingen en verfijningen worden aanbevelingen voor nieuwe veiligheidsevaluaties tijdens een volgende fase van het programma. Bij de start van een dergelijke volgende fase van het programma wordt een nieuwe context gedefinieerd, die bijvoorbeeld kan inhouden dat meer gedetailleerde veiligheidsevaluaties nodig zijn met het oog op een vergunningsaanvraag.
NIROND
2005–01 N, April 2005
"
)
*
$
In dit hoofdstuk wordt de context van de radiologische en chemische impactevaluaties geschetst, vertrekkende van de beslissing van de Ministerraad van 16 januari 1998 en het daaruit voortvloeiende werkprogramma van NIRAS voor het langetermijnbeheer van het laagactieve en kortlevende afval zoals goedgekeurd door de Raad van Bestuur van NIRAS op 13 maart 1998. Hierbij beperken we ons tot de elementen die rechtstreeks betrekking hebben op de radiologische en chemische impact van een oppervlaktebergingsinstallatie. De algemene context van het geheel van werkzaamheden uitgevoerd in het kader van het werkprogramma voor het langetermijnbeheer van het laag- en middelactieve kortlevende afval wordt in meer detail beschreven in het document [6]. Deze context omvat de doelstellingen van het bergingssysteem (sectie 1.1), de algemene karakteristieken van het bergingssysteem te Mol/Dessel (sectie 1.2), de doelstellingen van de impactevaluaties (sectie 1.3), het regelgevende kader (sectie 1.4) en de daaruit voortvloeiende tijdsschalen voor de evaluaties (sectie 1.5), de eindpunten van de evaluaties (sectie 1.6) en ten slotte een beschrijving van de algemene benadering van de evaluaties (sectie 1.7).
":" Op basis van het NIRAS rapport NIROND 97-04 [7] dat een aantal opties voor het langetermijnbeheer van categorie A afval met elkaar vergeleek, opteerde de Ministerraad in zijn beslissing van 16 januari 1998 voor een oplossing die definitief is, of kan worden; met andere woorden voor een bergingsoplossing in plaats van een oplossing voor langdurige opslag. Een bergingssysteem moet voldoen aan een dubbele doelstelling van veiligheid, volgens de principes voor beheer van radioactief afval opgesteld door het IAEA: Beschermen van mens en milieu Het bergen moet de mens en het milieu beschermen tegen de risico’s die het radioactief afval kan vormen, door dit afval zolang als nodig te concentreren en in te sluiten. Beperken van de overdracht van de lasten naar toekomstige generaties Het bergen moet een op termijn passieve bescherming bieden, anders gezegd een bescherming die op termijn geen ingrepen van de toekomstige generaties zal vergen. Uit de eerste doelstelling blijkt duidelijk dat berging vertrekt van een strategie van ‘concentreren en insluiten’ van het radioactief afval, of meer specifiek van de radionucliden in het afval. ‘Insluiten’ is ten eerste het verhinderen of belemmeren van verspreiding van contaminanten en ten tweede het beperken of vertragen van verspreiding van contaminanten. Daardoor is er bij berging van radioactief afval sprake van ‘een uitgesteld vrijkomen van de niet-vervallen activiteit’ (Figuur 2).
NIROND
2005–01 N, April 2005
5
) Geconditioneerd radioactief afval waarvan de radiologische kenmerken voldoende geringe waarden hebben om het afval aan of nabij de oppervlakte te kunnen bergen.
Radioactief afval onmiddellijk vrijkomen van alle activiteit
BIOSFEER verdunning en verspreiding ACTIEVE
PASSIEVE
INSLUITING
INSLUITING
langdurige
berging
opslag
vrijkomen van een kleine fractie van de activiteit
Figuur 2 – De opties die kunnen beschouwd worden voor het langetermijnbeheer van radioactief afval. In overeenstemming met de beslissing van de Ministerraad van 16 januari 1998 is de door NIRAS bestudeerde referentie-optie voor het beheer van afval van categorie A een passieve insluiting door berging (langdurige opslag wordt niet overwogen). De dikte van de pijl is een maat voor de hoeveelheid contaminanten. $
Een geheel van berekeningen en argumenten om de radiologische en chemische impact te beoordelen van respectievelijk de aanwezige radionucliden in het afval en de chemische bestanddelen in het afval. Deze evaluaties omvatten typisch een aantal verschillende scenario’s van wat gebeurt of zou kunnen gebeuren met de installatie, haar omgeving en de mensen in haar omgeving.
De strategie van ‘concentreren en insluiten’ staat in tegenstelling tot de strategie van ‘verspreiden en verdunnen’ die toegepast wordt voor lozingen van vloeibaar of gasvormig afval, of die in het verleden toegepast werden bij de zeeberging van radioactief afval. Bij lozingen is er sprake van een onmiddellijk vrijkomen van de totale activiteit in de biosfeer. Dit document beschrijft de radiologische en chemische impactevaluaties voor een oppervlaktebergingsinstallatie, ingeplant op de nucleaire zone van Mol/Dessel. Een oppervlakteberging van categorie A afval is gestoeld op de hypothese dat het concentreren en insluiten van de contaminanten door de verschillende componenten van de bergingsinstallatie bewerkstelligd wordt. Hierdoor wordt er een sterke klemtoon gelegd op de technische barrières die de contaminanten insluiten. Een oppervlakteberging impliceert dat de mens gemakkelijker in contact zou kunnen komen met het afval dan bij diepe berging. Een actieve institutionele controleperiode tot enkele honderden jaren moet ertoe bijdragen dat een direct contact met het afval verhinderd wordt. Bovendien moet de radiologische inventaris van het afval dusdanig beperkt worden dat een direct contact met het afval onmiddellijk na de controleperiode niet tot onaanvaardbare blootstellingen leidt. De inplanting van de installatie in de biosfeer impliceert ten slotte dat de technische barrières, die zorgen voor de insluiting van contaminanten, gemakkelijk verstoord kunnen worden. De actieve institutionele controleperiode verhindert vroegtijdige degradaties van de technische barrières. Enerzijds worden door het actieve beheer verstoringen aan de barrières tegengegaan; anderzijds blijft het tijdens deze periode mogelijk eventuele schade veroorzaakt door verstoringen te herstellen.
6
NIROND
2005–01 N, April 2005
Het voorontwerp van een oppervlaktebergingsinstallatie komt tegemoet aan de veiligheidsstrategie van concentreren en insluiten, door het plaatsen van meerdere barrières en/of componenten die verschillende en diverse veiligheidsfuncties vervullen – multifunctieprincipe – in het bijzonder: een beperking van de toegankelijkheid (L), wat inhoudt dat een directe toegang tot het afval verhinderd wordt, ook bij verstorende gebeurtenissen, en dat de directe straling van het afval voldoende afgeschermd wordt van mens en omgeving; een fysische insluiting (C), wat wil zeggen dat men iedere verspreiding van de radionucliden en contaminanten zoveel als mogelijk wil verhinderen; omdat de belangrijkste verspreidingsvector van radionucliden en contaminanten water is 3 , probeert men het contact tussen water en radionucliden of contaminanten in het afval zoveel mogelijk te verhinderen en te beperken; een vertraging en spreiding van vrijkomen (R), wat wil zeggen dat men in het geval van een geheel of gedeeltelijk wegvallen van de functie fysische insluiting, de verspreiding van radionucliden en contaminanten in de verschillende componenten van de installatie zoveel mogelijk vertraagt en beperkt per eenheid van tijd; de doelstelling van deze functie is om de hoeveelheid contaminanten die per eenheid van tijd doorheen het bergingssysteem migreert en het bergingssysteem uiteindelijk verlaat, te verminderen; dit kan hetzij door het radioactieve verval van de radionucliden te benutten tijdens hun vertraagde migratie doorheen het systeem, hetzij door de contaminantenflux doorheen en uit het bergingssysteem in de tijd te spreiden. In de oppervlaktebergingsinstallatie onderscheiden we de volgende componenten: het afval en zijn conditioneringsvorm, het afvalvat, de monoliet, de module, de afdekking van de modules en de ophoging onder de modules. Samen vervullen deze componenten de verschillende veiligheidsfuncties (Figuur 3). Een installatie voor berging aan de oppervlakte wordt in een omgeving ingeplant welke een veiligheidsrol zal spelen in de verspreiding van contaminanten naar de mens en leefmilieu zodra de niet-vervallen fractie vrijkomt uit de installatie. Deze veiligheidsrol is de verdunning en verspreiding (D) van de contaminatie (Figuur 3) door de omgeving die bestaat uit de geologische formaties van de inplantingsplaats en de biosfeer. Dit betekent dat door verdunning en spreiding de individuele impact op mens en milieu in dezelfde mate als de contaminantenconcentraties verlaagt. Vergeleken met de veiligheidsfuncties van de bergingsinstallatie kan de veiligheidsrol ‘verdunning en verspreiding’ van de omgeving slechts van ondergeschikt belang zijn, omdat inspanningen om de verdunning en
3
De verspreiding van radionucliden via lucht is een minder belangrijke vector. Deze vector wordt slechts beschouwd voor situaties waarin het afval rechtstreeks met de atmosfeer in contact komt, bijvoorbeeld na menselijke intrusies zoals het aanleggen van een weg doorheen de site. Deze vector is minder belangrijk omdat men op niveau van de criteria die categorie A definiëren de gehalten aan
226
3
Ra, H en
14
C beperkt. Dit zijn namelijk radionuclides waarvoor de verspreidingsvector lucht voor de niet-intrusie
scenario’s eventueel belangrijk zou kunnen worden ten opzichte van water. Bovendien worden door de acceptatiecriteria voor geconditioneerd categorie A afval geen vrije vloeistoffen of gassen toegelaten.
NIROND
2005–01 N, April 2005
7
verspreiding te maximaliseren of te optimaliseren zouden leiden naar een strategie van ‘verspreiden en verdunnen’ in plaats van een strategie van ‘concentreren en insluiten’.
1. Beperking toegankelijkheid (L) BIOSFEER (D)
AFDEKKING (L,C)
MODULE (L,C,R) MONOLIETWAND (L,C,R)
2. Fysische insluiting (C)
OPVULMORTEL (C,R)
Veiligheidsrol: Verdunning en verspreiding (D)
VAT (-)
GECONDITIONEERD AFVAL (-)
3. Vertraging 3. Vertraging en en spreiding spreiding vanvan vrijkomen vrijkomen (R)(R)
OPHOGING (-)
GEOLOGISCHE FORMATIES VAN DE INPLANTINGSPLAATS (D)
Figuur 3 – Beoogde werking van de componenten van de bergingsinstallatie in termen van veiligheidsfuncties; de omgeving vervult de veiligheidsrol ‘verdunning en verspreiding’.
": ; In dit rapport worden radiologische en chemische impactevaluaties gemaakt voor de beschouwde voorontwerpen van oppervlaktebergingsinstallaties op de nucleaire zone in de gemeenten Mol en Dessel (Figuur 4). De beschouwde inplantingsplaatsen voldoen op voldoende wijze aan de terrein- en veiligheidsvereisten [52]. De vereisten inzake veiligheid zijn: afwezigheid van risico voor overstroming, grondmechanische stabiliteit, seismiciteit voldoende laag, afwezigheid van minerale rijkdommen, overtuigend modelleerbare hydrogeologie. Vóór het opstarten van het werkprogramma categorie A afval in 1998 had NIRAS het generiek voorontwerp – versie 1997 voor een oppervlaktebergingsinstallatie ontwikkeld, gebaseerd op het werk uitgevoerd in de periode 1985-1997. Dit werd aangepast tot het generiek voorontwerp – versie 2000 door een ophoging onder de bergingsmodules aan te brengen teneinde alle elementen van de bergingsinstallatie – inspectiegalerij onder de modules – boven het niveau van het grondwater te plaatsen. Daarna werd dit generiek voorontwerp uit 2000 gebruikt als vertrekpunt in de partnerschappen MONA en STOLADessel voor de verdere ontwikkeling tot sitespecifieke voorontwerpen van de partnerschappen MONA [1] en STOLA-Dessel [2] (Figuur 5). De radiologische en chemische impactevaluaties hebben betrekking op zowel het generieke voorontwerp – versie 2000 als op de sitespecifieke voorontwerpen van de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel.
8
NIROND
2005–01 N, April 2005
Figuur 4 – Situering van de mogelijke inplantingen die bestudeerd werden voor een oppervlaktebergingsinstallatie van categorie A afval. Generiek voorontwerp - versie 1997
Sitespecifiek voorontwerp MONA
Sitespecifiek voorontwerp STOLA-Dessel
Figuur 5 – Algemeen overzicht van de evolutie van het generieke voorontwerp tot de site-specifieke voorontwerpen van MONA
en STOLA-Dessel.
NIROND
2005–01 N, April 2005
9
":,
$
De klemtonen en doelstellingen van de impactevaluaties verschillen naargelang de fase van het bergingsprogramma. De verwezenlijking van een bergingsinstallatie gebeurt inderdaad in verschillende fasen: Fase vóór constructie — Dit zijn de onderzoeks- en ontwikkelingsfase en de voorontwerp- en ontwerpfasen. Voor de berging van categorie A afval bevinden we ons momenteel in de voorontwerpfase (1998-2005). Constructiefase — De bergingsinstallatie wordt gebouwd na het verkrijgen van een oprichtingsvergunning op basis van onder andere een voorlopig veiligheidsrapport. Exploitatiefase — In deze fase wordt het radioactief afval in de bergingsinstallatie geplaatst. Deze fase start nadat een exploitatievergunning verkregen werd op basis van onder andere het veiligheidsrapport. Fase van sluiting — Nadat het radioactief afval is ingebracht en nadat de nodige vergunningen verkregen werden, wordt de bergingsinstallatie afgesloten; dit houdt in dat de resterende kunstmatige barrières rondom het afval worden aangebracht en dat alle directe toegangen tot het afval worden afgesloten. Fase van actieve institutionele controle — De afgesloten installatie staat onder toezicht; dit houdt onder andere in dat er actieve controles worden uitgevoerd, dat er toezicht wordt uitgeoefend en dat de toegang tot de bergingssite gecontroleerd wordt. Fase van vrijgave van de site — Met het afsluiten van de fase van actieve institutionele controle worden de actieve maatregelen en controles stopgezet. Vanaf dan kunnen er zich onbedoelde menselijke intrusies in de bergingsinstallatie voordoen. Er wordt echter wel getracht de herinnering aan de bergingsinstallatie intact te houden om onbedoelde menselijke intrusies toch zoveel als mogelijk te beperken, onder andere door archivering van informatie, het vastleggen en beperken van de bodembestemmingen op en rondom de inplantingsplaats en door het aanbrengen van merktekens en bakens (passieve institutionele controle).
Actieve Constructie en exploitatie
Sluiting
60 à 80 jaar
institutionele controle
Vrijgave van de site
(passieve institutionele controle)
200 à 300 jaar
Tijd
Operationele veiligheid
Veiligheid op lange termijn
Figuur 6 – Tijdsschalen voor een oppervlaktebergingsinstallatie en het verband met de operationele veiligheid en veiligheid op lange termijn.
10
NIROND
2005–01 N, April 2005
De constructiefase, exploitatiefase en fase van sluiting zullen voor een oppervlaktebergingsinstallatie 60 tot 80 jaar in beslag nemen, terwijl de periode van actieve institutionele controle 200 tot 300 jaar zal bedragen. De veiligheid van een bergingsinstallatie omvat twee luiken: de operationele veiligheid – dit wil zeggen de veiligheid van arbeiders en bevolking gedurende de periode van constructie, exploitatie, sluiting en actieve institutionele controle; de veiligheid op lange termijn – dit wil zeggen de veiligheid van de bevolking na sluiting van de bergingsinstallatie. Het verband tussen de beide luiken (operationele veiligheid en veiligheid op lange termijn) en de opeenvolgende fasen van een bergingsinstallatie wordt in Figuur 6 aangeduid. In de impactevaluaties wordt de radiologische en chemische impact nagegaan tijdens de operationele fase en op lange termijn. Tijdens de operationele fase wordt de impact teweeggebracht door externe bestraling en/of accidenten terwijl de impact op lange termijn veroorzaakt wordt door het uitgestelde vrijkomen van de niet-vervallen fractie activiteit naar de mens en omgeving. In deze langetermijnimpact wordt er voor verschillende scenario’s een impact berekend. De volgende doelstellingen worden voor ogen gehouden bij de impactevaluaties binnen de huidige voorontwerpfase van het bergingsprogramma: het ontwikkelen van de methodologie en de instrumenten die toelaten om te evalueren of een berging van categorie A afval een voldoende bescherming biedt voor mens en omgeving; het ondersteunen van de ontwikkeling van de site-specifieke voorontwerpen van de partnerschappen: –
het generieke voorontwerp – versie 2000 heeft als vertrekpunt gediend voor een eerste reeks langetermijnimpactevaluaties en voor de eerste discussies binnen de partnerschappen;
–
vervolgens werd dit voorontwerp op basis van de discussies binnen de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel verder ontwikkeld tot de site-specifieke voorontwerpen van de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel;
–
voor de site-specifieke voorontwerpen van MONA en tweede reeks langetermijnimpactevaluaties uitgevoerd;
STOLA-Dessel
werd een
het toepassen van de veiligheidsmethodologie om de veiligheid op lange termijn te toetsen aan bestaande nationale en/of internationale regelgeving, in afwachting van een specifieke Belgische leidraad voor de radiologische langetermijnimpact van bergingsinstallaties, met als dubbel objectief: −
NIROND
om na te gaan of de veiligheid op lange termijn van de voorgestelde voorontwerpen voldoende gewaarborgd is;
2005–01 N, April 2005
11
−
om over dit onderwerp overleg te plegen met de Belgische veiligheidsautoriteiten, in het bijzonder het Federaal Agentschap voor Nucleaire Controle (FANC), zoals gevraagd in de beslissing van de Ministerraad van 16 januari 1998;
het identificeren van eventuele onoverkomelijke problemen die een projectfase voor de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel voor oppervlakteberging in het gedrang zouden kunnen brengen; het aantonen van de haalbaarheid om een dossier tot vergunningsaanvraag voor te bereiden tijdens een volgende projectfase; het verder definiëren, in overleg met het FANC, van de concrete invulling van een dossier tot vergunningsaanvraag. Deze doelstellingen impliceren dat het gedetailleerd beoordelen van de radiologische veiligheid tijdens de operationele fase niet noodzakelijk was om de doenbaarheid van het voorontwerp aan te tonen. Vermits men voor dit aspect kan bogen op bestaande ervaring (operationele veiligheid in oppervlaktebergingsinstallaties in het buitenland en in opslaggebouwen) is NIRAS de overtuiging toegedaan dat deze aspecten geen onoverkomelijke problemen met zich mee zullen brengen; temeer daar er bij de ontwerpstudies reeds rekening gehouden werd met een aantal aspecten zoals de integriteit van de monoliet bij een val en het aanbrengen van een geprefabriceerde betonnen afschermingsplaat boven de monolieten voor de bescherming van de personen die op de gevulde modules zullen werken. Tijdens een projectfase resulterend in een vergunningsaanvraag zullen deze aspecten meer gedetailleerd uitgewerkt worden.
":.
$
$
Een beoordeling van de radiologische veiligheid en de milieu-impact moet rekening houden met het nationale en internationale regelgevende kader. Voor het regelgevende kader maken we een onderscheid tussen de (radiologische) veiligheidsaspecten en de aspecten bescherming van het leefmilieu voor de niet-radiologische aspecten. Ofschoon dezelfde algemene ethische principes en principes van veilig beheer van radioactief afval van toepassing zijn voor beide aspecten, zijn er immers verschillen qua praktische uitwerking qua aanbevelingen, conventies en wetgeving. Het regelgevende kader voor de radiologische en chemische impact van een bergingsinstallatie voor categorie A afval omvat zowel internationale als nationale aanbevelingen en regelgeving. Op internationaal niveau onderscheiden we: – aanbevelingen door het Internationaal Agentschap voor Atoomenergie (IAEA, International Atomic Energy Agency); – aanbevelingen door de Internationale Commissie voor Stralingsbescherming (ICRP, International Commission on Radiological Protection); – aanbevelingen door de Europese Commissie (EC); – wetgeving op Europees niveau onder de vorm van Europese richtlijnen;
12
NIROND
2005–01 N, April 2005
– internationale verdragen en conventies die mede door België ondertekend werden en vervolgens opgenomen werden in de nationale wetgeving, zoals de IAEA Joint Convention on the Safety of Spent Fuel Management and on the Safety of Radioactive Waste Management [8, 9]. Op nationaal niveau onderscheiden we: – federale wetgeving voor nucleaire materie; – gewestelijke wetgeving voor aspecten in verband met bescherming van het leefmilieu voor de niet-radiologische aspecten; – beslissingen op federaal niveau zoals de beslissing van de Ministerraad van 16 januari 1998. ":.:"
%
$
1.4.1.1 Internationale aanbevelingen, verdragen en wetgeving Internationale aanbevelingen, verdragen en wetgeving baseren zich op een aantal principes. Voor de veiligheidsaspecten van het beheer van radioactief afval en van de stralingsbescherming worden deze principes vastgelegd in internationale aanbevelingen van ICRP (ICRP aanbevelingen) en IAEA (IAEA Safety Fundamentals). De vereisten die uit deze principes voortvloeien, worden gedefinieerd in documenten met de veiligheidsvereisten voor specifieke gevallen (IAEA Safety Requirements en ICRP aanbevelingen). Op een volgend niveau zijn mogelijke werkwijzen waarmee de veiligheidsprincipes en vereisten in specifieke gevallen kunnen toegepast of aangetoond worden het onderwerp van nog specifiekere IAEA documenten (IAEA Safety Guides). Wat betreft de principes voor het veilige beheer van radioactief afval en voor het systeem van stralingsbescherming zijn volgende aanbevelingen door IAEA en ICRP van toepassing: ‘IAEA Principles of Radioactive Waste Management’ [10] dat de principes voor het veilige en verantwoorde beheer van radioactief afval formuleert. ‘IAEA International Basic Safety Standards for Protection against Ionizing Radiation and for the Safety of Radiation Sources’ [11] en ‘ICRP 1990 Recommendations of the International Commission on Radiological Protection’ [12], die de basisprincipes van stralingsbescherming definiëren. De door België geratificeerde IAEA Joint Convention on the Safety of Spent Fuel Management and on the Safety of Radioactive Waste Management [8,9] baseert zich op deze principes van IAEA en ICRP.
NIROND
2005–01 N, April 2005
13
$
$
Radioactief afval moet op een dusdanige manier beheerd worden dat de volksgezondheid gewaarborgd is; het leefmilieu beschermd wordt; over de landsgrenzen heen rekening gehouden wordt met de gevolgen van het afval voor de volksgezondheid en het leefmilieu; de voorziene gevolgen voor de gezondheid van de toekomstige generaties niet groter zijn dan de niveaus die momenteel aanvaardbaar zijn; geen bovenmatige lasten naar de toekomstige generaties worden doorgeschoven; het past binnen een geschikt nationaal juridisch kader, waarin de verantwoordelijkheden duidelijk afgebakend zijn en waarin voorzien is in onafhankelijke regelgevende instanties; de productie van radioactief afval zo laag als praktisch mogelijk wordt gehouden; terdege rekening gehouden wordt met de onderlinge afhankelijkheid tussen de verschillende fasen in de productie en het beheer van het afval; de veiligheid van de installaties van radioactief afval beheer op gepaste wijze gewaarborgd blijft tijdens hun volledige levensduur.
$
IAEA
International Basic Safety Standards for Protection against Ionizing Radiation and for the Safety of Radiation Sources [11] en ICRP 1990 Recommendations of the International Commission on Radiological Protection [12]=
principe van rechtvaardiging van de handelingen: geen enkele handeling die blootstelling aan ioniserende straling met zich meebrengt mag uitgevoerd worden, tenzij ze voldoende voordelen biedt voor de blootgestelde individuen of voor de samenleving, die de stralingsschade compenseren. principe van optimalisering van de bescherming, ook ALARA-principe genoemd (As Low As Reasonably Achievable): de beschermingsmiddelen moeten zodanig worden gekozen dat de individuele doses, het aantal blootgestelde personen en de waarschijnlijkheid van de blootstelling, wanneer deze niet zeker zal plaatsvinden, zo laag als redelijkerwijze mogelijk worden gehouden, rekening houdend met economische en sociale factoren. principe van de individuele dosislimieten: de individuele stralingsdosis die door een beroepsmatig blootgestelde werknemer en een lid van de bevolking ontvangen wordt, moet lager blijven dan de opgelegde limietwaarden.
14
NIROND
2005–01 N, April 2005
De veiligheidsvereisten die, voor een oppervlaktebergingsinstallatie van radioactief afval uit deze principes resulteren, worden in de volgende documenten van IAEA en ICRP aangegeven: ‘IAEA Safety Requirements for Near Surface Disposal of Radioactive Waste’ [13] die een reeks van veiligheidsvereisten definieert voor oppervlaktebergingsinstallaties; ‘ICRP Protection from Potential Exposure: A Conceptual Framework’ [ 14 ] dat een aantal vereisten van stralingsbescherming definieert in het geval van een potentiële blootstelling, dit wil zeggen een blootstelling met een waarschijnlijkheid van voorkomen kleiner dan één; ‘ICRP Radiological Protection Policy for the Disposal of Radioactive Waste’ [15] en ‘ICRP Radiation Protection Recommendations as Applied to the Disposal of Long-lived4 Solid Radioactive Waste’ [16] die beide een reeks van vereisten van stralingsbescherming definiëren voor het specifieke geval van een bergingsinstallatie. Een werkwijze voor het toepassen van de veiligheidsprincipes en -vereisten is terug te vinden in volgende documenten van IAEA: ‘IAEA Safety Guide for Safety Assessment for Near Surface Disposal of Radioactive Waste’ [17] die een werkwijze aanreikt voor het toepassen van de veiligheidsprincipes en -vereisten door het uitwerken van veiligheidsevaluaties. ‘IAEA Safety Guide for the Siting of Near Surface Disposal Facilities’ [18] die definieert hoe een inplantingsplaats van een bergingsinstallatie aan of nabij de oppervlakte kan afgebakend worden, rekeninghoudend met de veiligheidsprincipes en -vereisten. ‘IAEA Safety Guide for the Classification of Radioactive Waste’ [43] die aangeeft hoe de veiligheidsprincipes en -vereisten kunnen toegepast worden om een classificatiesysteem voor radioactief afval uit te werken.
8
$
Som van de gewogen equivalente dosissen over alle organen en weefsels. De wegingscoëfficiënt houdt rekening met de stralingsgevoeligheid van de organen. De effectieve dosis wordt uitgedrukt in sievert (Sv). Ter vereenvoudiging wordt de term ‘dosis’ vaak gehanteerd in plaats van ‘effectieve dosis’. 8>
$
Product van de geabsorbeerde dosis met een wegingscoëfficiënt die afhangt van de aard van de
1.4.1.2 Europese aanbevelingen en wetgeving
straling. De equivalente dosis wordt
Het systeem van stralingsbescherming, gestoeld op de principes rechtvaardiging van de handeling, optimalisering van de bescherming en individuele dosislimieten, werd op Europees niveau overgenomen uit de ICRP [12] en IAEA [11] aanbevelingen en geformuleerd onder de vorm van de Richtlijn 96/29/EURATOM van de Raad van 13 mei 1996 tot vaststelling van de basisnormen voor de bescherming van de gezondheid der bevolking en der werkers tegen de aan ioniserende straling verbonden gevaren [19].
uitgedrukt in sievert (Sv). ? $
$ Energie die
door de straling afgegeven wordt per
De praktische toepassing van de richtlijn 96/29/EURATOM werd verduidelijkt in de Mededeling van de Commissie betreffende de toepassing van Richtlijn 96/29/EURATOM van de Raad tot vaststelling van de basisnormen voor de bescherming van de gezondheid der bevolking en der werkers tegen de aan ioniserende straling verbonden gevaren (96/C 133/03), EC 98/C 133/03 [20].
4
Er wordt in alinea vier van het document verduidelijkt dat ook berging aan of nabij de oppervlakte in dit document behandeld wordt.
NIROND
2005–01 N, April 2005
15
massa-eenheid. De geabsorbeerde dosis wordt uitgedrukt in gray (Gy).
In de Europese richtlijn 98/83/EG van de Raad betreffende de kwaliteit van voor menselijke consumptie bestemd water [21], wordt voor het voor menselijke consumptie bestemde water een totale indicatieve dosis van 0,1 mSv.jaar-1 opgelegd voor alle nucliden uitgezonderd tritium, kalium-40, radon en de vervalproducten van radon. 1.4.1.3 Nationale wetgeving Het Koninklijk Besluit (KB) van 20 juli 2001 houdende algemeen reglement op de bescherming van de bevolking, van de werknemers en het leefmilieu tegen het gevaar van de ioniserende stralingen (afgekort tot ARBIS) [22], heeft onder andere gezorgd voor de omzetting naar Belgische wetgeving van de richtlijn 96/29/EURATOM en aldus de omzetting van de ICRP [12] en IAEA [11] aanbevelingen over het stralingsbeschermingsysteem. Dit KB levert een algemeen kader voor de classificatie en vergunningsverlening van nucleaire installaties en voor naleving van de stralingsbescherming en de nucleaire veiligheid binnen deze installaties. Voor de naleving van de stralingsbescherming worden normen in termen van individuele dosislimieten voor publiek en werknemers opgelegd, waarbij de individuele dosislimieten gedefinieerd worden als een effectieve (volg)dosis per jaar. De dosislimieten voor publiek en werknemers bedragen respectievelijk 1 mSv.jaar-1 en 20 mSv.jaar-1. In dit KB worden er geen algemene waarden voor de dosisbeperkingen gepreciseerd omdat dit geval per geval moet beoordeeld worden. Dosisbeperkingen worden opgelegd om te verzekeren dat de individuele dosislimieten gerespecteerd worden bij meerdere blootstellingen, bijvoorbeeld door meerdere nucleaire installaties. In dit document worden door NIRAS dosisbeperkingen tussen 0,1 en 0,3 mSv.jaar-1 gebruikt, omdat enerzijds de waarde van 0,3 mSv.jaar-1 internationaal aanbevolen wordt door ICRP [16] en IAEA [13] en omdat anderzijds de waarden voor de dosisbeperkingen voor de radiologische langetermijnimpact in andere landen zoals Frankrijk, Duitsland, Zweden, Finland, Verenigde Staten … zich tussen 0,1 en 0,3 mSv.jaar-1 bevinden. Verder zijn de richtsnoeren voor potentiële blootstellingen, zoals een vliegtuigongeval of een menselijke intrusie in een bergingsinstallatie, ook niet vastgelegd in dit KB. Voor een vliegtuigongeval worden door NIRAS in dit document de waarden gebruikt die bij de vergunning van de bestaande opslaggebouwen op de site van Belgoprocess opgelegd werden. De waarschijnlijk van voorkomen per jaar en per gebouw moet lager zijn dan 10-7 en voor de volledige site moet dit lager zijn dan 10-6 [23]. Indien deze waarschijnlijkheid toch groter of gelijk is aan dit getal, moet de radiologische impact onder de waarde van 250 mSv liggen aan de rand van de site om geen extra beschermingen aan de installatie te moeten aanbrengen. De Europese richtlijn 98/83/EG [21] werd op federaal vlak omgezet in Belgische wetgeving door het KB van 14 januari 2002 betreffende de kwaliteit van voor menselijke consumptie bestemd water dat in voedingsmiddeleninrichtingen verpakt wordt of dat voor de fabricage en/of het in de handel brengen van voedingsmiddelen wordt gebruikt [24]. In dit KB worden echter de waarden voor de totale indicatieve dosis uit de Europese richtlijn niet vermeld.
16
NIROND
2005–01 N, April 2005
":.: 1.4.2.1 Internationale aanbevelingen De aanbevelingen van IAEA over de principes van het veilige beheer van radioactief afval [10], en de veiligheidsvereisten voor oppervlaktebergingsinstallaties [13] blijven ook voor de milieuaspecten van toepassing. De aanbevelingen van IAEA en ICRP inzake stralingsbescherming [11, 12] zijn niet van toepassing voor de chemische impact. 1.4.2.2 Europese wetgeving In de Europese wetgeving is voorzien dat een bergingsinstallatie voor radioactief afval onderworpen is aan de verplichting van milieueffectenrapportage (MER), door de Richtlijn 85/337/EG van 27 juni 1985 betreffende de milieu-effectbeoordeling van bepaalde openbare en particuliere projecten, gewijzigd door de Richtlijn 97/11/EG van de Raad van 3 maart 1997 [25]. De chemische langetermijnimpact op de compartimenten zoals water, bodem, fauna en flora en eventuele andere compartimenten zal in het kader van een MER behandeld dienen te worden, naast de andere milieueffecten zoals geluid. In de Europese richtlijn 98/83/EG van de Raad betreffende de kwaliteit van voor menselijke consumptie bestemd water [21] worden voor verschillende chemische elementen normen gegeven. 1.4.2.3 Nationale wetgeving De Europese richtlijnen 85/337/EG en 97/11/EG werden voor nucleaire installaties op federaal niveau omgezet door het KB van 20 juli 2001 [22], met dien verstande dat de Raad van State in haar advies over dit KB [26] verduidelijkt heeft dat de federale overheid slechts bevoegd is voor dié milieuaspecten die in verband staan met de ioniserende stralingen. Voor de niet-nucleaire installaties werden deze Europese richtlijnen op niveau van het Vlaams Gewest omgezet door het Milieuvergunningendecreet [27] en de twee VLAREM uitvoeringsbesluiten over respectievelijk de milieuvergunning en de sectorale bepalingen [28, 29] (VLAREM, Vlaams Reglement betreffende de Milieuvergunning). Het advies van de Raad van State [26] specificeerde verder dat een volledige omzetting van de Europese richtlijnen met een globale milieu-effectbeoordeling, impliceert dat een samenwerkingsakkoord tussen de federale overheid en de Gewesten moet gesloten worden over deze materie. Dit samenwerkingsakkoord werd tot op heden nog niet gesloten. Op regionaal vlak werd de Europese richtlijn 98/83/EG omgezet door het besluit van de Vlaamse regering van 13 december 2002 houdende reglementering inzake de kwaliteit en levering van water, bestemd voor menselijke consumptie [30].
NIROND
2005–01 N, April 2005
17
Voor de chemische langetermijnimpact ontbreken er specifieke wetgevingen of leidraden die de soorten richtsnoeren en hun numerieke waarden definiëren. In afwachting van dergelijke leidraden, wordt de chemische impact door NIRAS beoordeeld aan de hand van een vergelijking met richtwaarden uit VLAREM voor grond- en drinkwater en richtwaarden uit het besluit van de Vlaamse regering van 13 december 2002 voor drinkwater. De chemische impact op korte termijn, dit wil zeggen tijdens exploitatie van de installatie, werd in de voorontwerpfase niet bestudeerd. Hiervoor is het nog onduidelijk of de bestaande wetgeving voor klassieke stortplaatsen zondermeer toepasbaar zal zijn. ":.:,
+
$
$
"3 (
"551
De beslissing van de Ministerraad van 16 januari 1998 stipte aan dat het uitwerken van de veiligheids- en milieuaspecten van een voorontwerp dient te gebeuren in nauw overleg met de veiligheidsautoriteiten en in het bijzonder het FANC. 1.4.3.1 Radiologische veiligheid Voor de aspecten radiologische veiligheid werd een werkgroep ‘Berging van categorie A afval’ tussen FANC, Associatie Vinçotte Nucleair (AVN) en NIRAS opgericht om dit overleg tot stand te brengen. Het doel van het overleg was om de veiligheidsautoriteiten in staat te stellen een correcte beoordeling te kunnen maken van de veiligheid van de sitespecifieke voorontwerpen van de partnerschappen. Het overleg situeerde zich binnen de fase van voorontwerp van een bergingsinstallatie; er werd dus geen dossier tot vergunningsaanvraag besproken. In het overleg kwamen volgende thema’s aan bod: 1.
Het regelgevende kader. Het uitvaardigen van de basisprincipes en -normen voor de veiligheid van een bergingsinstallatie van radioactief afval behoort tot de bevoegdheid van de veiligheidsautoriteit. In het overleg FANC-AVN-NIRAS werd nagegaan welke elementen in het regelgevende kader ontbraken, om aldus de nodige acties te kunnen bepalen om ten gepaste tijde te beschikken over bergingsspecifieke aanvullingen op het regelgevende kader.
2.
De naleving van het regelgevende kader. Dit omvat de wijze waarop de veiligheidsmethodologie toegepast dient te worden om te kunnen beoordelen of de opgelegde veiligheidscriteria gerespecteerd worden voor de voorgestelde voorontwerpen. Een aantal specifieke thema’s zoals de dosisbeperkingen en potentiële blootstellingen waarvoor ARBIS [22] geen richtsnoeren geeft, werden in deze werkgroep behandeld.
3.
Het opstellen van een inhoudsopgave van een veiligheidsrapport. Tijdens het overleg werd reeds vooruitgekeken naar de projectfase, en werd met name het opstellen van een veiligheidsrapport als onderdeel van een vergunningsdossier verkennend en voorbereidend besproken.
18
NIROND
2005–01 N, April 2005
4.
Een evaluatie van de uitgevoerde radiologische impactevaluaties voor de uitgewerkte voorontwerpen. Teneinde de regering in staat te stellen die voorontwerpen te kiezen die ze wenst verder te zetten heeft NIRAS de nodige impactevaluaties uitgevoerd voor de beschouwde bergingsinstallaties. Deze radiologische impactevaluaties werden in detail met FANC en AVN besproken.
1.4.3.2 Milieuaspecten Voor de milieuaspecten werd voor het Vlaams Gewest, waarbinnen de gemeenten Mol en Dessel zich situeren5, een werkgroep ‘MER berging categorie A afval’ tot stand gebracht tussen FANC, de Administratie Milieu-, Natuur-, Land- en Waterbeheer cel MER (AMINAL) van het Vlaams Gewest en NIRAS, waarbij door AMINAL cel MER voor specifieke milieuaspecten een beroep gedaan werd op de Openbare Afvalstoffenmaatschappij voor het Vlaamse Gewest (OVAM). 1.
Het hoofddoel van dit overleg was te komen tot een niet-limitatieve lijst van elementen die dienen opgenomen te worden in een inhoudsopgave voor een milieueffectenrapport (MER) voor een bergingsinstallatie van categorie A afval.
2.
Een tweede doel van de werkgroep bestond erin om specifieke problemen van milieuimpact, zoals de evaluatie van de chemische impact te beoordelen.
":
@ ($
$
De constructiefase, exploitatiefase en fase van sluiting zullen voor een oppervlaktebergingsinstallatie 60 tot 80 jaar in beslag nemen, terwijl de periode van actieve institutionele controle 200 à 300 jaar zal bedragen. Wegens het ontbreken van specifieke internationale en Belgische aanbevelingen omtrent de periode waarover kwantitatieve inschattingen van de radiologische en chemische impact dienen gemaakt te worden, werd deze tijdsperiode op 100 000 jaar vastgelegd in de eerste iteratie van de radiologische impactevaluaties voor oppervlakteberging [31]. Bij de discussies in verband met de eerste iteratie van de radiologische impactevaluaties, vroeg AVN om de impact na te gaan tot het optreden van de piekflux uit de installatie voor de verschillende radionucliden [32]. Deze laatste hypothese leidt tot tijdsschalen van 1 à 10 miljoen jaar bij de berekeningen tijdens de tweede iteratie [33, 34]. Voor de chemische impactevaluaties werd de periode van 100 000 jaar uit de eerste iteratie aangehouden [35]. Het is duidelijk dat er voor de evaluatie van de veiligheid op lange termijn zal moeten rekening gehouden worden met een steeds groter wordende onzekerheid over het verwachte gedrag van de installatie en haar omgeving. Terwijl het gedrag tijdens de periode van actieve institutionele controle nog vrij goed gekend zal zijn en gecontroleerd zal worden, zullen de onzekerheden na deze controleperiode hand over hand toenemen. Dit wordt opgevangen op vijf niveaus:
5
Voor het overleg in verband met de milieuaspecten voor het site-specifieke voorontwerp te FleurusFarciennes, werd met de bevoegde instanties van het Waals Gewest een analoge werkgroep opgericht.
NIROND
2005–01 N, April 2005
19
1.
Het afval dat ingebracht kan worden in de oppervlaktebergingsinstallatie is categorie A afval, wat kortlevend afval is dat tijdens de actieve controleperiode voldoende vervalt.
2.
De installatie wordt met behulp van robuuste componenten op dusdanige wijze geconcipieerd, dat de onzekerheden over het gedrag beperkt blijven of kunnen opgevangen worden.
3.
Er worden verschillende scenario’s in rekening gebracht die een groot aantal onzekerheden met betrekking tot de geanticipeerde of reële evolutie voldoende omvatten en illustreren wat het gedrag zal zijn onder bepaalde extreme of zelfs onrealistische omstandigheden (“Wat als …?” scenario’s).
4.
Onzekerheden op de invoerparameters worden door middel van het uitwerken van onzekerheidsanalysen op invoerparameters gekwantificeerd,
5.
Ten slotte wordt er voor de heel verre toekomst niet enkel een vergelijking gemaakt met een dosiscriterium als richtsnoer, maar krijgen bijkomende veiligheidsindicatoren zoals vergelijking van concentraties in het afval met achtergrondwaarden een groter relatief gewicht in de evaluatie omdat daarmee een aantal onzekerheden die betrekking hebben op de biosfeer kunnen vermeden worden.
8 $ De effectieve volgdosis heeft betrekking op interne bestraling na inname van een radioactieve stof, en is een maat voor de effectieve dosis die door het lichaam zal opgenomen worden in de periode dat de radioactieve stof aanwezig blijft in het lichaam en radioactief blijft. De effectieve volgdosis wordt uitgedrukt in Sievert (Sv). 8 $ Effectieve dosis per eenheid van tijd. Het effectief dosistempo wordt uitgedrukt in Sievert per jaar (Sv.j-1).
":3
8 $
$
$
$
De radiologische en chemische langetermijnimpacts van een bergingsinstallatie worden gekarakteriseerd door fluxen en/of concentraties aan radionucliden en chemische elementen die in het leefmilieu terechtkomen. In de impactevaluaties wordt nagegaan of deze eindpunten kunnen vergeleken worden met fluxen en concentraties die natuurlijk voorkomen en of de berekende impact een aantasting van het leefmilieu of een gezondheidsrisico voor de mens kan met zich meebrengen. Voor de chemische impact beperkt deze reeks evaluaties zich tot het berekenen van fluxen uit de installatie en concentraties in het grondwater, en een vergelijken van deze waarden met achtergrondwaarden en richtwaarden. Voor de radiologische impact, daarentegen, wordt het gezondheidsrisico voor de mens beschouwd aan de hand van een specifieke veiligheidsindicator, het effectief (volg)dosistempo – uitgedrukt in millisievert per jaar (mSv.jaar-1) – die de fluxen en/of concentraties omzet in een grootheid die het gezondheidsrisico van ioniserende stralingen uitdrukt rekeninghoudend met de verschillende typen straling, de verschillende stralingsgevoeligheid van de diverse menselijke organen en weefsels en de leefgewoonten, de consumptiepatronen en het leefmilieu van de mens. De eindpunten in termen van fluxen, concentraties en effectieve dosis vormen een weergave van de globale werking van het systeem in termen van ‘concentreren en insluiten’ van de contaminanten door de installatie en de daarop volgende ‘verdunning en verspreiding’ in de omgeving. Naast deze eindpunten worden ook eindpunten beschouwd die toelaten om de veiligheidsfuncties van de installatie en de rol van haar omgeving afzonderlijk te beoordelen. Voorbeelden van deze eindpunten zijn insluitingsfactoren van de installatie, de spreiding in de tijd van de flux die de installatie verlaat ten opzichte van de tijd nodig voor uitloging van de radionucliden uit het afval en dilutiefactoren in de aquifers.
20
NIROND
2005–01 N, April 2005
Ten slotte vormen vergelijkingen tussen de initiële fysico-chemische eigenschappen van het afval en natuurlijke achtergrondwaarden, tussen fluxen die de installatie verlaten en fluxen door menselijke activiteiten zoals kunstmatig bemesten van akkers, bijkomende wijzen om de langetermijnimpact te kunnen beoordelen.
":2
$
$
De radiologische en chemische impactevaluaties uitgevoerd binnen de huidige fase van voorontwerp hebben een iteratief, naspeurbaar, transparant en systematisch karakter hebben, zoals geïllustreerd wordt door de ISAM-methodologie uit Figuur 1. Het iteratieve karakter van de impactevaluaties houdt in dat men werkt in verschillende fasen om een vooropgezet doel te bereiken. Na een intermediaire fase worden een aantal aanbevelingen geformuleerd tot aanpassingen aan de evaluaties, de wetenschappelijke kennis die de evaluaties ondersteunt en/of het bergingssysteem. Deze aanbevelingen en verfijningen worden uitgevoerd in een volgende reeks van evaluaties, met andere woorden in een volgende fase of iteratie van de evaluaties. De naspeurbaarheid en transparantie van de evaluaties bestaan uit een voldoende en correct documenteren van iedere stap in de evaluaties (Figuur 1). Door het toepassen van de ISAM-methodologie als structurerend element in dit syntheserapport komt iedere stap aan bod in dit rapport. Alle impactevaluaties worden op een systematische manier uitgevoerd, dit wil zeggen volgens éénzelfde filosofie en algemene methodologie voor alle iteraties, scenario’s, modellen ... Gezien de lange tijdsperioden waarover de performantie van de bergingsinstallatie en haar omgeving geëvalueerd wordt, zijn onzekerheden onvermijdbaar. Deze onzekerheden zetten ons aan tot een voorzichtige en conservatieve aanpak bij de diverse aannamen en hypothesen, zonder echter uit het oog te verliezen dat ze voldoende omvattend en representatief moeten zijn voor de verwachte werking van de bergingsinstallatie en haar omgeving. Voor de bepaling van de invoergegevens voor de computermodellen onderscheiden we het afval, de bergingsinstallatie en de omgeving van de bergingsinstallatie: voor de hoeveelheden afval en zijn radiologische en chemische samenstelling wordt gesteund op de Belgische inventaris aan categorie A afval [36, 37, 38]; wat betreft de bergingsinstallatie worden voor de afmetingen en karakteristieken van de diverse componenten de generieke en site-specifieke ontwerpen genomen, maar voor de eigenschappen met betrekking tot migratie van chemische elementen en radionucliden wordt grotendeels gesteund op literatuurdata [39]; er werd hiervoor met andere woorden geen onderzoeksprogramma voorzien binnen de context van de voorontwerpfase;
NIROND
2005–01 N, April 2005
21
de omgeving van de bergingsinstallatie omvat de geologische omgeving en de biosfeer; voor de geologische omgeving wordt er zoveel als mogelijk gesteund op sitespecifieke gegevens, waarbij om de haalbaarheid van de gekozen werkzones te bevestigen een uitgebreide verwerving van sitespecifieke gegevens gebeurde binnen het huidige werkprogramma; voor de biosfeer wordt gesteund op een inzameling van sitespecifieke gegevens tijdens een vorige fase van het programma [40].
22
NIROND
2005–01 N, April 2005
+
(
$
Dit hoofdstuk verstrekt de nodige informatie over de bergingsinstallatie en haar omgeving. De beschrijving start met het afval van categorie A waarvoor de bergingsinstallatie ontworpen wordt (sectie 2.1), om vervolgens in te gaan op de installatie zelf (sectie 2.2) en daarna op haar omgeving (sectie 2.3), met name de biosfeer rondom de installatie en geologische formaties in de omgeving van de plaats van inplanting (Figuur 7). Het is een synthese van de informatie die verzameld werd in de volgende technische rapporten over de radiologische en chemische impact: Mallants D., Volckaert G., Gedetailleerde beschrijving van het bergingssysteem en zijn omgeving, SCK•CEN R-3321rev2, april 2004 [41]; Hardy L. Mallants D., Volckaert G., Hydrogeological model for the safety evaluation: groundwater flow and transport calculations for the nuclear zone Mol-Dessel, SCK•CEN R-3550rev1, december 2003 [42]; Sweeck L., Zeevaert Th., Volckaert G., Vandecasteele Ch., Biosfeerparameters in performantie- en veiligheidsanalysen, SCK•CEN R-3194, juni 1998 [40]; Mallants D., Volckaert G., Labat S., Parameter values used in the performance assessment of the disposal of low level radioactive waste at the nuclear zone MolDessel, SCK•CEN R-3531rev1, december 2003 [39].
2.3 Omgeving van de bergingsinstallatie
2.2 Bergingsinstallatie
Biosfeer 2.1 Afval van categorie A
Geologische formaties van de inplantingsplaats
Figuur 7 – Schematische voorstelling van de bergingsinstallatie en haar omgeving.
NIROND
2005–01 N, April 2005
23
'(
:"
$ (
$
$
A.3B
:":"
)
$
$ $
De selectie van die radionucliden die belangrijk zijn voor de langetermijnveiligheid van categorie A afval kan a priori op twee manieren gebeuren. De eerste is de directe methode: via het bepalen van een gedetailleerde inventaris van alle afval en het vervolgens afbakenen van de belangrijkste radionucliden op basis van berekeningen van de langetermijnimpact
De berging van geconditioneerd afval vormt de laatste schakel in het beheer van het radioactief afval. Het beheer start bij de productie, gaat verder met de verwerking en de conditionering van het afval waarna het geconditioneerd afval tijdelijk opgeslagen wordt in afwachting van berging. Bij het beheer worden deze schakels niet alleen praktisch georganiseerd, maar worden ook productieprognoses opgesteld waarmee rekening gehouden wordt bij het technische en financiële beheer. Teneinde dit efficiënt en coherent te organiseren doet men een beroep op een eenduidig classificatiesysteem van het radioactief afval dat weliswaar voldoende algemeen is om op het volledige beheer van toepassing te zijn en om de internationale classificatiesystemen van IAEA [43] en de EC [44] te respecteren, maar ook voldoende flexibel is om bij de verschillende beheersstappen van alle afval eenduidig te blijven. Binnen dit classificatiesysteem onderscheidt men vier niveaus waarin een toenemende graad aan detail vervat zit (Figuur 8): 1. groepen; 2. categorieën; 3. klassen; 4. fluxen.
voor alle nucliden. De tweede is de indirecte
geconditioneerd radioactief afval
methode die bestaat uit het opstellen van een lijst radionucliden
1. open groep
die ook door andere
1. geologische groep
geïndustrialiseerde landen met een
2. categorie B
2. categorie A
belangrijk nucleair
2. categorie C
programma (Canada, Verenigde Staten, Frankrijk, GrootBrittannië, Duitsland,
3. klasse
3. klasse
LAGA
MAGA
4. fluxen
4. fluxen
Zweden, Zwitserland) als belangrijk beschouwd worden voor categorie A. In [46] werd de
Figuur 8 – Hiërarchisch classificatiesysteem van geconditioneerd radioactief afval in België.
indirecte methode gevolgd om de belangrijke radionucliden uit Tabel 1 te bepalen.
De twee groepen geconditioneerd radioactief afval worden gedefinieerd op basis van de mogelijke bergingsoplossingen voor het afval in kwestie. De geologische groep omvat het geconditioneerde radioactief afval waarin radionucliden met dergelijke activiteitsconcentraties en halveringstijd aanwezig zijn, dat het absoluut noodzakelijk is om dit afval permanent af te zonderen van de biosfeer.
24
NIROND
2005–01 N, April 2005
Dit wordt momenteel uitvoerbaar geacht via berging in diepe en stabiele geologische lagen [45]. De open groep omvat het geconditioneerde radioactief afval waarin radionucliden met dergelijke activiteitsconcentraties en halveringstijd aanwezig zijn, dat een inplanting in de biosfeer door middel van een berging aan of nabij de oppervlakte kan worden overwogen. Hun activiteitsniveau zal immers door radioactief verval een dergelijke waarde bereiken dat de installatie kan vrijgegeven worden binnen een tijdsbestek verenigbaar met de controlemogelijkheden, dit wil zeggen maximaal 200 tot 300 jaar (sectie 1.1). Na deze periode zal het activiteitsniveau een vergelijkbare waarde bereiken als de waarde van de natuurlijke radioactiviteit.
C7) Het getal ‘X’ wordt berekend door middel van volgende formule: X =
20 C i i =1CAi
waarbij CAi de maximaal toelaatbare activiteitsconcentratie in het categorie A afval voor nuclide i is,
Het afval van categorie A wordt gedefinieerd met een radiologisch criterium: afval van categorie A bevat enkel radionucliden met een voldoende geringe volumieke activiteitsconcentratie om het aan de oppervlakte te kunnen bergen. In 1994 [46] werd een lijst opgesteld van twintig radionucliden waarvan de activiteit moet beperkt worden. Deze beperking van activiteit betreft een door de veiligheidsevaluaties uit de periode 1992-1994 berekende maximale volumieke activiteitsconcentratie per radionuclide (Tabel 1). De criteria, in 1994 opgesteld voor een generieke bergingsinstallatie, zullen in de toekomst wijzigen bij het uitvoeren van nieuwe veiligheidsevaluaties voor een sitespecifiek ontwerp van installatie en/of door de Belgische overheid opgelegde toetsingscriteria. Ze zijn in overeenstemming met de huidige algemene aanbevelingen van het IAEA [43] en van de EC [44] die vooropstellen dat een individueel collo van laag- en middelactief kortlevend afval maximaal 4000 Bq.g-1 aan langlevende -activiteit mag bevatten en een installatie maximaal een gemiddelde van 400 Bq.g-1 aan langlevende -activiteit.
en Ci de activiteitsconcentratie voor nuclide i is . Indien X<1, dan is de activiteitsconcentratie van ieder nuclide i lager dan de toelaatbare activiteitsconcentratie voor dit nuclide. De voorwaarde ‘X<1’ is het Xcriterium. De waarden voor de toelaatbare activiteits-
Voor ieder van de twintig radionucliden dient de verhouding gemaakt te worden tussen de activiteitsconcentratie in het afval en de maximaal toegelaten activiteitsconcentratie in categorie A afval. Indien de som van deze verhoudingen onder één ligt, voldoet het afval
concentraties per radionuclide werden in 1994 [46] bepaald op basis van een risicobeperking van
Tabel 1 – Overzicht van de twintig radionucliden en hun huidige maximaal toegelaten
1,7 10-5 jaar-1 voor
activiteitsconcentratie in het categorie A afval zoals bepaald in 1994 [46]. In het grijs staan de
werknemers en
-stralers aangeduid. Radionuclide 3
H
14
C
36
Cl
59
Ni
63
Ni
90
Sr
94
Nb
99
Tc
129
I
137
Cs
NIROND
Halveringstijd [Jaar]
2,2 10-5 jaar-1 voor Max. activiteitsconcentratie -3 [Bq.m ]
Radionuclide
12,3
1,7 1021
226
5 730
6,6 1014
234
6,0 10
13
235
75 000
1,0 10
15
237
100,1
1,6 1015
238
29,1
6,3 1014
238
20 300
1,4 109
239
213 000
1,4 1018
240
15 700 000
2,3 1012
241
11
241
301 000
30
2005–01 N, April 2005
3,9 10
Ra U U Np U Pu Pu Pu Pu Am
Halveringstijd [Jaar]
Max. activiteitsconcentratie -3
[Bq.m ]
publiek in geval van intrusiescenario’s (constructie van een
1600
8,7 108
gebouw, aanleggen
244 000
9,0 109
van een weg, kanaal)
5,4 10
9
na een controleperio-
2 140 000
4,2 10
9
de van 200 jaar.
4 470 000 000
1,0 1010
87,7
1,5 1010
24 131
2,8 109
6 569
2,9 109
14,4
1,2 1011
700 000 000
432,2
4,2 10
Risico voor een scenario = probabiliteit scenario × dosis × kans op fatale kanker per
9
eenheid van dosis
25
aan het ‘X-criterium’ en behoort het tot categorie A. Indien deze som groter is dan of gelijk aan één, voldoet het afval niet aan het X-criterium en behoort het tot de categorieën B of C. Het X-criterium bepaalt dat het laag- en middelactieve afval kortlevend is en aldus behoort tot categorie A.
) '%
Infrastructuur voor de verwerking en conditionering van laag actief vast en vloeibaar afval op de site 1 van Belgoprocess. Ze vervangt de verouderde installaties van de vroegere afdeling Waste van het SCK•CEN, namelijk
de
Binnen categorie A vallen die afvalklassen van Laag- en MiddelActief Geconditioneerd Afval – afgekort tot LAGA en MAGA – die kortlevend afval bevatten. NIRAS kent momenteel twintig afvalklassen, waaronder vier afvalklassen van categorie A. De afvalklassen worden ten slotte verder onderverdeeld in fluxen van afval, die groepen van colli met homogene fysische, chemische en radiologische kenmerken zijn en bijvoorbeeld resulteren uit een bepaald conditioneringsprocédé. De fluxen verschaffen ons een beeld van de herkomst en de samenstelling van het afval. Het aantal fluxen bedraagt ongeveer duizend, waarvan er ongeveer zevenhonderd behoren tot het afval van categorie A. :":
%
&
$
.
verbrandingsoven Evence-Coppée. De bouw van de CILVA installatie begon in 1992, en ze werd progressief in bedrijf genomen tussen 1994 en 1995. Ze bevat vijf eenheden: 1. keuring en vooropslag van het ruwe radioactief afval tot de hoeveelheid groot genoeg is voor een verwerkingscampagne; 2. de voorbereidende verwerking waar het afval gesorteerd wordt; 3. supercompactieeenheid; 4. verbrandingseenheid; 5. conditioneringeenheid waar het afval in standaardvaten van 400l gecementeerd wordt.
Vooraleer in te gaan op de herkomst van het afval van categorie A, geven we een kort overzicht van de wijze waarop het categorie A afval verwerkt en geconditioneerd wordt. De verwerking van het afval heeft tot doel enerzijds de activiteit te concentreren teneinde het volume van het afval te beperken en anderzijds het afval in een adequate fysische en chemische vorm te brengen zodat het bij de conditionering kan geïmmobiliseerd worden. Het type verwerking hangt af van de fysico-chemische kenmerken van het afval, die erg verschillend kunnen zijn. Het afval kan worden verbrand en tot as herleid, het kan worden samengeperst of in stukken versneden, het kan ook een behandeling ondergaan waarbij de radioactieve van de niet-radioactieve bestanddelen worden gescheiden. De voornaamste verwerkingstechnieken voor de behandeling van het categorie A afval zijn verbranden, omzetting van vloeibaar naar vast afval en mechanische behandeling. Een gedeelte van het categorie A afval wordt in de CILVA installatie Belgoprocess verwerkt, een gedeelte wordt rechtstreeks door de exploitanten van de kerncentrales verwerkt. De twee courante verpakkingen voor het verwerkte categorie A afval zijn 400l vaten en betonnen caissons; een aantal kenmerken zijn weergegeven in Tabel 2. We merken op dat de betonnen caisson zal toelaten om grote stukken afval zonder verdere mechanische behandelingen of met beperkte versnijding in te brengen. Terwijl het 400l vat een metalen vat is, bestaat de caisson uit gewapend beton. Figuur 9 illustreert de verschillen tussen beide verpakkingen. Nadat het volume van het afval is gereduceerd, dient een compact, chemisch stabiel en niet-verspreidbaar materiaal te worden verkregen om de latere behandeling ervan te vergemakkelijken. De conditionering gebeurt doorgaans door het afval in een matrix te immobiliseren. De belangrijkste materialen gebruikt voor immobilisatie zijn cement, bitumen en polymeren.
26
NIROND
2005–01 N, April 2005
Het vast radioactief afval dat verkregen werd na verbranding en mechanische behandeling bestaat uit samengeperste afvalschijven en versneden niet-persbaar afval. De samengeperste afvalschijven plaatst men in 400l vaten. Waar het versneden niet-persbaar afval momenteel in 400l ingebracht wordt, zou in de toekomst een gedeelte ervan in de grotere betonnen caissons kunnen geplaatst worden. De metalen 400l vaten en de betonnen caissons worden met cement geïmmobiliseerd. Een geconditioneerd vat weegt doorgaans tussen 900 en 1000 kg. Een gevulde caisson – ook monoliet genoemd – zal ongeveer 10 000 kg wegen.
Tabel 2 – Kenmerken van het standaard 400l vat en de betonnen caisson. Kenmerken
Standaard 400l vat
Betonnen caisson
Verpakking
Gegalvaniseerd koolstofstaal
Gewapend beton
Geometrie
Cilinder
Parallellepipedum
Buitenafmetingen
Hoogte 1,072 m
Hoogte 1,34 m
Diameter 0,708 m
Lengte 1,94 m
Globale diameter 0,771 m
Breedte 1,94 m
Hoogte 1,070 m
Hoogte 1,2 m
Diameter 0,705 m
Lengte 1,7 m
Binnenafmetingen
Breedte 1,7 m Intern beschikbaar volume
0,42 m3
3,18 m3 (*)
(*) De caisson wordt met afval opgevuld tot op 10 cm van de rand; de nuttige hoogte bedraagt dus niet 1,2 m maar 1,1 m.
400l vat
betonnen caisson
Globale diameter Diameter
Figuur 9 – Schematische voorstelling van een 400l vat en een betonnen caisson (beide voorstellingen zijn niet op dezelfde schaal weergegeven, er kunnen vier 400l vaten in één caisson geplaatst worden).
NIROND
2005–01 N, April 2005
27
:":, $
$ ,
Een opdracht van NIRAS
bestaat erin 5-
jaarlijks een inventaris van het nucleair passief te maken bestaande uit een stand van zaken van de op
Het categorie A afval is op te splitsen in ongeveer zevenhonderd fluxen. Om een bondig overzicht te krijgen van de herkomst van het afval van categorie A, nemen we deze fluxen samen in vectoren van afval naargelang de oorsprong van het afval. We onderscheiden vier grote vectoren van categorie A afval waar we achtereenvolgens dieper op ingaan in deze sectie: 1.
afval afkomstig uit de exploitatie van de kerncentrales;
2.
afval afkomstig uit de exploitatie van andere installaties van de splijtstofcyclus, onderzoeksinstallaties en niet-energetische toepassingen van radionucliden;
3.
afval afkomstig uit de ontmanteling van de elektriciteitscentrales;
4.
afval afkomstig uit de ontmanteling van andere installaties van de splijtstofcyclus, onderzoeksinstallaties en niet-energetische toepassingen van radionucliden.
het Belgische grondgebied aanwezige radioactieve stoffen en de evaluatie van het bestaan en de toereikendheid van de provisies om de lopende of toekomstige operaties van ontmanteling en behandeling en verwerking van afval te financieren. Deze inventaris van het nucleair passief verschilt van de technische inventaris die gebruikt wordt om het categorie A afval af te bake-
Wegens het beschikbaar komen van nieuwe en geactualiseerde informatie, werd er in 2003 een nieuwe schatting van de inventaris gemaakt, waardoor er binnen de fase van voorontwerp met twee schattingen gewerkt werd, te weten de schattingen uit 1998 en 2003. De herkomst van het categorie A afval met behulp van de inventaris uit 1998 [38] levert een gelijkaardig beeld op als met behulp van de inventaris uit 2003 [37]. We zien in Figuur 10 dat de belangrijkste bron van categorie A afval gevormd wordt door het ontmantelingsafval van de kerncentrales, zijnde ongeveer 50% van alle categorie A afval. De exploitatie van de kerncentrales is verantwoordelijk voor ongeveer 20% van het categorie A afval. De exploitatie van de andere installaties uit de splijtstofcyclus, de onderzoeksinstallaties en de niet-energetische toepassingen van radionucliden staan in voor ongeveer 10% van het categorie A afval, terwijl hun ontmanteling voor ongeveer 20% aan het categorie A afval bijdraagt.
nen. Een eerste inventaris van het
Inventaris 2003
Inventaris 1998
nucleair passief werd
17%
in 2002 opgesteld.
26%
20%
23%
Omdat de inventaris van het nucleair
7%
passief uit 2002 veel nieuwe informatie 11%
over het afval en de productieprognoses bevatte, besliste NIRAS
46% 50%
om in de periode
2003-2004 ook een
1. Uitbating van kerncentrales
2. Uitbating overige producenten
nieuwe technische
3. Ontmanteling kerncentrales
4. Ontmanteling overige producenten
inventaris op te stellen.
Figuur 10 – Oorsprong van het categorie A afval; relatieve bijdrage van de vier vectoren tot de totale hoeveelheid categorie A afval zoals geschat in 1998 [38] en in 2003 [37].
28
NIROND
2005–01 N, April 2005
Exploitatieafval van de kerncentrales en andere installaties van de splijtstofcyclus De elektriciteitsproductie in de kerncentrales te Doel en Tihange vormt de belangrijkste bron van categorie A afval: we onderscheiden het laagactieve (laagstralende) afval, dat overgebracht wordt naar Belgoprocess voor verwerking en conditionering in CILVA, en het afval met een hogere activiteit, dat op de sites van Doel en Tihange verwerkt en geconditioneerd wordt in door NIRAS erkende installaties. Het laagactieve afval bevat onder andere de beschermende kledij, handschoenen, besmette onderdelen en werktuigen, gebruikte olie … terwijl het categorie A afval met hogere activiteit afkomstig is van de zuiveringsinstallaties van de primaire reactorkringen en verdamper en onder andere harsen, concentraten en filterelementen omvat. Exploitatieafval van de andere installaties van de splijtstofcyclus, de onderzoeksinstallaties en niet-energetische toepassingen van radionucliden De andere installaties van de splijtstofcyclus in België zijn de splijtstoffabrieken FBFCI (Franco-Belge de Fabrication de Combustible-International) en BN (Belgonucléaire), beide met een site te Dessel. Een gedeelte van het afval dat ze produceren behoort tot de categorie A en wordt door Belgoprocess verwerkt en geconditioneerd. Andere bronnen van categorie A afval zijn de diverse onderzoeksinstallaties en de niet-energetische toepassingen van radionucliden: het Studiecentrum voor Kernenergie (SCK•CEN) te Mol, het Institut des radioéléments (IRE) te Fleurus, het Instituut voor Referentiematerialen en -Metingen (IRMM) te Geel, de universiteiten en andere onderwijs- en onderzoeksinstellingen, de farmaceutische en medische sector en de bedrijven die radionucliden in de vorm van bronnen gebruiken. De aard van dit afval is zeer uiteenlopend, gaande van laboratoriuminstrumenten en -kleding, biologische afval tot analyse-effluenten. Dit afval wordt afgevoerd naar Belgoprocess voor verwerking en conditionering. Ontmantelingsafval van de kerncentrales De ontmanteling van de kerncentrales zal aanleiding geven tot grote hoeveelheden categorie A afval. Het ontmantelingsafval bestaat voornamelijk uit beton en metalen afkomstig uit geactiveerde en niet-ontsmetbare infrastructuur en uitrusting. Ontmantelingsafval van de andere installaties van de splijtstofcyclus, de onderzoeksinstallaties en niet-energetische toepassingen van radionucliden De ontmanteling van de andere installaties van de splijtstofcyclus, de diverse onderzoeksinstallaties en de niet-energetische toepassingen van radionucliden is een laatste vector die dient beschouwd te worden. Het betreft hier vooral de volgende installaties: SCK•CEN, IRE, IRMM, MDS NORDION te Fleurus, Ion Beam Applications (IBA) en International Brachytherapy (IBT) te Louvain-La-Neuve, de gebouwen van het vroegere Eurochemic op de site 1 van Belgoprocess te Dessel, de gebouwen van het vroegere departement Waste van SCK•CEN op site 2 van Belgoprocess te Mol, de opslaggebouwen en verwerkings- en conditioneringsinstallaties op sites van Belgoprocess waarvan NIRAS eigenaar is, de universiteiten en andere onderwijs- en onderzoeksinstellingen.
NIROND
2005–01 N, April 2005
29
:":.
#
$
4(
$
In vergelijking met het rapport NIROND 94-04 [46] is er een belangrijke vooruitgang geboekt inzake de kennis van het radioactief afval van categorie A. Met behulp van de classificatie van radioactief afval en meer specifiek de criteria uit 1994 voor de lijst van twintig belangrijke radionucliden (sectie 2.1.1), kon in 1998 een eerste stand van zaken opgemaakt worden betreffende de hoeveelheden en de eigenschappen van categorie A afval [38]. In 2003 en 2004 werd een nieuwe stand van zaken inzake inventaris uitgevoerd [37]. Na het uiteenzetten van de methodologie voor de bepaling van de eigenschappen van het categorie A afval (sectie 2.1.4.1), wordt achtereenvolgens ingegaan op de hoeveelheid categorie A afval (sectie 2.1.4.2), zijn radiologische eigenschappen (sectie 2.1.4.3) en zijn chemische eigenschappen (sectie 2.1.4.4). 2.1.4.1 Methodologie ter bepaling van de eigenschappen van het categorie A afval Het opstellen van de technische inventaris, die een stand van zaken is op een bepaald ogenblik, is enerzijds gebaseerd op de kennis van het reeds geproduceerde afval en het reeds door NIRAS geaccepteerde 6 afval en anderzijds op de productieprognoses die de producenten aan NIRAS bezorgen door middel van ingevulde vragenlijsten. Voor alle afval met homogene fysische, chemische en radiologische kenmerken wordt op basis van deze informatie een flux gedefinieerd, waarbij sommige van deze fluxen bestaan uit reeds geproduceerd en/of geaccepteerd afval en sommige fluxen bestaan uit afval dat gedefinieerd werd op basis van productieprognoses en bepaalde hypothesen met betrekking tot de verwerking en conditionering. Het categorie A afval wordt vervolgens bepaald door deze fluxen samen te nemen die a priori geacht worden categorie A afval te zijn. Tijdens een projectfase zal deze methodologie verder verfijnd worden door hierna nog een verificatie te maken of de fluxen die a priori geacht worden categorie A afval te zijn, wel degelijk voldoen aan de limieten vastgelegd in Tabel 1. Een aantal onzekerheden met betrekking tot de huidige kennis en classificatie van het afval hebben tot gevolg dat bij een definitieve classificatie – dit wil zeggen op het ogenblik van berging – van het afval bepaalde colli en/of fluxen waarvan momenteel aangenomen wordt dat ze tot categorie A behoren, uiteindelijk tot categorie B zullen behoren en vice versa:
6
Bemerk dat op dit ogenblik slechts een fractie van het reeds geproduceerde en in de opslaggebouwen op de sites van Belgoprocess opgeslagen afval door NIRAS geaccepteerd werd en aldus eigendom van NIRAS
geworden is. Een aanvraag tot acceptatie door NIRAS dient vergezeld te zijn van een
conformiteitdossier waarin de afvalproducent onder andere aantoont dat hij binnen de voorwaarden van erkenning van zijn installaties van verwerking en/of conditionering blijft en dat hij de acceptatiecriteria respecteert. Het is pas na acceptatie door NIRAS dat voor ieder individueel collo alle benodigde gegevens volledig gekend zijn. Op basis van deze gegevens en van de criteria voor de classificatie die op dat ogenblik door NIRAS gebruikt worden, wordt bij acceptatie een classificatie van het afvalcollo opgesteld.
30
NIROND
2005–01 N, April 2005
Slechts voor het percentage reeds door NIRAS geaccepteerde afval is de informatie voorhanden om een classificatie uit te voeren op basis van de huidige geldende criteria. Afval dat reeds door NIRAS geaccepteerd werd, vertoont een kleinere onzekerheid dan bestaand of toekomstig afval dat nog niet door NIRAS geaccepteerd werd. Sommige colli die behoren tot categorie A door het X-criterium, bevinden zich op de grens tussen categorie A en categorie B afval. In functie van de opvulling van een oppervlaktebergingsinstallatie zouden deze colli in de toekomst kunnen veranderen in categorie B afval en naar een diepe berging van categorie B afval gestuurd worden. Sommige colli die voldoen aan het X-criterium en die aldus tot het categorie A afval behoren zoals dit momenteel gedefinieerd en gebruikt wordt, zouden er namelijk voor kunnen zorgen dat de totale radiologische capaciteit van een installatie, of de maximaal toelaatbare totale activiteit in de installatie, vroegtijdig opgebruikt is, dit wil zeggen vooraleer het totale in de installatie voorziene volume geborgen werd. Bij de acceptatie op de site van de colli categorie A afval moet er daarom een tweede operationeel criterium gebruikt worden, de zogenaamde ‘Y-waarde’, die gebaseerd wordt op de maximaal toelaatbare activiteit in de installatie. Sommige colli die voldoen aan het X-criterium maar die de totale activiteit in de installatie in de installatie in het gedrang dreigen te brengen hebben een te hoge Y-waarde en zijn slechts onder voorbehoud in de installatie aanvaardbaar, dit wil zeggen nadat er reeds voldoende andere colli in de installatie ingebracht zijn met een voldoende geringe Y-waarde die de (meer dan gemiddelde) activiteit in dit collo compenseren zodat de totale radiologische capaciteit van de installatie niet in het gedrang gebracht wordt. De colli die voldoen aan het X-criterium en geen voldoende geringe Y-waarde hebben, worden daarom als categorie A tijdelijk bestempeld, in tegenstelling tot categorie A definitief indien de colli wel een voldoende geringe Y-waarde bezitten. Indien een collo dat behoort tot categorie A tijdelijk in de installatie kan opgenomen worden – indien het dus voldoende gecompenseerd wordt door andere colli – wordt dit collo categorie A definitief. Indien het collo dat behoort tot categorie A tijdelijk uiteindelijk niet zou kunnen opgenomen worden in de oppervlaktebergingsinstallatie omdat er niet voldoende colli zijn die voor een compensatie van de activiteit zorgen, wordt dit collo toch nog categorie B. Tijdens de projectfase kunnen nog zowel de lijst van belangrijke radionucliden als de criteria voor de classificatie van categorie A en B afval veranderen, op basis van nieuwe langetermijnimpactevaluaties en op basis van nog door de Belgische veiligheidsautoriteiten vast te leggen toetsingscriteria. We merken in dit kader op dat de numerieke waarden die gebruikt worden voor de bepaling van het X-criterium en de Y-waarde een eerste maal bepaald werden in 1994 [46] op basis van een generiek ontwerp en generieke sites, verschillend van de in het voorontwerp beschouwde generieke en site-specifieke ontwerpen en van de werkzones te Mol en te Dessel. Hierbij werden toetsingscriteria gebruikt uit internationale aanbevelingen.
NIROND
2005–01 N, April 2005
31
D7E
$
Het getal ‘Y’ wordt berekend door middel van volgende formule: Y =
20 C i i =1CBi
waarbij CBi een getal is dat verkregen wordt door de totale radiologische capaciteit van de site voor nuclide i te delen door het totaal volume afval, en Ci de activiteitsconcentratie voor nuclide i is . Indien Y<1 voor een collo afval, dan wordt de totale radiologische capaciteit van de site niet in het gedrang gebracht door dit collo voor het totale afvalvolume dat men wenst te bergen. De waarden voor totale radiologische capaciteit van de site werden in 1994 [46] bepaald voor drie generieke sites door middel van een dosisbeperking van 0,3 mSv.jaar -1 voor het 95e percentiel voor scenario’s van geleidelijke uitloging van radionucliden uit de installatie naar het grondwater (blootstellingen via waterput en rivier).
De numerieke waarden om X en Y te berekenen werden bepaald door middel van langetermijnimpactevaluaties die een verschillende doelstelling hadden dan de huidige, in dit rapport beschreven, radiologische langetermijnimpactevaluaties. De impactevaluaties voor het bepalen van de criteria voor categorie A afval hebben als eindpunten een maximale activiteitsconcentratie [Bq.m-3] en/of activiteit [Bq] die in de installatie aanvaardbaar is om te voldoen aan een dosis- en/of risicocriterium. Bij deze impactevaluaties wordt vertrokken van een eenheidsactiviteit in de installatie om de criteria [Bq, Bq.m-3] vast te leggen. Bij de huidige impactevaluaties uitgevoerd in de voorontwerpfase werd de radiologische impact [mSv.jaar-1] als eindpunt berekend voor de met behulp van de technische inventaris geschatte activiteit [Bq] in categorie A afval (sectie 2.1.4.3). 2.1.4.2 Hoeveelheid categorie A afval in termen van totaal volume en van aantal monolieten voor oppervlakteberging Het uiteindelijke doel van het schatten van de totale hoeveelheid categorie A afval voor het langetermijnbeheer is het dimensioneren van bergingsinstallaties en het schatten van de kosten die zullen verbonden zijn aan het langetermijnbeheer van het categorie A afval. Dit teneinde de kosten correct te kunnen verhalen op de afvalproducenten volgens het principe vervuiler betaalt. Het dimensioneren van een installatie voor oppervlakteberging gebeurt door het totale aantal monolieten te schatten dat in de installatie ingebracht zal worden; de monolieten zijn immers de eenheden van berging [47]. Zoals reeds aangegeven kunnen monolieten voor bepaalde typen vast niet-brandbaar (ontmantelings)afval bestaan uit betonnen caissons gevuld met afval en cement. Voor afval van categorie A dat geconditioneerd werd in standaard 400l vaten, plaatst men vier 400l vaten in een betonnen caisson die men vervolgens immobiliseert met cementmortel (Figuur 11) om een monoliet als eenheid van berging te verkrijgen. In 1998 werd een prognose van 60 000 m3 geconditioneerd afval opgemaakt, die het equivalent vormde van 37 500 monolieten die in de installatie voor oppervlakteberging moesten kunnen geborgen worden [36, 47]. Op basis van de nieuwe stand van zaken die in 2003 ter beschikking gekomen is, daalt het aantal monolieten voor oppervlakteberging tot 30 447 eenheden [36], maar stijgt het totale volume van het geconditioneerde categorie A afval tot 70 428,2 m3 onder andere wegens het beschouwen van een caisson als verpakking bij het conditioneren [36, 37]. Met name het ontmantelingsafval van de kerncentrales en andere installaties van de splijtstofcyclus werd in 1998 ondersteld in 400l vaten geconditioneerd te worden, terwijl de standaardoplossing in 2003 een rechtstreekse conditionering in betonnen caissons was, die ervoor zorgt dat er minder monolieten met ontmantelingsafval zijn.
32
NIROND
2005–01 N, April 2005
Figuur 11 – Monoliet bestaande uit een betonnen caisson, vier 400l vaten, cement voor de immobilisatie van de vaten en een rooster boven de vaten om te verhinderen dat sommige vaten zouden opdrijven tijdens het opvullen van de caisson.
2.1.4.3 Radiologische eigenschappen van het categorie A afval zoals gebruikt in de radiologische impactevaluaties Met behulp van de criteria voor categorie A afval uit 1994 werden de radiologische eigenschappen van het categorie A afval een eerste maal bepaald in 1998 [38]. In 20032004 werden deze radiologische eigenschappen een tweede maal bepaald [48]. Vermits deze gegevens pas begin 2004 beschikbaar gekomen zijn, kon hiermee nog geen rekening gehouden worden in de impactevaluaties die uitgevoerd werden in de periode tussen 2000 en medio 2003. De resultaten voor de impactevaluaties die in het voorliggende rapport gepresenteerd worden hebben dus betrekking op de resultaten uit 1998 [38]. Voor de radiologische impactevaluaties uit dit rapport werd de totale hoeveelheid activiteit van het categorie A afval voor iedere radionuclide uit [41] gebruikt als basisgegeven. Deze totale activiteit werd verkregen door het optellen van de activiteiten van alle fluxen op het ogenblik van conditioneren zonder rekening te houden met het radioactieve verval in periode tussen conditionering en de start van de actieve institutionele controleperiode. Bij het toekomstige afval dat zich niet onder geconditioneerde vorm bevindt in de productieprognoses, wordt er ondersteld dat de verwerking en conditionering plaatsvindt juist na de productie, zonder tussentijds radioactief verval. Bijgevolg werken we conservatief. De totale activiteiten, gebruikt bij de radiologische impactevaluaties, worden weergegeven in Tabel 3. In de impactevaluaties werd de totale activiteit per radionuclide vervolgens homogeen verdeeld over de installatie. De radiologische impactevaluaties uit dit rapport gaan dus de radiologische impact na van de inventaris die in 1998 bepaald werd (sectie 2.1.4.1). De activiteitsconcentraties voor de meeste radionucliden in het categorie A afval bevinden zich voor de meeste radionucliden meer dan twee grootteorden onder de maximaal toegelaten activiteitsconcentraties uit 1994 [46] (sectie 2.1.1).
NIROND
2005–01 N, April 2005
33
Tabel 3 – Activiteit per radionuclide zoals gebruikt in de radiologische impactevaluaties op basis van de afvalinventaris 1998 (60 000 m3); hierbij werd de activiteiten van alle fluxen opgeteld op het ogenblik van conditionering van de fluxen. De maximaal toegelaten activiteitsconcentratie is deze uit Tabel 1. Radionuclide
Activiteit(*) [Bq]
Activiteitsconcentratie
[Bq.m-3]
Maximale activiteitsconcentratie
[Bq.m-3]
Radionuclide
1,1 1012
1,8 107
1,7 1021
226
14
4,2 1012
7,0 107
6,6 1014
36
1,4 109
2,4 104
59
6,8 1013
63
Activiteit(*) [Bq]
Activiteitsconcentratie
[Bq.m-3]
Maximale activiteitsconcentratie
[Bq.m-3]
verwaarloosbaar
verwaarloosbaar
8,7 108
234
1,3 1011
2,1 106
9,0 109
6,0 1013
235
6,3 109
1,0 105
5,4 109
1,1 109
1,0 1015
237
3,1 109
5,1 104
4,2 109
1,2 1015
2,1 1010
1,6 1015
238
1,6 1010
2,7 105
1,0 1010
90
3,7 1012
6,2 107
6,3 1014
238
9,9 1011
1,7 107
1,5 1010
94
4,4 1011
7,4 106
1,4 109
239
1,4 1011
2,3 106
2,8 109
99
8,7 1010
1,5 106
1,4 1018
240
1,5 1011
2,5 106
2,9 109
129
7,7 108
1,3 104
2,3 1012
241
1,1 1013
1,8 108
1,2 1011
137
1,3 1014
2,2 109
3,9 1011
241
2,4 1012
4,1 107
4,2 109
3
H C Cl Ni Ni Sr Nb
Tc I Cs
Ra U U Np U Pu Pu Pu Pu Am
(*) Activiteit op ogenblik van conditionering van het afval.
2.1.4.4 Chemische eigenschappen van het categorie A afval zoals gebruikt in de radiologische en chemische impactevaluaties De chemische eigenschappen van het categorie A afval werden in 1998 een eerste maal vastgelegd [38]. Hierbij werden de radiologische criteria uit 1994 gebruikt die bepalen wat categorie A afval is. Zoals voor de radiologische eigenschappen van het categorie A afval werden de chemische eigenschappen een tweede maal bepaald in de periode 2003-2004 [49]. Daar deze gegevens pas midden 2004 ter beschikking gekomen zijn, kon hiermee geen rekening gehouden worden bij de impactevaluaties uitgevoerd in de periode 20002003. De totale hoeveelheden van ieder chemisch element in het categorie A afval wordt verkregen door voor iedere flux van categorie A afval de concentratie van alle aanwezige elementen in het afval, de conditioneringsvorm en de primaire verpakking (vat) te vermenigvuldigen met de hoeveelheid afval in deze flux. Voor de radiologische en chemische impactevaluaties wordt er rekening gehouden met de totale hoeveelheid aan chemische elementen in het categorie A afval die op deze wijze verkregen werd (Tabel 4). In de impactevaluaties werd de totale hoeveelheid chemische elementen homogeen verdeeld over de oppervlaktebergingsinstallatie. Voor de studies naar de chemische langetermijnimpact is het niet enkel belangrijk te weten welke chemische elementen in het afval aanwezig zijn, maar ook onder welke chemische vorm ze voorkomen omdat de chemische vorm zal bepalen hoe gemakkelijk de elementen uit het afval kunnen uitlogen; de belangrijkste vormen waaronder de elementen voorkomen zijn oxiden, metalen, zouten, plastics en cellulose.
34
NIROND
2005–01 N, April 2005
Tabel 4 – Chemische samenstelling van het categorie A afval zoals deze gebruikt werd in de langetermijnimpactevaluaties [38].
Element
Hoeveelheid in ton Oxide
Metaal
Zout
Plastic
Cellulose
Totaal
Ag
—
—
0,001
—
—
0,001
Al
2 793
281
0.3
—
—
3 074
B
22
0,000003
65
—
—
87
Ba
1 482
—
—
—
—
1 482
Be
—
3
—
—
—
C
397
583
0,01
2 455
122
3 557
3
Ca
11 385
4
0,02
—
—
11 389
Cd
4
0,1
—
—
—
4
Cl
26
—
—
478
—
505
Co
—
1
—
—
—
1
Cr
4
698
0,3
—
—
702
Cu
47
252
—
—
—
299
F
3
—
—
—
—
3
Fe
2 035
21 515
—
—
—
23 550
Ga
3
—
—
—
—
3
H
1 132
0,0002
3
297
17
1 448
Hf
—
0,001
—
—
—
0,001
Hg
—
0,03
—
—
—
0,03
I
—
—
2
—
—
2
K
856
—
1
—
—
857
Mg
160
0,0001
—
—
—
160
Mn
5
77
—
—
—
82
Mo
—
10
—
—
—
10
N
0,2
11
0,0001
9
—
21
Na
1 140
—
—
—
—
1 140
Nb
—
1
—
—
—
1
Ni
6
397
—
—
—
403
O
47 641
0,01
47
149
135
P
0,3
11
—
—
—
12
Pb
9
128
—
—
—
137
Pt
—
0,2
—
—
—
0,2
S
633
2
—
39
—
674
Sb
3
0,4
—
Si
24 720
0,04
—
Sn
—
0,1
—
Sr
3
—
—
Ti
72
—
—
—
47 972
—
3
—
24 723
—
—
0,1
—
—
3
—
72
4
U
—
1,4
—
—
—
1,4
W
—
0,001
—
—
—
0,001
Zn
20
806
—
—
—
826
Zr
—
6
—
—
—
6
NIROND
2005–01 N, April 2005
35
:
$
;
Het geconditioneerde afval wordt in een installatie voor oppervlakteberging geplaatst. In een gevulde oppervlaktebergingsinstallatie onderscheiden we de volgende componenten: de monoliet die het afval bevat (sectie 2.2.1), de module (sectie 2.2.2), de ophoging (sectie 2.2.3) en de dakstructuur (sectie 2.2.4) die na exploitatie vervangen wordt door een afdekking (sectie 2.2.5). Verscheidene componenten van de installatie dragen bij tot de veiligheidsfuncties ‘vertraging en gespreid vrijkomen’, ‘fysische insluiting’ en ‘beperking van de toegankelijkheid’. : :" Monolieten die hetzij ontmantelingsafval hetzij standaard 400l vaten bevatten, zijn de eenheden die in de bergingsinstallatie ingebracht worden (Figuur 11 en Tabel 2). Aldus zorgen de monolieten voor een standaardisatie van het in te brengen afval. Ze dragen bovendien bij tot de terugneembaarheid van het afval. Een monoliet bestaat uit een betonnen caisson die eerst opgevuld wordt met ontmantelingsafval of standaard 400l vaten en die vervolgens geïmmobiliseerd wordt met cementmortel en met een metalen rooster, om het opdrijven van het afval te verhinderen. Het afval wordt tot op maximaal 10 cm onder de rand geplaatst; de cementmortel wordt tot op 1 cm onder de rand van de caisson gestort. De 9 cm cementmortel tussen het afval en de buitenzijde van de monoliet draagt bij tot een afscherming van de straling, net als de wanden en de bodem van de caisson. De cementmortel wordt niet tot op de rand van de caisson gestort, wat toelaat dat de wanden van de caisson – en niet de mortel – de belasting zullen dragen die veroorzaakt wordt door de stapeling van de monolieten, de dekplaat van de modules en de afdekking. Om een eventuele stagnatie van water aan de bovenkant van de monolieten te vermijden, worden er afvoergroeven in de bovenvlakken van de verticale wanden van de caisson aangebracht. Om de inkapseling van het afval door de monolieten tijdens ongevallen bij wegtransporten na te gaan werden er oriënterende valtesten uitgevoerd. Dergelijke tests zullen in een projectfase deel uitmaken van een eventuele procedure om de monoliet als gekwalificeerde IP-2 transportverpakking [50] te laten erkennen. Bij de uitgevoerde testen liet men de monoliet vanaf 1 m op een horizontaal oppervlak vallen waarbij de meest ongunstige configuratie genomen werd, namelijk met één van hoeken van de monoliet naar de grond gericht. De inkapseling van het afval door de monoliet werd niet in het gedrang gebracht door deze val (Figuur 12). Bemerk dat er voor het materiaal van de caisson momenteel nog geen definitieve keuze gemaakt werd tussen een beton met staalwapening en een beton versterkt met staalvezels. Voor beide opties waren de resultaten van de valtest gelijkaardig. Tijdens een eventuele projectfase zal verder onderzocht worden wat de impact van de val van een monoliet in de installatie kan zijn, en hoe aan de gevolgen van een val kan geremedieerd worden. De impact kan bijvoorbeeld nagegaan worden door een combinatie van valtesten en simulaties. Omdat de monoliet in belangrijke mate instaat voor de veiligheidsfuncties ‘vertraging en gespreid vrijkomen’ en ‘fysische insluiting’, zullen aan deze component hoge kwaliteitseisen qua fysische en chemische eigenschappen opgelegd worden. Voor deze veiligheidsfuncties zijn zowel de hydraulische eigenschappen als de retentie-eigenschappen
36
NIROND
2005–01 N, April 2005
Figuur 12 – Illustratie van de oriënterende valtest die uitgevoerd werd voor de monoliet waarbij de caisson bestaat uit een beton met staalwapening.
belangrijk. In de huidige evaluaties werden literatuurdata voor beton gebruikt [39]. De hydraulische doorlaatbaarheid die in [39] voor een intacte monoliet vooropgesteld wordt bedraagt 2,7 10–12 m s–1. Retentie-eigenschappen zijn sterk afhankelijk van de pH die in het poriënwater van het beton in de monoliet heerst. Een literatuuronderzoek heeft aangetoond dat de grote hoeveelheid portlandiet in het beton ervoor zorgt dat de hoge pH, nodig voor de goede retentie-eigenschappen van een groot aantal radionucliden en chemische elementen in beton, gedurende meerdere duizenden jaren behouden blijft [(Berner,1992) uit [35]]. Degradatie van beton die gepaard gaat met de verlaging van de pH leidt naast een vermindering van de retentie-eigenschappen ook tot een verandering van de hydraulische eigenschappen zoals een verhoging van de porositeit en van de hydraulische doorlaatbaarheid. Voor de hydraulische doorlaatbaarheden bij gedegradeerd beton worden waarden van 2,7 10-10 m s–1 en 8,6 10–9 m s–1 gebruikt [31,33,34]. : :
$
De module is een rigide insluitstructuur uit gewapend beton waarin de monolieten op een dusdanige manier kunnen gestapeld worden dat er slechts een minimum aan lege ruimte overblijft. Dit resulteert in een hogere mechanische weerstand tegen bijvoorbeeld aardbevingen en differentiële zettingen dan de losse stapeling van monolieten zonder beschermende structuur eromheen. Bovendien laat de module ook toe de belasting op een gelijkmatige wijze naar de ondergrond over te brengen. In de voorliggende voorontwerpen worden de monolieten in de module gestapeld in zes lagen van twaalf bij dertien. Rekeninghoudend met de toleranties op de verschillende structuren, komt men tot de volgende binnenafmetingen van de module: breedte 23,6 m, lengte 25,6 m, hoogte 8,3 m.
NIROND
2005–01 N, April 2005
37
De bergingsinstallatie waarvoor de impactevaluaties uitgevoerd werden, omvat veertig modules7, gegroepeerd in vier rijen van tien modules. Om de exploitatie van dergelijke installatie te vergemakkelijken worden de rijen per twee gegroepeerd. Bij de exploitatie zullen de modules twee aan twee gevuld worden om de differentiële zettingen te minimaliseren. De monolieten worden vanaf de vier hoeken progressief naar midden van de module gestapeld om de belastingen op de vloer min of meer uniform te verdelen. Hierbij worden de monolieten tegen elkaar geplaatst om een goede mechanische weerstand te verkrijgen. Wegens het incalculeren van toleranties bij het ontwerp van de binnenafmetingen van de module zal aldus in de meeste modules een centraal kruis ontstaan dat met grind zal opgevuld worden, om de mechanische weerstand tegen aardbevingen en differentiële zettingen te verhogen zonder de terugneembaarheid te verminderen (wat bijvoorbeeld bij een opvulling met een cementmortel wel het geval zou zijn). Onmiddellijk na het opvullen van de module wordt bovenop de laatste laag monolieten een geprefabriceerde betonnen afschermingsplaat van 0,2 m dik aangebracht om de personen die op deze plaats zullen werken, vooraleer de dekplaat aangebracht wordt, te beschermen tegen externe straling. Inderdaad, boven de afschermingsplaat wordt nog een dekplaat van 0,4 m uit gewapend beton geplaatst, waarbij de wapening verankerd zit in de verticale betonwanden. De geringe dikte van de afschermingsplaat en haar lichte wapening garanderen een betere terugneembaarheid dan wanneer de twee dekplaten uit één stuk gewapend beton zouden bestaan – dit stuk zou een vergelijkbare dikte hebben als de muren van de module, te weten 0,7 m. De module is voorzien van een systeem dat mogelijk gecontamineerd water verzamelt en dat verbonden is met een evacuatieleiding in de laterale inspectiegalerijen. In het generieke voorontwerp voor oppervlakteberging – versie 2000 is onderaan de module onder de 0,25 m dikke vloerplaat een drainerende laag voorzien waaronder de fundeerplaat van de module ligt. Deze drainerende laag bestaat uit grind en heeft een dikte die oploopt van 0,25 m tot 0,45 m om de fundeerplaat van de module een lichte helling te geven zodat het water in de drainerende laag richting laterale inspectiegalerijen gevoerd wordt. De dikte van de fundeerplaat van de module varieert tussen 0,7 m nabij de inspectiegalerijen en 0,9 m aan tegenovergestelde zijde van de module. De drainerende laag fungeert zowel als fundering voor de vloerplaat als collector voor het regenwater dat eventueel doorheen de bergingsmodule zou gesijpeld zijn. Inderdaad, de 0,25 m dikke vloerplaat is voorzien van een aantal opvanggoten en een buizenstelsel waarmee het eventuele ingesijpelde water naar de drainerende laag wordt afgevoerd. De drainerende laag van elke module beschikt over drie stelsels van buizen die in verbinding staan met de collector die zich in de inspectiegalerij bevindt. Deze buizen worden na de actieve
7
3
De nieuwe technische inventaris uit 2003 die aanleiding gaf tot een volume van 70 500 m , maar met minder monolieten als bergingseenheid, leidt tot minder modules (34 in plaats van 40). Deze informatie over het nieuwe aantal monolieten en de vermindering van het aantal modules kwam echter pas beschikbaar nadat de impactevaluaties al uitgevoerd waren.
38
NIROND
2005–01 N, April 2005
institutionele controleperiode afgesloten waardoor het in de drainerende laag doorgesijpelde water enkel via de betonnen fundeerplaat uit de installatie kan wegsijpelen. Dekplaat Geprefabriceerde betonnen afschermingsplaat Monolieten
Centraal kruis
Vloerplaat
Evacuatieleiding Drainerende laag
Inspectiegalerij
Fundeerplaat
Opmerking: niet op schaal getekend
Figuur 13 – Schema met componenten van de module zoals in het generieke voorontwerp.
Waar deze oplossing voor de opvang van het eventueel door de module gesijpelde regenwater behouden werd in het voorontwerp voor oppervlakteberging van MONA, werden voor het voorontwerp voor oppervlakteberging van STOLA-Dessel wijzigingen aangebracht aan deze drainerende laag om (Figuur 18): de ruimte ingenomen door de drainerende laag toegankelijk te maken; het drainagesysteem gemakkelijker te kunnen controleren en inspecteren; het drainagesysteem gemakkelijker te kunnen repareren; te verzekeren dat het water dat uit de modules sijpelt niet naar het grondwater kan ontsnappen. In het voorontwerp van STOLA-Dessel wordt de drainerende laag weggelaten en vervangen door een toegankelijke inspectieruimte, ‘kelder’ genoemd. Hierbij diende de oorspronkelijke dikte van de drainerende laag verhoogd te worden tot 2 m teneinde de inspectieruimte gemakkelijker toegankelijk te maken. De fundeerplaat van de modules komt aldus op ongeveer dezelfde hoogte te liggen als de vloer van de inspectiegalerijen. Om de structurele stabiliteit van de toegankelijke inspectieruimte te garanderen zijn betonnen kolommen van 1 m diameter nodig, en werd de dikte van de vloerplaat verhoogd van 0,25 m naar 1,05 m. De vloerplaat van de module wordt voorzien van afvoergoten die het water afvoeren naar een drainagesysteem bestaande uit een buizenstelsel dat het eventueel doorgesijpelde water afvoert naar de inspectiegalerijen. Dit drainagesysteem is directer te controleren en te repareren dan het drainagesysteem bij de drainerende laag met grind. Tijdens of na de actieve institutionele controleperiode wordt het drainagesysteem afgesloten. De inspectieruimte wordt ten laatste op het einde van de actieve institutionele controleperiode opgevuld en afgesloten, zodat na het einde van de actieve institutionele controleperiode het in de modules aanwezige water enkel via de betonnen vloerplaat, de opgevulde inspectieruimte en de betonnen fundeerplaat uit de installatie kan sijpelen.
NIROND
2005–01 N, April 2005
39
: :,
$
$
$
$
In het generieke ontwerp voor oppervlakteberging – versie 2000 werden aan de buitenzijde van de twee rijen modules inspectiegalerijen voorzien waarin tijdens de actieve institutionele controleperiode het water uit het buizenstelsel opgevangen wordt (Figuur 17). Om de gravitaire afvoer van het drainagewater te verzekeren, bevindt de vloer van deze inspectiegalerijen zich onder het niveau van de funderingsplaat van de modules. Om nu de inspectiegalerijen boven de grondwatertafel te houden en te verhinderen dat naast het drainagewater uit de modules nog grondwater zou kunnen binnenkomen in de inspectiegalerijen, moet een ophoging voorzien worden in de regio Mol/Dessel wegens de hoge stand van het grondwater. Deze ophoging is het belangrijkste verschilpunt tussen het generieke voorontwerp voor oppervlakteberging – versie 1997 en het generieke voorontwerp voor oppervlakteberging – versie 2000. In de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel werd het generieke voorontwerp – versie 2000 als vertrekpunt genomen, waarbij het principe behouden werd om de inspectiegalerijen boven het maaiveld in een ophoging te plaatsen zodat ze boven het grondwater blijven. Voor het voorontwerp van MONA werd de ophoging onder de modules behouden uit het generieke voorontwerp – versie 2000. In het voorontwerp van STOLADessel werd de ophoging onder de modules gedeeltelijk vervangen door een toegankelijke inspectieruimte die in verbinding staat met een inspectiegalerij. Bij de toegankelijke inspectieruimte wordt het water uit de modules via een drainagesysteem onder de vloerplaat van de module naar de inspectiegalerijen afgevoerd. Om een gravitaire afvoer richting de inspectiegalerijen te krijgen is het dus nodig dat de galerijen zich onder de vloerplaat van de modules bevinden, en niet onder de funderingsplaat. De funderingsplaat van de modules kan in het voorontwerp van STOLA-Dessel dus lager liggen dan in het voorontwerp van MONA. Om de toegankelijke inspectieruimte boven het grondwaterniveau te houden wordt de funderingsplaat van de modules op een ophoging van 0,6 m gebouwd. Voor het site-specifieke voorontwerp van het partnerschap MONA werden de twee inspectiegalerijen aan de buitenzijde van een dubbele rij modules vervangen door één centrale inspectiegalerij per dubbele rij modules (Figuur 19). In deze centrale inspectiegalerij monden de buizenstelsels van de twee rijen modules uit. Voor het site-specifieke voorontwerp van het partnerschap STOLA-Dessel werden de twee inspectiegalerijen aan de buitenzijde van de rij modules behouden. De hoogte van het geheel gevormd door de ophoging, fundeerplaat, toegankelijke kelder, vloerplaat, module en dekplaat bedraagt ongeveer 13 m. : :.
$
$
($
$
*
Tijdens de exploitatie van de bergingsinstallatie plaatst men bovenop de modules een dakstructuur om het regenwater van de modules en de monolieten weg te houden. Op de bestaande sites voor oppervlakteberging Centre de l’Aube (Frankrijk) en El Cabril (Spanje) wordt slechts boven de in opvulling zijnde zones een tijdelijke dakstructuur voorzien.
40
NIROND
2005–01 N, April 2005
In de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel werd gekozen voor een structuur die alle modules beschermt tegen regenwater, dit wil zeggen de nog lege modules, de modules die in opvulling zijn en de volle modules. Voor deze vaste structuur werd geopteerd voor een vast dak boven iedere module, waarbij de dakstructuur aan de wanden van de modules wordt gehecht. De structuur bestaat per module uit vier metalen portieken (acht aanhechtingspunten) die de transversale windbelasting en de belastingen van de brug op het beton van de modules overbrengen. De aanhechtingspunten op de modules bestaan uit betonnen uitstekende elementen op de verticale wanden die samen met de module gebouwd worden (Figuur 14). Op deze betonnen elementen rusten de metalen portieken die aan de module bevestigd worden via twee stalen horizontale verbindingselementen die in het bovenste deel van de betonnen uitstekende elementen vastgehecht worden.
Figuur 14 – Algemeen uitzicht van de dakstructuur die aan de wanden van de modules wordt vastgehecht door middel van uitstekende betonnen elementen.
: :
$
$
$
$
*
Tijdens de fase van sluiting van de site, dit wil zeggen nadat het radioactief afval is ingebracht in minstens één dubbele rij van modules en nadat de nodige vergunningen verkregen werden, wordt de dakstructuur boven de modules vervangen door een afdekking die dezelfde functie vervult, namelijk het beschermen van de monolieten en de modules tegen regenwater. Het infiltratiedebiet in de installatie wordt tot een minimum beperkt door middel van een hydraulische barrière bestaande uit inerte natuurlijke en synthetische materialen. Bovenop de hydraulische barrière ligt een biologische barrière om de weinig doorlatende composietlaag te beschermen tegen vorst-dooi cycli, verwering door erosie, scheuren door ontwatering, penetratie van wortels en aantasting door woeldieren. Zowel de hydraulische
NIROND
2005–01 N, April 2005
41
als de biologische barrières worden gerealiseerd met behulp van een opeenstapeling van diverse materialen. De geometrie en de definitie van de materialen nodig voor de afdekking voor het generieke voorontwerp werd in de voorontwerpen van MONA en STOLADessel aangepast rekeninghoudend met de ondertussen geëvolueerde kennis inzake afdekkingen die onder andere op basis van bestaande afdekkingen en proefafdekkingen op bestaande bergingsinstallaties voor radioactief en klassiek afval verworven werd. In dit verband merken we op dat er tijdens de bouw- en exploitatiefase van een oppervlaktebergingsinstallatie voorzien is om een proefafdekking te bouwen en te testen vooraleer een definitieve afdekking aan te brengen tijdens de fase van sluiting van de site. Het aanbrengen van de afdekking gebeurt immers pas enkele tientallen jaren na de constructie (Figuur 6). Nieuwe kennis inzake materialen en de resultaten van de testen van de proefafdekking zullen zorgen dat de definitieve configuratie van de afdekking en de specificaties voor de materialen hoogstwaarschijnlijk verschillend zullen zijn dan wat nu aangegeven wordt. Generiek voorontwerp – versie 2000 De afdekking zoals die voorzien was voor het generieke voorontwerp oppervlakteberging – versie 2000 is opgebouwd uit volgende lagen (Figuur 15):
voor
Een 1 m dikke vegetatielaag bestaande uit een mengsel van teelaarde met leem met een helling van 10% die zorgt voor een bescherming van de onderliggende lagen tegen weersinvloeden. Een 0,3 m dikke zandlaag met een helling van 10% die zorgt voor een afwatering. Onder de zandlaag bevindt zich een laag met een geotextiel die verhindert dat het zand uit de bovenliggende laag zich zou vermengen met het onderliggende grind. Een grindlaag met een tussen 1,5 en 2,65 m variërende dikte zodat de helling onderaan de grindlaag nog slechts 5% bedraagt. Naast het bieden van een bescherming tegen indringing van dieren en wortels in de onderliggende lagen, zorgt deze laag ook voor een afwatering. Onder de grindlaag bevindt zich een geotextiel dat vermijdt dat de bovenliggende grindlaag en de onderliggende leemlaag gaan mengen. Een leemlaag met een dikte van 0,3 m en een helling van 5% die de onderliggende kleilaag beschermt tegen uitdroging. Een 2 m dikke kleilaag met een lage doorlaatbaarheid zodat het doorsijpelen van regenwater naar de onderliggende modules beperkt wordt. Een geomembraan in het midden van de kleilaag, bestaande uit een geotextiel gevuld met bentoniet bedekt met een folie, dat zorgt voor een lage waterdoorlaatbaarheid. Een geotextiel die zich onder de kleilaag bevindt en die zorgt voor een goede scheiding tussen de klei en de drainerende laag onder de klei. Een drainerende laag onder de geotextiel bestaande uit grind of grof zand.
42
NIROND
2005–01 N, April 2005
Geotextiel en leem 1 m Teeltaarde Zand 0,3 m
iaal 1,50 - 2,65 m Grof drainerend mater Leem 0,3 m Klei 1 m
Geomembraan
Klei 1 m
Drainerende laag Figuur 15 – Opbouw van de afdekking voor het generieke voorontwerp.
De biologische barrière bestaat in dit geval uit de opeenvolging van de vegetatielaag, zandlaag, geotextiel, grindlaag, geotextiel en leemlaag die de onderliggende hydraulische barrière beschermen tegen vorst- en dooicycli, penetratie van wortels en dieren. De hydraulische barrière bestaat uit de kleilagen en het geomembraan ertussen. In de berekeningen naar de radiologische en chemische impact op lange termijn van een oppervlakteberging werd enkel voor deze afdekking de waterbeweging expliciet gemodelleerd. De meer recente afdekking die in de voorontwerpen voor de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel opgenomen werd (zie hieronder), werd niet meer gemodelleerd, omdat ervan mag uitgegaan worden dat ze minstens even doeltreffend zal zijn als de afdekking uit het generieke voorontwerp. Sitespecifieke voorontwerpen voor de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel Voor de voorontwerpen van de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel werden de samenstelling en geometrie lichtjes gewijzigd om rekening te houden met de laatste stand van zaken inzake de kennis van de afdekking (Figuur 16). In de nieuwe geometrie werd een uniforme helling van 5 % voor alle lagen voorzien. We onderscheiden: Een 0,8 m dikke vegetatielaag die leemhoudende teelaarde bevat. Een 0,5 m dikke zandlaag die zorgt voor een afwatering. Een geotextiel tussen de zandlaag en de onderliggende grindlaag om menging tussen zand en grind te verhinderen. Een 0,75 m dikke grindlaag bestaande uit inert grof materiaal die zorgt voor een afwatering en bescherming tegen indringen door dieren en penetreren van wortels biedt. Een laag met gecompacteerd zand van 0,75 m dik die de grindlaag aanvult in het tegengaan van wortelontwikkeling. Een geotextiellaag om menging tussen zand en klei te verhinderen.
NIROND
2005–01 N, April 2005
43
geocomposiet Met bentoniet gevulde Geotextiel de 0,80m Leemhoudende teelaar Zand 0,50m 5m Inert grof materiaal 0,7 materiaal 0,75 m Gecompacteerde zandig 5m Gecompacteerde klei 0,2 klei 0,50m Niet gecompacteerde 0,75m Gecompacteerde klei 0,30 m Drainerende laag min.
Figuur 16 – Opbouw van de afdekking voor de voorontwerpen van de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel.
Een kleilaag bestaande uit 0,25 m gecompacteerde klei die elke ongecontroleerde inworteling in de diepte verhindert en de insijpeling van regenwater sterk beperkt. Een laag 0,5 m klei die niet gecompacteerd is om het membraan dat er juist onderligt niet te beschadigen op het ogenblik van plaatsing van de kleilaag. Een geocomposiet die met bentoniet opgevuld wordt die zorgt voor een lage waterdoorlaatbaarheid. Een laag van 0,75 m gecompacteerde klei met lage waterdoorlaatbaarheid. Een geotextiel onder de klei die zorgt voor een goede scheiding tussen de klei en de drainerende laag onder de klei. Een drainerende vormlaag onder de klei.
44
NIROND
2005–01 N, April 2005
Principeschets van de voorontwerpen na plaatsing van de afdekking Een eerste reeks evaluaties van de langetermijnimpact werden uitgevoerd voor het generieke voorontwerp voor oppervlakteberging – versie 2000, terwijl een tweede reeks evaluaties uitgevoerd werden voor de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel. In Figuren 17, 18 en 19 zien we principeschetsen van deze drie voorontwerpen.
Figuur 17 – Doorsnede van de bergingsinstallatie voor het generieke voorontwerp voor oppervlakteberging – versie 2000 (afstanden zijn uitgedrukt in m).
NIROND
2005–01 N, April 2005
45
Figuur 18 – Doorsnede van de bergingsinstallatie voor het voorontwerp van STOLA-Dessel (afstanden zijn uitgedrukt in m).
46
NIROND
2005–01 N, April 2005
Figuur 19 – Doorsnede van de bergingsinstallatie voor het voorontwerp van MONA (afstanden zijn uitgedrukt in m).
NIROND
2005–01 N, April 2005
47
:, &
& $
$ $
;
In de omgeving waar de bergingsinstallatie ingeplant wordt, onderscheiden we enerzijds de geosfeer, de (hydro)geologische omgeving onder de oppervlakte-installatie, en anderzijds de biosfeer, de leefomgeving van de mens rondom de oppervlakte-installatie. Vooreerst worden de inplantingsplaatsen geografisch gesitueerd (sectie 2.3.1). Vermits de radiologische en chemische langetermijnimpact voornamelijk gekoppeld is aan de verspreidingsvector water, wordt hier dieper ingegaan op het oppervlakte- en grondwater in de omgeving van de installatie (sectie 2.3.2). Voor de radiologische impact tijdens de exploitatiefase van de installatie is lucht een belangrijke verspreidingsvector, zodat ook de atmosferische condities in de omgeving van de installatie beschreven dienen te worden (sectie 2.3.3). Omdat de radionuclidenconcentraties in oppervlakte- en grondwater aan de hand van een model voor de menselijke activiteiten en fauna en flora in de leefomgeving van de mens omgezet worden tot dosisimpact, dient ook aan deze aspecten aandacht besteed te worden bij de beschrijving van de omgeving (sectie 2.3.4). Ten slotte zullen ook de uitgevoerde menselijke activiteiten de dosisimpact beïnvloeden (sectie 2.3.5). De componenten geosfeer en biosfeer uit de omgeving van de installatie dragen bij tot de verdunning en de verspreiding nadat een fractie van de contaminanten uitgesteld vrijgekomen is uit de installatie. :,:"
?
De in dit dossier bestudeerde regio Mol/Dessel bevindt zich in de ‘Kempen’ in de provincie Antwerpen in het noordoosten van België (Figuur 20). Er werden meerdere inplantingsplaatsen beschouwd voor een oppervlaktebergingsinstallatie. Een eerste reeks evaluaties vertrok van een voorlopige aanduiding van werkzones door de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel op de nucleaire zone te Mol/Dessel, terwijl de inplantingsplaatsen in de tweede reeks evaluaties reeds nauwkeuriger afgebakend waren door de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel (Figuur 21). Voor de redenen voor het selecteren van inplantingsplaatsen verwijzen we naar de dossiers van MONA en STOLA-Dessel [3, 4]. Voor deze inplantingsplaatsen is voldaan aan de vereisten beschreven in [51, 52]. :,:
(
$
$
$ < $
=
Omdat de beschrijving van de geosfeer in het kader van dit rapport gekoppeld wordt aan de verspreiding van contaminanten door het water in de onverzadigde en verzadigde bodem, beperken we ons tot de kenmerken die relevant zijn voor een goed begrip van de onverzadigde bodem en van hydrogeologie. Voor de globale beschrijving van de geosfeer in de regio van Mol/Dessel verwijzen we naar een syntheserapport [52]. De samenstelling van de bodem heeft een invloed op de verspreiding van contaminanten in de bodem. De regio Mol/Dessel bevindt zich in de Kempen die gekenmerkt wordt door een zandgrond met een 50 à 100 cm dikke humusrijke bovenlaag.
48
NIROND
2005–01 N, April 2005
Kleine Nete
Grote Nete
Figuur 20 – Geografische situering van de regio Mol/Dessel.
Figuur 21 – Inplantingsplaatsen voor de eerste en tweede reeks evaluaties.
NIROND
2005–01 N, April 2005
49
De beweging van het grondwater en de verspreiding van contaminanten in de verzadigde zone worden sterk beïnvloed door de eigenschappen van de verzadigde zone. Algemeen gesproken wordt de geologie in de regio Mol/Dessel gekenmerkt door een afwisseling in klei- en zandsedimenten die bovenop formaties uit het Krijt liggen. In deze regio veroorzaakt de Boomse Klei door haar lage hydraulische doorlaatbaarheid en haar belangrijke dikte een belangrijke scheiding tussen het grondwater in de lagen van het Neogeen boven de Boomse Klei en de zand- en kleilagen onder de Boomse Klei. Voor de verspreiding van contaminanten uit een installatie aan de oppervlakte is bijgevolg enkel het Neogeen relevant. In het Neogeen bovenop de Boomse Klei onderscheiden we van boven naar onder de Zanden van Mol en Kasterlee, een kleirijke laag, de Zanden van Diest, Dessel, Berchem en Voort. De kleirijke laag tussen de Zanden van Kasterlee en Diest zorgt voor een gedeeltelijke scheiding van de watertafel in de Zanden van Kasterlee en Mol enerzijds en in de Zanden van Diest anderzijds. De verschillende lagen maken een lichte helling van Zuidoost naar Noordwest. De Zanden van Mol bestaan hoofdzakelijk uit witte kwartszanden, die in de omgeving van Mol en Dessel commercieel geëxploiteerd worden, en die zeer doorlatend zijn (K 10-4 m s-1). De Zanden van Kasterlee zijn fijne grijze mica-achtige en groene glauconietrijke zanden die iets minder doorlatend zijn dan de bovenliggende Molse Zanden (K 5 10-5 m s-1). Onderaan de Zanden van Kasterlee en bovenaan de Zanden van Diest bevindt zich een kleirijke overgangslaag met aantal kleilaagjes. De Zanden van Diest zijn groene en bruine vrij grove glauconietrijke zanden met een redelijk hoge doorlaatbaarheid (K 2,5 10-4 m s-1). De Zanden van Diest vormen het dikste pakket binnen het Neogeen en worden gebruikt voor pompingen voor de productie van drinkwater. De Zanden van Dessel zijn grijsgroen, zeer fijn, mica-achtig en glauconietrijk met een lagere doorlaatbaarheid dan de Zanden van Diest (K 3 10-5 m s-1). De Zanden van Berchem zijn groen tot zwart. Het zijn zeer glauconietrijke zanden die vaak een licht siltig karakter vertonen. Ook deze laag heeft een lagere doorlaatbaarheid dan de Zanden van Diest (K 2 10-5 m s-1). De Zanden van Voort zijn kleiachtig, donkergroen, bevatten veel glauconiet en fossielen en vormen een overgang naar de onderliggende Boomse Klei met vergelijkbare doorlaatbaarheid als de Zanden van Berchem. :,:,
F
Omdat de verspreiding en dilutie in de atmosfeer van een gasvormig vrijkomen van contaminanten bepaald wordt door de stabiliteitsklassen van de atmosfeer is het belangrijk voldoende kennis te hebben over het klimaat in de regio Mol-Dessel. Het klimaat in België is gematigd met een maritieme invloed. De Kempen wordt gekenmerkt door een landelijker klimaat dan de rest van België, met relatief warme zomers, koude winters en grotere
50
NIROND
2005–01 N, April 2005
temperatuursfluctuaties tussen dag en nacht. Dit verschil met de rest van België is te wijten aan de zandige ondergrond die overdag snel warmte absorbeert en ‘s nachts snel warmte afgeeft. De meest voorkomende Pasquill-stabiliteitsklasse in Mol-Dessel is D, gevolgd door E en F zoals geïllustreerd in Figuur 22.
9
>
7
De stabiliteitsklasse is een maat voor de mechanische en
.
thermische turbulentie
,
in de atmosfeer. Hoe groter de turbulentie
,
hoe onstabieler de atmosfeer wordt en hoe breder de contaminatiepluim als
"
gevolg van het
"
vrijkomen van contaminanten in de atmosfeer zal uitgesmeerd worden. /
8
)
Bij een zeer stabiele
+
atmosfeer is de
Figuur 22 – Verdeling [%] van de Pasquill-stabiliteitsklassen te Mol in 1989.
turbulentie kleiner, de spreiding van een
:,:.
pluim minder en dus
/
de concentratie in de
Voor de evaluatie van de langetermijnimpact van een bergingsinstallatie is water de voornaamste verspreidingsvector waardoor de radionucliden en chemische elementen vanuit het afval tot in de leefomgeving van de mens kunnen getransporteerd worden. In de leefomgeving zullen de radionucliden en de chemische elementen zich via het grond– en oppervlaktewater verspreiden tot bij de fauna en flora waarmee de mens in contact kan komen. Vermits bij menselijke activiteiten de mens rechtstreeks of onrechtstreeks in contact kan komen met al dan niet besmette fauna en flora in zijn leefomgeving, wordt in deze sectie een beknopte beschrijving gegeven van de in de omgeving van Mol-Dessel aanwezige fauna en flora. Gemiddeld genomen wordt ongeveer 8,3 % (106 000 ha) van het oppervlak van Vlaanderen met bos bedekt, waarvan 39,1 % naaldboombos, 49,8 % loofboombos, 6,3 % gemengd naaldboombos en 4,9 % gemengd loofboombos. Deze bosoppervlakte is zeer gefragmenteerd met slechts ongeveer 20 bossen met een oppervlakte van meer als 400 ha. De meeste naaldboombossen uit Vlaanderen worden gevonden in de Kempen, mede omdat de snel groeiende densoorten zoals grove den en de Corsicaanse den aangeplant werden in de eerste helft van de 20e eeuw om als stuthout in de kolenmijnen gebruikt te worden. Naast deze twee densoorten, zijn de meest voorkomende boomsoorten in de omgeving van Mol en Dessel berk, zomereik, Amerikaanse eik, beuk en es. In de bossen in de omgeving Mol-Dessel groeien hier en daar ook braambessen en bosbessen. Naast vogels komen ook frequent kleine zoogdieren zoals konijn, eekhoorn en vleermuis voor. Meer zeldzaam zijn haas, vos en ree. Tijdens het jachtseizoen wordt gejaagd op konijn, haas en ree.
NIROND
2005–01 N, April 2005
51
atmosfeer hoger dan bij een onstabiele atmosfeer. De verschillende Pasquill klassen voor de stabiliteit van de atmosfeer zijn - A = Extreem onstabiel - B = Onstabiel - C = Licht onstabiel - D= Neutraal - E = Licht stabiel - F = Zeer stabiel
De laatste vijftig jaar werd door ontbossing een groot deel van de Kempen omgevormd tot heide. Deze heide heeft mettertijd een belangrijke biologische waarde gekregen. Op de droge grond van de Kempen is de meest voorkomende soort struikheide. In de omgeving van plassen en vijvers wordt een grote diversiteit aan vogels gevonden. Er wordt enkel af en toe op wilde eenden gejaagd, die sporadisch voor menselijke consumptie gebruikt worden. In de regio Mol-Dessel zijn er vele visvijvers waarin brasem, karper en bijwijlen snoek te vinden zijn. In de beken worden soms vissen als rivierdonderpad, modderkruiper en beekprik gevonden. In de grote rivieren neemt de variatie aan soorten toe: in het Netebekken werden in 2001 tot 32 vissoorten gevonden. De meest voorkomende soorten zijn baars, voorn, stekelbaars, paling en riviergrondel. Sommige van deze soorten worden gevangen voor menselijke consumptie. Op het land dat begraasd wordt, wordt voornamelijk melkvee gehouden. Meestal wordt de begrazing afgewisseld met het telen van maïs dat gebruikt wordt om de veestapel tijdens de winter te voederen. :,:
(
Om de radionuclidenconcentraties in grond- en oppervlaktewater in verband te brengen met de effectieve dosis, moeten de leefgewoontes van de mens nagegaan worden. Inderdaad, in functie van verschillende leefgewoontes kan bij eenzelfde radionuclidenconcentratie in grond- of oppervlaktewater een verschillende effectieve dosis opgelopen worden. De bosrijke omgeving van Mol-Dessel wordt gekenmerkt door een iets minder dichte bevolkingsdichtheid dan het gemiddelde in België (261 bewoners per vierkante kilometer versus een gemiddelde van 336 bewoners per vierkante kilometer in België). Ongeveer 35 % van de landoppervlakte wordt gebruikt voor het kweken van voeder- of voedselgewassen, 40 % wordt gebruikt voor begrazing, 10 % bestaat uit bos, minder dan 1 % wordt gebruikt voor tuinbouw en 12 % liggen braak of zijn vijvers. Boerderijen liggen verspreid over de gehele regio, waarbij vooral aan veeteelt gedaan wordt. De opbrengsten van vlees en graan in de omgeving zijn eerder beperkt en bestemd voor lokaal gebruik. In de streek Mol-Dessel wordt het Molse Zand geëxploiteerd voor de glasindustrie en elektronica. Verder zijn in de onmiddellijke omgeving van de beschouwde inplantingsplaatsen voor de bergingsinstallatie een aantal nucleaire bedrijven te vinden in de nucleaire zone (Belgoprocess, SCK•CEN, Belgonucléaire, FBFC, IRMM). Het noordoosten van België heeft een heel dichtvertakt wegennetwerk dat nauw aansluit op de haven van Antwerpen die zich op ongeveer 50 km bevindt. Het meeste spoorweggoederenverkeer is afgestemd op de haven. De regio rond Mol-Dessel wordt naast spoorwegen en een fijnmazig verkeersnetwerk gekenmerkt door de aanwezigheid van een uitgebreid kanalennet dat een verbinding vormt tussen de industriële zones rond
52
NIROND
2005–01 N, April 2005
Antwerpen en Luik. Naast vervoer via de waterweg, pleziervaart en irrigatie worden sommige kanalen in de omgeving van Antwerpen ook gebruikt als drinkwaterreserve. Het noordoosten van België is van groot belang voor de bereiding van drinkwater. De aquifer die gevormd wordt door de Diestse Zanden wordt sterk geëxploiteerd als drinkwaterreserve. Door het hoge ijzergehalte van het water in deze aquifer, is er wel een deionisatie behandeling nodig om het water geschikt te maken voor menselijke consumptie. Naast pompingen voor drinkwaterbereiding, zijn er ook veel pompingen in het Diestiaan door privépersonen. Dit water wordt gebruikt voor irrigatie van velden en drenking van vee. Het water uit de kleinere rivieren zoals de Desselse Nete wordt niet gebruikt voor drinkwaterbereiding, maar water uit de grotere rivieren zoals de Grote en Kleine Nete wel. De menselijke activiteiten in de regio Mol-Dessel die relevant zijn voor het bepalen van de radiologische langetermijnimpact zijn drinkwaterbereiding, landbouw, vissen, zwemmen in vijvers, varen op kanalen en vijvers of andere recreatieve gebruiken van vijvers, rivieren en kanalen.
NIROND
2005–01 N, April 2005
53
54
NIROND
2005–01 N, April 2005
,
&
&
$
-
In dit hoofdstuk wordt er een overzicht gegeven van de ontwikkeling en verantwoording van de scenario’s waarvoor de radiologische en chemische impact geëvalueerd zal worden. We onderscheiden twee groepen van scenario’s: de scenario’s voor de operationele veiligheid – dit is de veiligheid van arbeiders en bevolking tijdens de fasen van constructie, exploitatie, sluiting en actieve institutionele controle; de scenario’s voor de veiligheid op lange termijn – dit is de veiligheid van de bevolking na sluiting van de bergingsinstallatie. Scenario’s voor de operationele veiligheid (sectie 3.1) beschrijven de mogelijke manieren waarop de arbeiders en de bevolking kunnen blootgesteld worden, zowel bij normale werking als bij incidenten en/of accidenten. Scenario’s voor de veiligheid op lange termijn (sectie 3.2) beschrijven of omvatten de belangrijkste evoluties van de bergingsinstallatie en haar omgeving relevant voor de evaluatie van de langetermijnimpact op de bevolking. Ze bestaan uit gebeurtenissen, processen en fenomenen die leiden tot het vrijkomen uit het afval en het transport naar de biosfeer van de radionucliden en de chemische elementen. Meer dan bij de scenario’s voor operationele veiligheid, zijn de scenario’s voor de langetermijnveiligheid een middel om de onzekerheden inzake evoluties van de bergingsinstallatie en haar omgeving en onzekerheden in verband met de verspreiding van radionucliden in kaart te brengen. De beschrijving van de scenario-ontwikkeling en -verantwoording in dit hoofdstuk vormt een synthese van de resultaten uit volgende rapporten: Cool W., Radiologische impact als gevolg van een inslag van een vliegtuig op een oppervlakte bergingsinstallatie te Mol-Dessel (Categorie A), NIRAS nota 2003-2048 herz.1, 17 december 2003 [53]; Volckaert G., Mallants D., Scenarioselectie voor de langetermijn veiligheidsevaluatie voor de berging van categorie A afval, SCK•CEN R-3811, december 2003 [54].
,:"
$!
De operationele veiligheid evalueert de veiligheid van de arbeiders en de bevolking gedurende de fasen van constructie, exploitatie, sluiting en actieve institutionele controle. Tijdens deze fasen is er sprake van een actief beheer omdat bepaalde acties aan of in de bergingsinstallatie ondernomen worden zoals de manutentie van afval. De operationele veiligheid wordt geëvalueerd door een aantal scenario’s van blootstelling te beschouwen. Enerzijds zijn er scenario’s bij de normale werking van alle systemen en het naleven van de werkprocedures binnen de installatie. Daarnaast zijn er scenario’s te wijten aan incidenten en/of accidenten, die kunnen optreden door menselijke fouten, het falen van bepaalde systemen en materialen en externe (verstorende) gebeurtenissen. De scenario’s van vliegtuigimpact zijn voorbeelden van scenario’s die ontstaan uit een verstorende gebeurtenis extern aan de installatie.
NIROND
2005–01 N, April 2005
55
Tijdens de voorontwerpfase werden er twee scenario’s gedefinieerd die beide een gevolg zijn van een vliegtuigimpact (andere scenario’s werden nu niet beschouwd, zie sectie 1.3): 1.
Het ongevalscenario waarbij een vliegtuig op de installatie neerstort door een ongeval.
2.
Een terroristische aanslag waarbij men een vliegtuig op de installatie laat neerstorten om aldus de installatie zoveel als mogelijk te beschadigen en de activiteit in het afval zoveel als mogelijk vrij te stellen. Dit scenario werd geëvalueerd op vraag van de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel na de aanslagen van 11 september 2001.
In de projectfase zullen andere scenario’s, inclusief de scenario’s bij normale werking, voor de operationele veiligheid meer in detail aan bod komen. ,:":" Omdat het vliegtuigongeval een waarschijnlijkheid van voorkomen heeft die kleiner is dan één, is de blootstelling door dit scenario een potentiële blootstelling [14]. Voor potentiële blootstellingen valt de evaluatie uiteen in twee met elkaar in wisselwerking staande aspecten, te weten waarschijnlijkheid van voorkomen en radiologische impact. Zo kunnen sommige blootstellingen met een hoge dosisimpact maar met een zeer lage waarschijnlijkheid van voorkomen aanvaardbaar zijn, terwijl andere met een lagere dosisimpact maar met een hogere waarschijnlijkheid van voorkomen onaanvaardbaar zijn. De beschrijving van het ongevalscenario steunt in grote mate op de veiligheidsevaluaties van de opslaggebouwen voor radioactief afval op de site van Belgoprocess te Dessel. Net zoals in de evaluaties voor de opslaggebouwen worden er ongevallen met straaljagers, bommenwerpers, passagiersvliegtuigen en sportvliegtuigen ondersteld. Het ogenblik van optreden van het ongeval wordt zo gekozen dat de radiologische impact maximaal zal zijn. Er wordt aangenomen dat het ongeval optreedt vóór de plaatsing van de afdekking omdat de installatie dan het meest kwetsbaar zal zijn. Tevens treedt het ongeval op eenmaal de installatie volledig gevuld is met afval, omdat dit de radiologische impact als gevolg van het ongeval maximaliseert. ,:": Ofschoon er bij een terroristische aanslag sprake is van potentiële blootstellingen, beperkt de evaluatie zich tot de radiologische impact. De oorzaak hiervan is dat de waarschijnlijkheid van voorkomen voor een terroristische aanslag niet kan geschat worden. We onderstellen in dit scenario een passagiersvliegtuig omdat dit type vliegtuig ook bij de aanslagen van 11 september 2001 gebruikt werd. In tegenstelling tot het ongevalscenario treedt er hier een kerosinebrand op door het beschouwen van passagiersvliegtuigen met grote tanks die nog bijna vol zijn op het ogenblik van de aanslag. Bij een ongeval kan ondersteld worden dat er al een grotere hoeveelheid brandstof verbruikt werd waardoor er geen omvangrijke kerosinebrand optreedt.
56
NIROND
2005–01 N, April 2005
,:
%
$
(
De veiligheid op lange termijn evalueert de veiligheid van de bevolking na sluiting van de bergingsinstallatie. Deze evaluatie gebeurt door middel van verschillende scenario’s. Deze scenario’s behandelen verscheidene onzekerheden met betrekking tot de evolutie van het gedrag van de installatie en haar omgeving (sectie 3.2.1). Tijdens de voorontwerpfase werden er twee verschillende reeksen van scenario’s ontwikkeld (sectie 3.2.2). De scenario’s worden ontwikkeld volgens een bepaalde methodologie (sectie 3.2.3) die toegepast wordt op het specifieke geval van een oppervlaktebergingsinstallatie in de regio Mol-Dessel (secties 3.2.4 en 3.2.5). ,: :"
-
$$
4
$
$
Scenario’s voor de langetermijnveiligheid bestaan uit karakteristieken, gebeurtenissen en processen (Features, Events and Processes – FEPs) die leiden tot het vrijkomen uit het afval en het transport naar de biosfeer van radionucliden en chemische elementen. Ze beschrijven of omvatten de belangrijkste evoluties van de bergingsinstallatie en haar omgeving die relevant zijn voor de evaluatie van de impact op lange termijn. Dit wil zeggen dat scenario’s voor de langetermijnveiligheid geen toekomstvoorspellingen van alle mogelijke evoluties zijn, maar veeleer een middel om onzekerheden te behandelen met betrekking tot de voor de langetermijn evolutie belangrijkste fenomenen en processen. Inderdaad, uit een oneindig aantal mogelijke evoluties op lange termijn van een bergingsinstallatie en haar omgeving te wijten aan diverse fysische, biologische en chemische fenomenen en processen, menselijke activiteiten en externe gebeurtenissen, worden bij de scenario-ontwikkeling een beperkt aantal scenario’s geselecteerd die rekening houden met onzekerheden met betrekking tot de evolutie van de installatie en haar omgeving zonder dat men hierbij streeft naar een volledige lijst van mogelijke evoluties. De scenario’s zijn nooit volledig realistisch omdat ze steeds een vereenvoudigde weergave van alle processen en gebeurtenissen vormen; veeleer zijn ze een hulpmiddel om het effect van sommige onzekerheden op een gestructureerde wijze te behandelen. ,: :
@&
-
$
&
Er werden twee reeksen van impactevaluaties uitgevoerd om rekening te kunnen houden met door de partnerschappen gevraagde wijzigingen aan de bergingsinstallaties en met de eerste opmerkingen van de veiligheidsautoriteiten op de veiligheidsevaluaties. Voor deze twee reeksen van impactevaluaties werden verschillende scenario’s ontwikkeld. Een eerste reeks impactevaluaties (eerste iteratie) werd uitgevoerd om de sitespecifieke voorontwerpen MONA en STOLA-Dessel te ontwikkelen op basis van het generiek ontwerp – versie 2000 en om reeds tijdens de voorontwerpfase een discussie met de veiligheidsautoriteiten op gang te brengen over de ontwikkeling en verantwoording van scenario’s. Om het ontwerp van de installatie te ondersteunen was het belangrijk de bijdragen van de installatiecomponenten tot de langetermijnimpact te bepalen.
NIROND
2005–01 N, April 2005
57
Een tweede reeks impactevaluaties (tweede iteratie) werd uitgevoerd om enerzijds de impact te verifiëren voor de voorontwerpen MONA en STOLA-Dessel op de door MONA en STOLA-Dessel bepaalde werkzones en om anderzijds rekening te houden met de opmerkingen van de veiligheidsautoriteiten op de eerste iteratie. Een voor de veiligheidsautoriteiten belangrijk punt was bijvoorbeeld het ontbreken van een tijdsevolutie in de eerste reeks scenario’s, waardoor het niet mogelijk was om er een geleidelijke aantasting van de componenten van de installatie in op te nemen. ,: :,
$
$
&
$
-
De methode die toegepast wordt voor de ontwikkeling van de scenario’s op lange termijn is de systematische scenario-ontwikkeling. Dit is een gedetailleerde en goed gedocumenteerde stapsgewijze procedure waarmee een klein aantal scenario’s wordt afgeleid op basis van een uitgebreide lijst van FEPs. Het betreft hier karakteristieken van de bergingsinstallatie en haar omgeving, gebeurtenissen die het gedrag van de installatie en haar omgeving beïnvloeden en processen die aanleiding geven tot een bepaald gedrag of evolutie. Bij de scenario-ontwikkeling volgens deze methode onderscheiden we twee stappen: de eerste stap bestaat uit het opstellen van een FEP-lijst waaruit de relevante FEPs geselecteerd worden (sectie 3.2.3.1); de tweede stap bestaat uit de afbakening van de scenario’s waarvoor de impact zal berekend worden en de groepering van de relevante FEPs binnen deze scenario’s (sectie 3.2.3.2). De methode voor de ontwikkeling van scenario’s heeft tijdens deze voorontwerpfase een aantal evoluties ondergaan. We besluiten deze sectie met een overzicht van de evoluties (sectie 3.2.3.3). 3.2.3.1 Opstellen van een FEP-lijst en selecteren van relevante FEPs Eerst wordt een lijst van mogelijke FEPs opgesteld die van belang kunnen zijn bij het gedrag van de contaminanten in de bergingsinstallatie, bij het transport van contaminanten uit de installatie en bij de uiteindelijke blootstelling van de mens. De FEP-lijst is een logisch gestructureerde controlelijst – checklist – om na te gaan dat er geen belangrijke processen over het hoofd gezien worden. Voor elke FEP uit deze lijst wordt vervolgens de relevantie, de waarschijnlijkheid van voorkomen en het belang geëvalueerd rekeninghoudend met de beschouwde omgeving, het afval en de bergingsinstallatie. Bij deze evaluatie bepaalt men welke FEPs verder moeten beschouwd worden en geeft men een verantwoording voor het niet verder beschouwen van sommige FEPs. Er wordt een onderscheid gemaakt tussen FEPs die optreden binnen bepaalde scenario’s en FEPs die bepaalde (alternatieve evolutie) scenario’s induceren. Nadat de scenario’s afgebakend zijn, worden de relevante FEPs binnen de verschillende scenario’s gegroepeerd. 3.2.3.2 Afbakening van scenario’s en groepering van relevante FEPs De door SCK•CEN en NIRAS aangepaste PROSA-methode bakent op een systematische wijze de scenario’s af waarvoor een impact berekend zal worden. De afkorting PROSA staat voor
58
NIROND
2005–01 N, April 2005
Probabilistic Safety Assessment. Deze methode werd door het Energieonderzoek Centrum Nederland (ECN) begin jaren ’90 ontwikkeld voor de scenario-ontwikkeling van een diepe berging. In de loop van het huidige werkprogramma voor de oppervlakteberging van categorie A afval werden door SCK•CEN en NIRAS een aantal aanpassingen en verfijningen in deze methode aangebracht. De PROSA-methode vertrekt van de hypothese dat de evolutie van de installatie en haar omgeving beschreven kan worden aan de hand van de toestand waarin elke voor de langetermijnveiligheid belangrijke component zich bevindt. Hierbij onderstelt men dat elke component zich slechts in twee toestanden kan bevinden: ofwel is de component intact en werkt hij zoals verwacht, ofwel is hij defect en draagt niet (of nauwelijks) meer bij tot de langetermijnveiligheid. In dit laatste geval zegt men dat de component ‘kortgesloten’ is. De methode steunt op een voorafgaandelijke analyse die nagaat welke componenten uit de installatie en haar omgeving een belangrijke rol spelen in de langetermijnveiligheid. Een eerste aanpassing van de PROSA-methode is de onderstelling dat er ook toestanden bestaan tussen het volledig intact zijn en een volledige degradatie. Een tweede aanpassing van de PROSA-methode is de onderstelling dat de toestanden van de verschillende componenten beschreven worden door het al dan niet optimaal vervullen van verschillende veiligheidsfuncties of -rollen in plaats van het intact of kortgesloten zijn van componenten. Dit is in overeenstemming met de internationale evolutie naar het ‘multifunctieprincipe’ dat een uitbreiding vormt van het ‘multibarrièreprincipe’ [55]. Voor componenten van de installatie kunnen we spreken over degradaties, waarbij de degradaties kunnen variëren van kleine aantastingen tot grote degradaties of zelfs het verdwijnen van een bepaalde component. Het gevolg van een degradatie kan zijn dat een veiligheidsfunctie van een bepaalde component minder goed vervuld wordt dan wat er voorzien was bij het ontwerp. Hierdoor krijgen we voor een gegeven component drie mogelijke toestanden met betrekking tot een bepaalde veiligheidsfunctie: 1. 2. 3.
goed ingevuld (GI); minder ingevuld (MI); slecht ingevuld of kortgesloten (SI).
Voor de omgeving van de installatie spreken we over verstoringen, omdat de omgeving een veiligheidsrol en geen veiligheidsfunctie vervult, namelijk het verdunnen en verspreiden (D). Een verstoring van de omgeving is in de eerste plaats een verandering van de verdunning en verspreiding ten opzichte van de huidige toestand, waarbij deze verandering a priori een verhoging of verlaging van de verdunning en verspreiding kan inhouden. In de tweede plaats wordt hier over een verstoring gesproken omdat een verandering van de verdunning en verspreiding niet noodzakelijk gepaard gaat met een aantasting van de kwaliteit van de componenten uit de omgeving. Bijvoorbeeld een verandering van de verdunning en verspreiding in de aquifers door klimaatsveranderingen impliceert geen verminderde kwaliteit van de aquifers. Voor een component die een veiligheidsrol vervult krijgen we twee mogelijke toestanden: 1. 2.
onveranderd (O); veranderd of verstoord (V).
NIROND
2005–01 N, April 2005
59
De toekenning van een veiligheidsfunctie of -rol aan een component gebeurt door middel van een functionele analyse die aan de grondslag ligt van de zogenoemde ‘beoogde werking’ van het systeem. De beoogde werking beschrijft hoe de verschillende componenten van het systeem binnen een bepaald tijdvenster zullen bijdragen aan de veiligheid in termen van veiligheidsfuncties. De analyse baseert zich op de reeds verworven kennis uit voorafgaand onderzoek en ontwikkeling alsook uit vorige en/of buitenlandse veiligheidsevaluaties. Bij het vooropstellen van een beoogde werking laten we bepaalde veiligheidsfuncties van sommige componenten buiten beschouwing, hoewel we weten dat de component een bijdrage kan leveren aan die veiligheidsfunctie. Deze onderstellingen om op conservatieve manier sommige veiligheidsfuncties niet te beschouwen, geeft aanleiding tot zogenoemde ‘veiligheidsreserves’. Een veiligheidsreserve is een veiligheidsfunctie van een bepaalde component waarop voorzichtigheidshalve niet gerekend wordt omdat onvoldoende kennis voorhanden is om effectief op deze functie te steunen of omdat de veiligheidsfunctie van een component een gunstige nevenwerking is van het toevoegen van deze component om een andere reden dan de invulling van de veiligheidsfunctie. Een toestand van de installatie en haar omgeving is gedefinieerd als de verzameling van: veiligheidsfuncties voor componenten die goed, minder of slecht ingevuld zijn veiligheidsrollen voor componenten die onveranderd of verstoord zijn. Het aantal mogelijke toestanden van de installatie en haar omgeving zal dus variëren naargelang het aantal componenten en het aantal veiligheidsfuncties en -rollen toegekend aan deze componenten. Nadat alle toestanden vastgelegd zijn volgens de (aangepaste) PROSA-methode wordt er nagegaan welke FEPs een bepaalde toestand kunnen tot stand te brengen. Dit zijn de toestandsinducerende FEPs. Indien er geen FEPs kunnen geïdentificeerd worden om aan een bepaalde toestand te komen, vervalt deze toestand. Een derde en laatste aanpassing van de PROSA-methode is een verfijning van de definities voor scenario’s. In de PROSA-methode waren scenario’s en toestanden oorspronkelijk identiek. Dit was de aanpak voor de eerste reeks scenario’s. Deze aanpak sluit echter uit dat binnen één scenario een evolutie plaatsvindt van één toestand naar een andere; bijvoorbeeld de evolutie van een intacte bergingsinstallatie net na sluiting naar een installatie met een gedegradeerde afdekking. Om deze reden werd een scenario in de tweede iteratie gedefinieerd als een opeenvolging van verschillende toestanden uit PROSA, waarbij het systeem in functie van de tijd stapsgewijs evolueert van één toestand naar een andere (zie bijvoorbeeld Tabel 8 in sectie 3.2.5.3). Tot slot wordt er een beschrijving van de scenario’s gemaakt door voor iedere toestand de op te sommen die de karakteristieken van de bergingsinstallatie en haar omgeving vastleggen, die de gebeurtenissen bepalen welke het gedrag beïnvloeden en die de processen bepalen welke aanleiding geven tot een bepaald gedrag van de installatie en haar omgeving. Het betreft hier niet enkel toestandsinducerende FEPs, maar ook FEPs die zullen bijdragen tot het gedrag van de bergingsinstallatie en haar omgeving in een bepaalde toestand. Sommige FEPs zullen in meerdere toestanden voorkomen.
FEPs
60
NIROND
2005–01 N, April 2005
Bijvoorbeeld de processen diffusie en advectie zullen zowel binnen een intacte als een gedegradeerde installatie optreden, zij het met een verschillende relatieve bijdrage tot de migratie van de radionucliden. De groepering van alle FEPs in een bepaald scenario, noemen we de scenariobeschrijving in termen van FEPs. 3.2.3.3 Overzicht van de evoluties in methode voor de ontwikkeling van scenario’s Samenvattend kan gesteld worden dat tijdens deze voorontwerpfase vooral de methode inzake afbakening van scenario’s gewijzigd werd en minder de methode voor het opstellen van een FEP-lijst en het selecteren van relevante FEPs (Figuur 23). Deze wijzigingen en evoluties werden grotendeels reeds opgenomen bij de ontwikkeling van de scenario’s voor de voorontwerpen, hoewel vooral tijdens de eerste reeks van scenario’s nog gedeeltelijk op de niet-aangepaste PROSA methodologie gesteund werd.
Methode bij start voorontwerpfase
Gewijzigde methode gebruikt bij scenario’s voor voorontwerp
1. FEP-lijst
1. FEP-lijst
2. Relevante FEPs
2. Relevante FEPs
Scenariobeschrijvende FEPs
ToestandsInducerende FEPs
Scenariobeschrijvende FEPs
3. PROSA:
ToestandsInducerende FEPs
3. Functionele analyse => beoogde werking
NES = Alles intact = Initieel beoogde werking AES = Verstoringen
4. Verstoring aan beoogde werking
4. Bepaling van werkelijk optredende verstoringen/AES
5. Definiëren van scenario’s:
e
- beoogde initiële werking = alles intact = NES (1 iteratie) - beoogde werking = Referentiescenario (2eiteratie) - verstoringen = AES (1e en 2eiteratie)
5. Beschrijven van scenario’s m.b.v. FEPs
6. Beschrijven van scenario’s m.b.v. FEPs
Figuur 23 – Overzicht van evoluties in methode voor de scenario-ontwikkeling. NES = Normaal evolutiescenario; AES = alternatief evolutiescenario.
NIROND
2005–01 N, April 2005
61
Het ontwikkelen van de scenario’s voor de voorontwerpen kunnen we als volgt resumeren: 1. 2. 3. 4.
5.
6.
Het opstellen van een FEP-lijst Het selecteren van de relevante FEPs voor de beschouwde voorontwerpen, en de classificatie in toestandsinducerende en scenariobeschrijvende FEPs Een functionele analyse waarbij de veiligheidsfuncties en -rol van de verschillende componenten bepaald wordt, dit wil zeggen hun beoogde werking. De bepaling van de optredende toestanden door verstoringen aan de beoogde werking te identificeren en na te gaan welke toestanden kunnen resulteren uit de toestandsinducerende FEPs. Het definiëren van de scenario’s in termen van de toestanden die zullen optreden bij de beoogde werking en in termen van toestanden die een verstoring zijn van de beoogde werking. Het maken van scenariobeschrijvingen in termen van relevante FEPs die bijdragen aan een scenario.
,: :.
/897
$
(
&
/89
7
Bij het opstellen van de FEP-lijst wordt er geen rekening gehouden met de relevantie, waarschijnlijkheid of belang van de FEP, zodat dit in het algemeen uitmondt in zeer uitgebreide lijsten die niet specifiek zijn voor een bepaalde bergingsinstallatie en haar omgeving. Om de lijst voor de berging aan de oppervlakte in de regio van Mol/Dessel te verkrijgen, werd een internationale lijst van de NEA – Nuclear Energy Agency, Agentschap voor Kernenergie – die opgesteld was voor diepe berging8 door SCK•CEN uitgebreid met FEPs specifiek voor oppervlakte-installaties en met FEPs specifiek voor de regio Mol-Dessel. Het resultaat hiervan is een lijst van 131 FEPs voor oppervlakteberging (zie Bijlage 2 voor de FEP-lijst): 1. Natuurlijke fenomenen: 62 FEPs 1.1. Buitenaardse fenomenen: 2 FEPs 1.2. Geologische fenomenen: 14 FEPs 1.3. Klimatologische fenomenen: 5 FEPs 1.4. Geomorfologische fenomenen: 8 FEPs 1.5. Hydrologische fenomenen: 9 FEPs 1.6. Transport en geochemische fenomenen: 14 FEPs 1.7. Ecologische fenomenen: 10 FEPs 2. Door de mens veroorzaakte fenomenen: 47 FEPs 2.1. Ontwerp en constructie: 12 FEPs 2.2. Exploitatie en sluiting: 12 FEPs 2.3. Ondergrondse activiteiten na sluiting: 12 FEPs 2.4. Oppervlakteactiviteiten na sluiting (intrusie): 11 FEPs
8
Bemerk dat er ondertussen door IAEA een generische lijst van FEPs voor bergingsinstallaties aan of nabij de oppervlakte in voorbereiding is, die een samenvoeging zal zijn van de FEP lijsten ontwikkeld in de projecten BIOMASS en ISAM. Tijdens een projectfase zal er bij de scenario-ontwikkeling van een oppervlaktebergingsinstallatie kunnen gebruik gemaakt worden van deze nieuwe lijst die specifiek voor oppervlakteberging uitgewerkt werd.
62
NIROND
2005–01 N, April 2005
3. Door het afval veroorzaakte fenomenen: 22 FEPs 3.1. Thermische fenomenen: 5 FEPs 3.2. Chemische fenomenen: 7 FEPs 3.3. Mechanische fenomenen: 6 FEPs 3.4. Radiologische fenomenen: 4 FEPs Uit deze lijst werden vervolgens de FEPs geselecteerd die relevant zijn voor de huidige impactevaluaties van een oppervlaktebergingsinstallatie te Mol/Dessel. Hierbij werden volgende criteria gebruikt om sommige FEPs uit de lijst te verwijderen: Een waarschijnlijkheid van voorkomen van een gebeurtenis lager dan 10-8 per jaar (bijvoorbeeld inslag van een grote meteoriet). Het hebben van verwaarloosbare effecten op berekeningen van de langetermijnimpact (bijvoorbeeld veranderingen in het aardmagnetische veld). Het niet relevant zijn voor zandformaties (bijvoorbeeld matrixdiffusie die enkel optreedt bij een gefractureerd medium). Het niet relevant zijn voor de omgeving van Mol-Dessel (bijvoorbeeld het optreden van kusterosie en de ontwikkeling van estuaria). Het niet relevant zijn voor de beschouwde bergingsinstallatie en/of het beschouwde afval (bijvoorbeeld vervalwarmte is voor categorie A afval niet relevant). De hypothese dat toekomstige generaties nog de nodige acties aan de installatie zullen uitvoeren (bijvoorbeeld het correct afdichten van de berging). Het resultaat van deze analyse van de FEPs is een gereduceerde lijst van FEPs die relevant zijn voor de scenario’s waarvoor de langetermijnimpact zal geëvalueerd worden (Tabel 5).
Tabel 5 – Overzicht van de resultaten van de selectie van de relevante FEPs (zie Bijlage 2 voor een overzicht van de relevante FEPs). Relevante FEPs
Niet verder beschouwde FEPs
1. Natuurlijke fenomenen
32
30
2. Door de mens veroorzaakte fenomenen
18
29
3. Door het afval veroorzaakte fenomenen
8
14
Totaal
58
73
Deze analyse van de FEP-lijst werd weliswaar gemaakt op basis van het generiek voorontwerp – versie 2000, maar blijft grotendeels geldig voor de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel. Omdat in vergelijking met het generieke voorontwerp – versie 2000 voor het voorontwerp van STOLA-Dessel een belangrijke bijkomende actie zal nodig zijn om de installatie af te sluiten, in het bijzonder de opvulling van de toegankelijke inspectieruimte, werd voor het voorontwerp van STOLA-Dessel beschouwd dat de FEP ‘Achterlaten van een niet-afgedichte
NIROND
2005–01 N, April 2005
63
berging’ een bijkomend scenario zal genereren. Deze FEP en bijhorend scenario werd niet beschouwd voor het generiek voorontwerp op basis van de hypothese dat de toekomstige generaties nog de nodige acties aan de installatie zullen uitvoeren. Indien deze hypothese niet vervuld is kunnen de gevolgen echter belangrijker zijn voor het STOLA-Dessel voorontwerp dan voor het generieke voorontwerp, omdat de configuratie van bergingsinstallatie in de exploitatie- en controlefase voor het STOLA-Dessel sterker afwijkt van de verwachte configuratie na vrijgave van de site (dit wil zeggen een volledig afgesloten en passieve installatie) dan voor het generieke voorontwerp – versie 2000. ,: : $
$ &
-
/89
7
Voor beide reeksen scenario’s werd eenzelfde lijst van veiligheidsfuncties gebruikt (sectie 3.2.5.1). Deze veiligheidsfuncties vormen een verdere detaillering van de beschrijving in sectie 1.1. Na de eerste reeks van scenario’s werd de scenario-ontwikkeling verfijnd, met name het feit dat een scenario niet langer gedefinieerd werd als één bepaalde toestand maar als een opeenvolging van toestanden om degradaties in de loop van de tijd voor te stellen. Als gevolg hiervan werd ook een tijdsevolutie aangebracht aan de beoogde werking van het systeem in termen van veiligheidsfuncties en -rollen. Voorts verhoogde het aantal componenten waarmee in de tweede reeks scenario’s rekening gehouden werd. Om deze redenen worden de afbakening voor beide reeksen scenario’s apart behandeld (secties 3.2.5.2 en 3.2.5.3). 3.2.5.1 Veiligheidsfuncties bij de afbakening van de scenario’s De afbakening van scenario’s door middel van de (aangepaste) PROSA-methode vertrekt van degradaties en verstoringen van componenten in termen van respectievelijk veiligheidsfuncties en veiligheidsrollen die bijdragen tot de (passieve) langetermijnveiligheid. Voor berging van categorie A afval worden volgende veiligheidsfuncties beschouwd: Beperking van de toegankelijkheid (L), wat inhoudt dat een directe toegang tot het afval verhinderd wordt, ook bij verstorende gebeurtenissen, en dat de directe straling van het afval voldoende afgeschermd wordt van mens en omgeving. Fysische insluiting (C), wat wil zeggen dat men zoveel als mogelijk iedere verspreiding van de radionucliden en contaminanten wil verhinderen. Deze functie kan in twee subfuncties worden opgedeeld: -
Waterdichtheid (C1), wat wil zeggen het verhinderen dat water in contact komt met de contaminanten in het afval.
-
Beperking van de watertoevoer (C2), wat wil zeggen het uitstellen van het ogenblik waarop het water in contact komt met de contaminanten in het afval.
Vertraging en spreiding van vrijkomen (R), wat wil zeggen dat in het geval van een geheel of gedeeltelijk wegvallen van de functie fysische insluiting, de verspreiding van contaminanten in de verschillende componenten van de installatie zoveel mogelijk vertraagt en beperkt wordt per eenheid van tijd. Deze functie kan in twee subfuncties worden opgedeeld:
64
NIROND
2005–01 N, April 2005
-
Trage vrijlating (R1), wat wil zeggen traag vrijlaten van contaminanten uit het afval waardoor de vrijlatingen worden gespreid in de tijd. Hieraan dragen diverse fysicochemische processen in het afval bij die zorgen voor een trage uitloging, alsook fenomenen zoals geometrische beperkingen door perforaties in vaten en een spreiding in de tijd van perforaties.
-
Diffusie en retentie (R2), wat wil zeggen dat het geheel van de diffusieprocessen en de chemische retentie zorgt voor een vertraging en spreiding van vrijkomen van radionucliden. We onderscheiden hierin twee groepen van processen: o
Diffusie (R2.1), wat wil zeggen dat een traag, door diffusie gecontroleerd transport van de contaminanten doorheen de installatie het vrijkomen van de radionucliden uit het systeem in de tijd spreidt.
o
Retentie (R2.2), wat wil zeggen dat sorptieprocessen en precipitatie binnen de installatie het vrijkomen van contaminanten uit het systeem zullen spreiden in de tijd bovenop de spreiding door diffusie.
Voor de oppervlakteberging te Mol/Dessel beschouwen we verdunning en verspreiding (D) als veiligheidsrol. Dit wil zeggen dat door een verdunning en verspreiding de individuele impact op mens en milieu verlaagt. 3.2.5.2 Eerste reeks scenario’s De afbakening van de scenario’s gebeurt door middel van vier stappen: 1. 2. 3. 4.
functionele analyse; bepaling van de optredende toestanden; definiëren van de scenario’s; beschrijven van de scenario’s.
Functionele analyse We vertrekken van een beoogde initiële werking van de verschillende componenten van installatie en omgeving in termen van veiligheidsfuncties en -rol (Figuur 24). In deze analyse gaan we ervan uit dat alle afval in afvalvaten geconditioneerd wordt, vooraleer de afvalvaten in monolieten geplaatst worden. Er werd eveneens ondersteld dat de aan de componenten toegekende veiligheidsfuncties en -rol niet wijzigen in functie van de tijd. Het geconditioneerde afval vervult geen veiligheidsfunctie maar vormt wel een veiligheidsreserve, te weten de trage vrijlating R1. De trage vrijlating uit het geconditioneerde afval treedt onder andere op door de trage uitloging uit het vaste afval9.
9
We onderscheiden heterogeen en homogeen afval. In homogeen afval zijn de radionucliden op homogene wijze verdeeld in de conditioneringsmatrix. Concentraten zijn een voorbeeld van homogeen afval. In heterogeen afval zit een conditioneringsmatrix rondom stukken vaste afval. Een typisch voorbeeld van heterogeen afval is ontmantelingsafval.
NIROND
2005–01 N, April 2005
65
1. Beperking toegankelijkheid (L) BIOSFEER (D)
AFDEKKING (L,C2)
MODULE (L,C2,R2) MONOLIETWAND (L,C2,R2.1, R2.2)
2. Fysische insluiting (C)
OPVULMORTEL (C2,R2.2)
Veiligheidsrol: Verdunning en verspreiding (D)
VAT (-)
3. Vertraging en spreiding van vrijkomen (R)
GECONDITIONEERD AFVAL (-)
OPHOGING (-)
GEOLOGISCHE FORMATIES VAN DE INPLANTINGSPLAATS (D)
Figuur 24 – Invulling van de veiligheidsfuncties en veiligheidsrol voor de verschillende componenten bij de beoogde initiële werking van de bergingsinstallatie en haar omgeving voor de eerste reeks scenario’s. Naast deze functies en rol kunnen de componenten nog andere functies vervullen, die dan een ‘veiligheidsreserve’ zijn.
Het afvalvat vervult geen veiligheidsfunctie, maar wel veiligheidsreserves: waterdichtheid C1, trage vrijlating R1 en retentie R2.2. De waterdichtheid C1 is een veiligheidsreserve, omdat de vaten niet ontworpen zijn om waterdicht te zijn. Zo zijn de deksels op de vaten gefelst. Niettemin heeft een test met een 400l vat gevuld met water aangegeven dat in de praktijk een deel van de vaten waterdicht is. De trage vrijlating R1 is een veiligheidsreserve, omdat er geometrische beperkingen voor de toevoer van water naar het afval zijn bij het niet volledig waterdicht gefelst zijn van het deksel of bij perforaties in vaten door gelokaliseerde corrosie. Bovendien zullen waarschijnlijk niet alle vaten tegelijk doorgeroest zijn waardoor er een spreiding in de tijd zal zijn van de ogenblikken waarop water in contact kan komen met afval geconditioneerd in verschillende vaten. Een laatste veiligheidsreserve is de retentie R2.2 van contaminanten op de corrosieproducten. De opvulmortel in de monoliet vervult drie veiligheidsfuncties: beperking van watertoevoer (C2), diffusie (R2.1) en retentie (R2.2). Ondermeer de lage doorlaatbaarheid van de opvulmortel zal ervoor zorgen dat water niet ogenblikkelijk in contact met het afval komt (C2). Daarnaast bezit de opvulmortel goede retentieeigenschappen waardoor hij bijdraagt aan de retentie (R2.2). Door de diffusie in de opvulmortel zullen de contaminanten vertraagd worden en zal de flux van de contaminanten gespreid worden in de tijd. De contaminanten zullen met andere woorden niet onmiddellijk in contact komen met – en beginnen te migreren doorheen – de monolietwanden. We nemen de hypothese dat de contaminanten wél onmiddellijk in contact zullen komen met de monolietwanden en als startpunt homogeen verdeeld zitten over de opvulmortel. Hierdoor speelt de diffusie in de opvulmortel nog slechts een rol in het bepalen van het concentratieprofiel in de opvulmortel nadat de
66
NIROND
2005–01 N, April 2005
contaminanten al in contact gekomen zijn met de monolietwanden. Diffusie (R2.1) is dus slechts gedeeltelijk een veiligheidsfunctie. De monolietwand vervult vier veiligheidsfuncties: beperking van watertoevoer (C2), retentie (R2.2), diffusie (R2.1) en beperking van de toegankelijkheid (L). Door de lage doorlaatbaarheid van het beton zal enerzijds de watertoevoer naar het afval beperkt worden (C2); anderzijds zal hierdoor een diffusief transport (R2.1) verzekerd worden nadat het water in contact gekomen is met het afval. Het beton bezit daarenboven goede retentie-eigenschappen die zorgen voor een sorptie en precipitatie van een groot aantal contaminanten (R2.2). Ten slotte vormen de monolietwanden een bescherming tegen een indringing tot bij het afval, dit wil zeggen dat ze zorgen voor een beperking van de toegankelijkheid (L). De module vervult vier veiligheidsfuncties: beperking van watertoevoer (C2), retentie (R2.2), diffusie (R2.1) en beperking van de toegankelijkheid (L). Door ondermeer een beperkte doorlaatbaarheid zorgen de modules enerzijds voor een beperking van de watertoevoer (C2) en anderzijds voor een hoofdzakelijk diffusieve contaminantenmigratie (R2.1). Daarnaast zorgt het beton van de modules ook voor een bijkomende retentie van radionucliden (R2.2). Ten slotte vormt deze betonnen constructie een beperking van de toegankelijkheid (L). De afdekking vervult twee veiligheidsfuncties: beperking van watertoevoer (C2) en beperking van de toegankelijkheid (L). Daarnaast is de waterdichtheid (C1) een veiligheidsreserve. De voornaamste rol van de afdekking bestaat erin op een passieve wijze te zorgen dat de neerslag de onderliggende installatie niet of zo weinig mogelijk bereikt (C2). Mogelijkerwijze wordt de afdekking niet onmiddellijk na opvulling van de module geplaatst. Vóór de plaatsing van de afdekking staat een tijdelijke dakstructuur bovenop de modules die voor een C1-functie zorgt. Tijdens een eerste fase na de plaatsing van de afdekking kan ervan uitgegaan worden dat het geomembraan zorgt voor een quasi waterdichtheid (C1). Ten slotte vormt de afdekking een beperking van de toegankelijkheid (L). De ophoging onder de module vervult geen veiligheidsfuncties. De diffusie (R2.1) en retentie (R2.2) zijn veiligheidsreserves. Naargelang de keuze van het materiaal waaruit de ophoging bestaat, kunnen diffusie en retentie al dan niet een bijdrage leveren tot de veiligheid. De keuze van het materiaal waaruit de ophoging bestaat, wordt voornamelijk bepaald door de vereiste om belangrijke zettingen te vermijden. De geologische formaties van de inplantingsplaats vervullen de veiligheidsrol verdunning en verspreiding (D) en de veiligheidsreserve retentie (R2.2). De aquifers in de geologische formaties zorgen voor een verdunning en verspreiding door advectief transport (D). De aanwezigheid van sorberende mineralen zoals oxiden, glauconiet, organisch materiaal en kleimineralen in sommige geologische formaties (sectie 2.3.2) zal zorgen voor een bijkomende retentie van contaminanten (R2.2). De biosfeer vervult de veiligheidsrol verdunning en verspreiding (D). In de verschillende biosfeercompartimenten zullen de contaminanten ruimtelijk uitgespreid worden en kan in sommige gevallen een bijkomende verdunning optreden – maar ook soms een herconcentratie (irrigatie met besmet water van oorspronkelijk onbesmette bodems, accumulatie in riviersedimenten, bioaccumulatie) – van contaminanten.
NIROND
2005–01 N, April 2005
67
De scenario’s worden afgebakend door drie componenten te beschouwen: 1. 2. 3.
monoliet, te weten opvulmortel en monolietwand; preventieve barrières, te weten module en afdekking; hydrogeologie.
Hierbij worden sommige componenten van de installatie samengenomen. De ‘toestand’ (zie sectie 3.2.3.2) waarin de installatie zich bevindt wordt verkregen door voor deze componenten de veiligheidsfuncties samen te tellen. Daarnaast worden er een aantal componenten in de bergingsinstallatie en haar omgeving weggelaten: geconditioneerd afval, afvalvat, ophoging en biosfeer. Het geconditioneerde afval, het afvalval en de ophoging worden weggelaten omdat ze geen veiligheidsfuncties of veiligheidsrol vervullen. De biosfeer is geen component in de scenario-ontwikkeling omdat de huidige biosfeer voor de regio Mol-Dessel als ‘referentiebiosfeer’ genomen wordt. Een referentiebiosfeer is een meetinstrument om een dosis te berekenen, ondanks verschillen tussen regio’s en verschillen in één regio als gevolg van veranderende omstandigheden (scenario’s) zoals klimaatswijzigingen. Voor de regio Mol-Dessel wordt een referentiebiosfeer ondersteld die karakteristiek is voor de regio en die niet wijzigt in functie van de tijd [40, 60]. Daaruit volgt dat er voor de biosfeer slechts één ‘scenario’ is, dat als vast gegeven ondersteld wordt bij de scenario-ontwikkeling voor de andere componenten. Dit heeft tot gevolg dat er 11 FEPs niet verder beschouwd werden in deze analyse omdat ze alleen betrekking hebben op de biosfeer. Bij de ‘beoogde initiële werking’ zijn de monoliet en de module+afdekking intact voor alle hun toegekende veiligheidsfuncties en blijft de hydrogeologie onveranderd. Hoewel dit inderdaad het vertrekpunt zal zijn op het ogenblik dat de installatie afgesloten wordt, treedt er op lange termijn onvermijdelijk degradatie van de installatie op en wordt deze onderstelling minder verdedigbaar. Dit aspect wordt opgevangen in de tweede iteratie (zie verder, sectie 3.2.5.3) Bepaling van de optredende toestanden Het aantal mogelijke toestanden waarin de drie beschouwde componenten zich kunnen bevinden, wordt sterk beperkt door de toestandsinducerende FEPs voor de oppervlakteberging te Mol/Dessel in rekening te brengen en alle toestanden, waarvoor er geen toestandsinducerende FEP gevonden wordt, te elimineren. Van de 58 FEPs zijn er 13 toestandsinducerend (Tabel 6). Ze geven aanleiding tot tien verschillende toestanden omdat er meer verschillende FEPs zijn die tot eenzelfde toestand leiden, dan dat er verschillende toestanden zijn afkomstig uit eenzelfde FEP. Op vereenvoudigde manier werd ondersteld dat deze toestanden zullen geassocieerd zijn met één (of meerdere) AES. Een kortsluiting van de L-functie leidt tot zogenaamde intrusiescenario’s, dit zijn scenario’s waarbij een indringing tot bij het afval plaatsgrijpt zonder kennis over het radioactieve karakter van het afval. Aan de invulling van de L-functie dragen naast de componenten uit de installatie ook actieve maatregelen tijdens de institutionele controleperiode bij, omdat er nooit een oppervlaktebergingsinstallatie kan ontworpen worden die de kans op menselijke indringing tot quasi nul herleidt door enkel aan de installatiecomponenten een L-functie toe te kennen.
68
NIROND
2005–01 N, April 2005
Definiëren van de scenario’s De eerste reeks scenario’s, ontwikkeld voor het generieke ontwerp, is gebaseerd op de onderstelling dat een scenario overeenstemt met de toestand waarin elke component van de bergingsinstallatie en haar omgeving zich bevindt. In deze eerste reeks van scenario’s werd er op vereenvoudigde wijze ondersteld dat de toestand corresponderend met de ‘beoogde initiële werking’ kan geassocieerd worden met het normaal evolutiescenario (NES). Toestanden die corresponderen met een gedeeltelijke of volledige degradatie van monoliet of module+afdekking of met een verstoring van de hydrogeologie behoren dan tot de alternatieve evolutiescenario’s (AES). Er werd ondersteld dat de door middel van de toestandsinducerende FEPs weerhouden toestanden zullen geassocieerd zijn met één (of meerdere) AES.
Tabel 6 – Overzicht van de toestandsinducerende FEPs, de toestand(en) waartoe ze aanleiding geven en de alternatieve evolutiescenario’s. De veiligheidsfuncties en veiligheidsrol zijn: C2 beperking van watertoevoer, R2.1 diffusie, R2.2 retentie, L beperking van toegankelijkheid en D verdunning en verspreiding. De toestanden van de componenten zijn: GI veiligheidsfunctie goed ingevuld, MI veiligheidsfunctie minder goed ingevuld, SI veiligheidsfunctie slecht ingevuld, O veiligheidsrol onveranderd en V veiligheidsrol veranderd. Toestand Opvulmortel+monolietwand
FEP
Hydrogeologie
Module+afdekking
Alternatief Evolutiescenario (AES)
C2
R2.1
R2.2
L
C2
R2.1
R2.2
L
D
1. Seismiciteit/Aardbevingen
MI
MI
GI
GI
SI
SI
GI
GI
O
AES4 (degradatie afdekking en modules, gedeeltelijke degradatie monolieten)
2. Breukactivering
MI
MI
GI
GI
SI
SI
GI
GI
O
AES4 (degradatie afdekking en modules, gedeeltelijke degradatie monolieten)
3. Periglaciale effecten en ijstijden
GI
GI
GI
GI
GI
GI
GI
GI
V
AES2.1
4. Materiaaldefecten
MI
MI
GI
GI
GI
GI
GI
GI
O
AES3
5. Matige kwaliteit van constructie
MI
MI
GI
GI
SI
SI
GI
GI
O
AES4 (degradatie afdekking en modules, gedeeltelijke degradatie monolieten)
SI
SI
GI
GI
SI
SI
GI
GI
O
AES5 (degradatie
6. Matige kwaliteit van afsluiting/afdekking
MI
MI
GI
GI
SI
SI
GI
GI
O
AES4 (degradatie
afdekking en modules, gedeeltelijke degradatie monolieten)
7. Verkenningsboringen
GI
GI
GI
SI
GI
GI
GI
SI
O
AES8
(intrusie bij boringen en archeologie)
8. Archeologische onderzoekingen
GI
GI
GI
SI
GI
GI
GI
SI
O
AES8
(intrusie bij boringen en archeologie)
9. Bouw van kanalen *
GI
GI
GI
GI
GI
GI
GI
GI
V
AES1
(demping of verzanding kanaal)
10. Demografische veranderingen en urbane ontwikkeling
MI
MI
GI
GI
SI
SI
GI
GI
O
AES4 (degradatie
afdekking en modules, gedeeltelijke degradatie monolieten)
( )
(droger klimaat)
(monolieten gedeeltelijk gedegradeerd)
afdekking, modules en monolieten )
SI
SI
GI
GI
SI
SI
GI
GI
O
AES5
(degradatie afdekking, modules en monolieten )
GI
GI
GI
SI
GI
GI
GI
SI
O
AES7
(intrusie bij constructie van wegen en kanalen)
GI
GI
GI
SI
GI
GI
GI
SI
O
AES9
(residentie op materiaal uitgegraven bij AES7)
11. Antropogene klimaatsveranderingen (broeikaseffect)
GI
GI
GI
GI
GI
GI
GI
GI
V
AES2.1 AES2.2
12. Neerstorten van vliegtuigen
MI
MI
GI
GI
SI
SI
GI
GI
O
AES4 (degradatie afdekking en modules, gedeeltelijke degradatie monolieten)
13. Veranderingen in het in-situ geomechanisch drukveld
MI
MI
GI
GI
SI
SI
GI
GI
O
AES4 (degradatie afdekking en modules, gedeeltelijke degradatie monolieten)
SI
SI
GI
GI
SI
SI
GI
GI
O
AES5
(droger klimaat) en (natter klimaat)
(degradatie afdekking, modules en monolieten )
(*) Komt zowel in NES als in één of meerdere AES voor.
NIROND
2005–01 N, April 2005
69
Naast de bovenstaande definitie, wordt het NES ook gedefinieerd als het scenario dat alle FEPs bevat die nagenoeg zeker zullen voorkomen, terwijl de FEPs die aanleiding zullen geven tot alternatieve evolutiescenario’s (AES), FEPs zijn waarvan men minder zeker is dat ze zullen voorkomen.
%
-
$ G
Het gebruik van deze beide definities leidt tot tegenstrijdigheden, in het bijzonder bij degradaties die nagenoeg zeker zullen voorkomen maar geen onderdeel vormen van de (initieel) beoogde werking. Dit werd opgelost in de tweede reeks van scenario’s door in de beoogde werking voor de 2e iteratie expliciet rekening te houden met degradaties.
G
F$
De verdelingscoëfficiënt Kd is gedefinieerd als de verhouding tussen de concentratie van een element op de vaste fase en de concentratie van hetzelfde element in de vloeibare fase in contact met de vaste fase. $ De limiet voor de oplosbaarheid is de maximale concentratie van een element in oplossing in even-
Beschrijven van de scenario’s In Tabel 7 wordt een overzicht gegeven van de FEPs die bijdragen tot het NES. Het NES is geassocieerd met de FEPs die nagenoeg zeker zullen voorkomen. Voor sommige van deze FEPs zijn er echter bepaalde varianten die veel minder waarschijnlijk zijn. Bovendien kunnen bepaalde varianten van deze FEPs aanleiding geven tot een (gedeeltelijke) degradatie of verstoring van sommige componenten. Bijgevolg zijn sommige van deze FEPs zowel met het NES als met één of meerdere AES geassocieerd. Een FEP die in beide Tabellen 6 en 7 voorkomt is de Bouw van dammen, waterreservoirs en kanalen. De zandgroeven in de regio Mol-Dessel vormen waterreservoirs die de lokale hydrologie sterk kunnen beïnvloeden. Deze waterreservoirs komen momenteel voor en worden dus opgenomen in de hydrogeologische modelleringen. Daarom wordt deze FEP opgenomen in het NES. Anderzijds kunnen de bestaande kanalen in de regio van Mol-Dessel verbreed worden waarbij er intrusie tot in het afval komt – dit is een kortsluiting van alle componenten – of kunnen de kanalen verbreed en/of gedempt worden zodat de hydrogeologie verandert – dit is een verstoring van de hydrogeologie. Daarom wordt deze FEP niet enkel opgenomen in het NES maar ook in twee verschillende AES, te weten AES1: variant op de grondwaterbeweging zonder de huidige invloed van kanalen en AES7: intrusie tot in het afval bij constructie van kanalen.
wicht met zijn neerslag in welbepaalde fysico-chemische om-
Op basis van de FEPs voor het maken (Figuur 25):
standigheden. Hierbij
NES
kunnen we volgende beschrijving van dit scenario
De contaminanten in het afval worden getransporteerd in water afkomstig van de neerslag op de site. Van de neerslag die op de site valt, is er een deel dat oppervlakkig afstroomt of verdampt terwijl een ander deel in de bodem dringt. Van het water dat in de bodem dringt wordt er een grote fractie door gewassen en bomen verdampt zodat slechts een kleine fractie dieper in de bodem dringt. Het is deze laatste fractie die het infiltrerende water wordt genoemd.
kunnen zowel de vloeibare fase als de vaste fase waarmee de vloeibare fase in contact is een rol spelen.
Door de afdekking wordt een groot deel van het in de afdekking infiltrerende water zijwaarts afgeleid zodat slechts een klein gedeelte tot de module doordringt. Hierna kan het water doorheen de module bewegen. Het water dat doorheen de dekplaat en de zijwanden van de module dringt, zal in contact komen met de monolieten.
70
NIROND
2005–01 N, April 2005
Tabel 7 – Het normaal evolutiescenario (NES) gedefinieerd als verzameling van 34 FEPs. FEP
Beïnvloede componenten
Opheffing en subsidentie
Hydrogeologie
Heterogeniteit binnen de gesteenten/grondlagen
Hydrogeologie
Neerslag, temperatuur en grondwaterbalans
Monoliet, module + afdekking, hydrogeologie, biosfeer
Extreme neerslag, smeltwater (sneeuw) en geassocieerde overstromingen
Module + afdekking, biosfeer
Golfwerking, stormen en orkanen
Module + afdekking
Veranderingen in het zeeniveau
Hydrogeologie, biosfeer
Erosie (denudatie)
Module + afdekking
Verwering door vorst en chemische verwering
Monoliet, module + afdekking
Veranderingen in de rivieren en meren
Hydrogeologie, biosfeer
Infiltratie, toevoer naar een grondwaterlaag
Monoliet, module + afdekking, hydrogeologie, biosfeer
Grondwaterafvoer
Hydrogeologie, biosfeer
Grondwaterbeweging
Hydrogeologie, biosfeer
Onverzadigde zone van een grondwaterlaag
Hydrogeologie, biosfeer
Advectie en dispersie
Hydrogeologie (monoliet, module+afdekking)
Diffusie
Monoliet, hydrogeologie **
Transport van deeltjes met een gasstroom
Monoliet, module + afdekking *
Oplosbaarheidslimiet
Monoliet
(
) ( )
Sorptie
Monoliet, hydrogeologie, biosfeer
Oplossing, neerslaan en kristalliseren
Monoliet
Complexanten (natuurlijke)
Monoliet
Verdunning (isotopische, massa- en speciesverdunning)
Monoliet, hydrogeologie **
(
)
Heterogeniteit van het afval (chemische, fysische)
Monoliet
Exploitatieboring
Hydrogeologie
Grondwateronttrekking
Hydrogeologie
Verlies van informatie over de berging
Monoliet, module + afdekking, hydrogeologie
Bouw van dammen, waterreservoirs en kanalen
Hydrogeologie
Groeven, grondstofwinningen nabij de oppervlakte
Hydrogeologie, biosfeer
Corrosie van metalen
Monoliet, module + afdekking *
( )
Degradatie van cellulose
Monoliet
Complexanten (aanwezig of gegenereerd in het afval)
Monoliet
Microbiële effecten
Monoliet
Verbrossing en scheurvorming
Monoliet
Gaseffecten
Monolieten *
Ingroei van radioactieve dochterisotopen
Monolieten, hydrogeologie, biosfeer **
( )
*
(
( ) (
)
In het NES moet naast water ook lucht beschouwd worden als verspreidingsvector van contaminanten. De huidige evaluaties beperken zich tot de waterbewegingen aangezien water als verspreidingsvector de belangrijkste bijdrage tot de impact zal leveren. De behandeling van de gasstroming zal tijdens een eventuele projectfase gebeuren. Uit deze lijst zijn er drie FEPs specifiek gekoppeld aan de gasstroming. )
** Door de afdekking samen te nemen met de module bij de scenario-ontwikkeling worden sommige processen, die zich zowel in de betonnen monoliet als in de betonnen module afspelen, enkel beschouwd voor de monolieten in deze tabel. Bij het implementeren van de modellen wordt er echter ook met deze processen rekening gehouden in de betonnen module.
NIROND
2005–01 N, April 2005
71
Het proces van moleculaire diffusie houdt in dat deeltjes
Waterbeweging
door willekeurige of
Radionucliden migratie
Brownse beweging
Uitwendige blootstelling aan straling
spontaan zullen
Neerslag
bewegen van een
Gedeelte verdampt en/of wordt lateraal afgevoerd
Afdek Afdekking king
plaats met hoge aantallen naar een plaats met lage aantallen per
Module (dak)
eenheid van volume. Dit proces treedt zowel op in vaste stoffen, in vloeistoffen als
Monoliet
in gassen. In het ka-
Centraal kruis
Waterbeweging rondom de module
der van de scenario’s voor de geleidelijke
Dunne Du film Du nne tussennne monolietfilm film wanden tus tus sen sen mo mo
Afval
uitloging van radionu-
Monoliet
cliden wordt moleculaire diffusie in het
Module (vloer)
poriënwater van
Neerslag
Onverzadigde zone
poreuze media
Ophoging
beschouwd.
Infiltrerend water
Onverzadigde zone wordt niet beschouwd
$
Ophoging Verzadigde zone : grondwaterbeweging
Waterput
De chemische ele-
Du
menten of deeltjes
Du
Neerslag
worden meegevoerd
Rivieren
met de waterbeweging. Indien er een kleine waterbeweging is, zal het transport
Drinkwater
van de deeltjes voor-
Voedingsgewassen
Bodem
Weiland
Vee
Vis
Sediment
namelijk door diffusie gebeuren, indien er een sterke waterbe-
Lucht
weging is zal het transport van de deel-
Ingestie
tjes voornamelijk door
Drinkwater
advectie zijn.
Ingestie
Uitwendige bestraling
Voedingsgewassen
Inhalatie
Bodem Mens Lucht
Melk/Vlees Ingestie
Uitwendige bestraling
Ingestie
Melk/Vlees
Vis
Sediment
Figuur 25 – Scenariobeschrijving van het NES scenario waarbij alle componenten intact blijven.
72
NIROND
2005–01 N, April 2005
Door de lage doorlaatbaarheid van de monolieten beweegt het water eerder rond de monolieten, dan dat het erin sijpelt. Het water dat, ondanks de zeer lage doorlaatbaarheid van de intacte monoliet, toch in de monoliet sijpelt, heeft een verwaarloosbaar effect op de contaminantenmigratie door advectie. Dit water zal wel zorgen voor een verzadiging van de poriën in de monoliet, waardoor de contaminanten door diffusie in dit poriënwater kunnen migreren naar de rand van de monolieten. Het water dat rond de monolieten beweegt loogt de contaminanten op de rand van de monolieten uit. De migratie van de contaminanten in de monolieten wordt vertraagd door chemische retentieprocessen. Het betreft hier sorptie op de betonmineralen en beperkte oplosbaarheid in een betonmilieu. Conform aan de functionele analyse onderstellen we dat de metalen afvalvaten geen vertragende rol spelen, ze vervullen immers een veiligheidsreserve ‘retentie’. Nadat de contaminanten op de rand van de monolieten uitgeloogd werden, wordt hun migratie naar het grondwater verder vertraagd door de betonnen vloer van de module. Het drainagesysteem onder de modules wordt na de actieve controlefase buiten werking gesteld en afgedicht. De ophoging vormt geen barrière voor de waterbeweging en voor de migratie van de contaminanten. De uitgeloogde contaminanten komen onder de ophoging terecht in de onverzadigde zone tussen de ophoging en de grondwatertafel, waar ze eventueel vertraagd worden in hun migratie. De migratie in deze onverzadigde zone kan vertraagd worden omdat de diffusieprocessen in een niet-verzadigd poreus media trager verlopen dan in een verzadigd poreus medium. In dit scenario beschouwen we dat de onverzadigde zone tussen de ophoging en het grondwater geen rol speelt voor het vrijkomen van de contaminanten aangezien de onverzadigde zone een zeer beperkte dikte heeft in de regio Mol-Dessel. De uitgeloogde contaminanten bereiken uiteindelijk de grondwatervoerende laag waarin ze met het grondwater meegevoerd worden. Hierbij zal door verdunning en verspreiding een verlaging van hun concentratie optreden. De pompingen in de waterputten, de drainering of voeding door oppervlaktewater en de effectieve infiltratie van de neerslag doorheen de bodemzone en het reliëf zorgen voor de beweging van het grondwater. Voor de beweging van het grondwater wordt vertrokken van de momenteel heersende omstandigheden op en rond de inplantingsplaats. In het grondwater migreren de radionucliden vooral door advectie. Omdat de contaminanten mee bewegen met het grondwater, kunnen ze terecht komen in rivieren die in wisselwerking met grondwater staan en kunnen ze terecht komen in waterputten die in het grondwater geslagen worden. Het met radionucliden besmette water uit de waterputten en de rivieren kan leiden tot een blootstelling van de mens. We gaan ervan uit dat het water uit de waterputten wordt gebruikt voor bereiding van drinkwater, voor irrigatie van voedingsgewassen, bodems en weilanden en voor drenking van vee. Het water uit de rivieren kan voor dezelfde doeleinden gebruikt worden, maar de radionucliden uit het rivierwater kunnen ook bezinken tot in de riviersedimenten of opgenomen worden door vis in de rivier.
NIROND
2005–01 N, April 2005
73
Riviersedimenten kunnen door baggerwerken op de oevers terechtkomen en daar zorgen voor een uitwendige bestraling.
+ De biosfeer staat
De radionucliden die aldus in de bodem terecht komen zullen gedeeltelijk in de voedingsgewassen en gras terechtkomen door de wisselwerking tussen de wortels en de bodem. Door begrazing zullen radionucliden uit de weilanden in het vee terechtkomen. Radionucliden in het vee kunnen terecht komen in melk of vlees. Een ander gedeelte van de radionucliden in de bodem zal door exhalatie en resuspensie in de lucht terechtkomen.
synoniem voor de leefomgeving van de mens. Via de biosfeer kan de mens in contact komen met de radionucliden en/of hun straling.
In de biosfeer wordt uiteindelijk de mens blootgesteld. Er wordt vertrokken van de huidige biosfeer. Voor de berekening van de blootstelling van de mens wordt een referentiegroep beschouwd die door landbouw volledig in zijn voedselbehoefte voorziet. Hierbij wordt verondersteld dat het water van de rivier, plas of waterput zowel als drinkwater voor mens en dier als voor irrigatie van landbouwgewassen gebruikt wordt. De mens wordt ten eerste blootgesteld door ingestie van drinkwater, voedingsgewassen, melk, vlees en vis. De andere blootstellingswegen zijn inhalatie van met radionucliden besmette lucht en uitwendige bestraling van radionucliden die zich in de bodem en riviersediment bevinden.
8* Exhalatie is een proces waarbij een gas, zoals het radioactieve radon, uit de bodem naar de atmosfeer migreert.
Resuspensie in lucht is het transport van bodempartikels in de lucht door wind of turbulenties. Resuspensie in water is het transport van sedimentdeeltjes van een rivier in het rivierwater door turbulenties en waterbewegingen.
Op analoge wijze als voor het NES, worden de AES beschreven in termen van de FEPs die eraan bijdragen. Tijdens de voorontwerpfase werden niet alle AES beschreven in termen van FEPs die eraan bijdragen, maar beperkte de beschrijving zich tot de toestandsinducerende FEPs uit Tabel 6 en de identificatie van de AES die met de verschillende toestanden gekoppeld zijn. Een volledige scenariobeschrijving voor alle AES, resulterend uit een meer strikte toepassing van de methodologie voor scenario-ontwikkeling die tijdens deze voorontwerpfase verder op punt gesteld werd, zal tijdens een projectfase uitgevoerd worden. In AES1 worden de momenteel heersende invloeden van de kanalen op de grondwaterbeweging afwezig ondersteld. In AES2.1 en AES2.2 wordt de grondwaterbeweging bij een droger of een natter klimaat geanalyseerd door de huidige hoeveelheid neerslag te wijzigen. In AES3 wordt er uitgegaan van een degradatie van monolieten, dit wil zeggen dat ze een grotere waterbeweging toelaten dan bij het NES. Het betreft een gedeeltelijke degradatie van de monolieten (K gaat van 2,7 10-12 naar 10-10 m.s-1). Hierdoor zal het relatieve belang van diffusie en advectie in de installatie wijzigen in vergelijking met het NES. In AES4 wordt er uitgegaan van een degradatie van modules, monolieten en afdekking. Het betreft een volledige degradatie van de modules en gedeeltelijke degradatie van de monolieten (voor modules gaat K van 2,7 10-10 naar 8,6 10-9 m.s-1, voor de monolieten van 2,7 10-12 naar 2,7 10-10 m.s-1). Er wordt ondersteld dat de afdekking geen water lateraal afvoert. In AES5 wordt er uitgegaan van een degradatie van zowel de afdekking, de modules als de monolieten. In vergelijking met AES4 is dit een strengere variant omdat hier een grotere de-
74
NIROND
2005–01 N, April 2005
gradatie van de monolieten beschouwd wordt, dit wil zeggen dat een hogere doorlaatbaarheid aan de monolieten toegekend wordt dan in AES3 en AES4 (K 8,6 10-9 m.s-1).
AES7
Constructiescenario’s Uitgegraven besmet materiaal Resuspensie
Afval Uitwendige bestraling
zie AES9
Stof Inhalatie
Mens
AES8
Siteverkenning Afval
Boorkern
Besmet vuil
Resuspensie Stof
Uitwendige bestraling
Ingestie
Inhalatie
Mens AES9
Residentiescenario Afval Toevoegen van teelaarde Resuspensie
Grond in moestuin
Uitgegraven besmet materiaal
Stof
Transfer grond – wortel Groenten in moestuin Ingestie
Uitwendige bestraling
Inhalatie
Mens
Figuur 26 – Scenariobeschrijving van de intrusiescenario’s AES7, AES8 en AES9.
In de constructiescenario’s AES7 wordt een intrusie in de bergingsinstallatie beschouwd bij infrastructuurwerken zoals de constructie van wegen en kanalen (Figuur 26) na vrijgave van de site. De arbeiders die deze infrastructuurwerken uitvoeren kunnen blootgesteld worden aan de residuele straling van het afval door externe bestraling en door de inhalatie van geresuspendeerd stof, indien deze intrusies tot in het afval reiken. Alle beschouwde
NIROND
2005–01 N, April 2005
75
intrusiescenario’s gaan uit van een intrusie zonder kennis over het radioactieve karakter van het afval. Vervolgens wordt in het residentiescenario AES9 nagegaan wat de impact is van een woning met moestuin bovenop het besmette materiaal uitgegraven bij de constructiescenario’s AES7 (Figuur 26). De blootstellingswegen vanuit het besmette materiaal naar de mens zijn externe bestraling door het besmette materiaal, inhalatie van geresuspendeerd stof uit het besmette materiaal en ingestie van (besmette) groenten uit een moestuin bovenop het besmette materiaal. Om grond te krijgen waarop groenten kunnen geteeld worden, wordt het besmette materiaal vermengd met vruchtbare teelaarde. De groenten die geteeld worden op de besmette grond in de moestuin zullen op hun beurt besmet worden door de interacties tussen wortels, grond en bodemwater. Een ander type intrusie tot bij het afval wordt in scenario AES8 bestudeerd, namelijk de verkenning van de site door boringen of archeologisch onderzoek (Figuur 26) na vrijgave van de site. Deze intrusies hebben invloed op een kleinere hoeveelheid afval dan bij de constructiescenario’s, maar bovenop de blootstelling door externe bestraling en inhalatie van geresuspendeerd stof uit de constructiescenario’s, gaan we voor dit scenario ook nog uit van een ingestie door het inslikken van besmet vuil gedurende de behandeling van het staal. Samenvattend worden er in de eerste iteratie tien scenario’s voor de langetermijnimpact beschouwd: Het normaal evolutiescenario (NES) waarbij enkel het water als verspreidingsvector beschouwd wordt. De alternatieve evolutiescenario’s die betrekking hebben op de hydrogeologie: 1. AES1: variant op het NES zonder de huidige invloed van de kanalen; 2. AES2.1: variant op het NES met verlaagde infiltratie (droger klimaat); 3. AES2.2: variant op het NES met verhoogde infiltratie (natter klimaat). De alternatieve evolutiescenario’s die betrekking hebben op de bergingsinstallatie: 4. AES3: gedeeltelijke degradatie van monolieten; 5. AES4: degradatie van afdekking en module en gedeeltelijke degradatie van monolieten; 6. AES5: degradatie van afdekking, module en monolieten. De alternatieve evolutiescenario’s die als intrusiescenario’s beschouwd worden: 7. AES7: intrusie bij infrastructuurwerken zoals constructie van wegen en kanalen; 8. AES8: intrusie bij de verkenning van de site door boringen of archeologisch onderzoek; 9. AES9: residentie op het materiaal dat tijdens infrastructuurwerken werd uitgegraven. Voor de evaluatie van de chemische impact op lange termijn worden enkel de scenario’s NES en AES4 beschouwd.
76
NIROND
2005–01 N, April 2005
3.2.5.3 Tweede reeks scenario’s De eerste reeks van scenario’s, zoals gedefinieerd in de vorige sectie, heeft als uitgangspunt gediend om een tweede reeks van scenario’s af te bakenen. In deze tweede reeks van scenario’s werden wijzigingen aangebracht aan: 1. 2. 3.
de functionele analyse de bepaling van de optredende toestanden de definitie van scenario’s.
De beschrijving van de tweede reeks scenario’s is op analoge manier gebeurd als de beschrijving voor de eerste reeks scenario’s. De tweede reeks scenario’s vormt een uitbreiding van de eerste reeks scenario’s, omdat bij de veiligheidsbeoordeling het geheel van evaluaties genomen wordt. Functionele analyse en beoogde werking van het systeem Ten eerste werd er volgend op de discussies met de veiligheidsautoriteiten in de tweede reeks scenario’s gezocht naar het in aanmerking nemen van de geleidelijke degradatie van de installatiecomponenten binnen de functionele analyse, omdat degradaties op lange termijn onvermijdelijk zullen zijn. Daarom zullen we bij de beoordeling van de ‘beoogde werking’ vertrekken van de hypothese dat degradaties ervoor zullen zorgen dat het systeem in functie van de tijd stapsgewijs van één toestand naar een andere toestand evolueert. We definiëren een referentiescenario als de beoogde werking waarbij het systeem stapsgewijs evolueert van één toestand naar een andere. Door het inbrengen van een tijdsafhankelijkheid kan een onderscheid gemaakt worden tussen de actieve institutionele controleperiode en de fase erna. Door de installatie in haar configuratie voor passieve veiligheid te brengen op het einde van de actieve institutionele controleperiode verandert de toestand van de installatie immers. Bijvoorbeeld het afdichten en opstoppen van de openingen in de grondplaat van de modules die dienen om het water af te voeren naar de controlesystemen, leidt tot het in werking treden van de diffusie en retentie in de betonnen vloer van de modules. Ten tweede werd er in de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel rekening gehouden met de wijzigingen aangebracht aan het generieke voorontwerp – versie 2000. Het betreft hier ondermeer de toegankelijke inspectieruimte onder de modules in het STOLA-Dessel voorontwerp. In de beoogde werking gaan we uit van een mogelijke (conservatieve) evolutie die een opeenvolging van toestanden uit de PROSA-methode is (Tabel 8). De functionele analyse die expliciet rekening houdt met de degradatie van de componenten wordt opgesplitst per component. We vermelden hier enkel de componenten waarvoor deze analyse verschilt van de functionele analyse voor de eerste reeks van scenario’s (Tabel 8).
NIROND
2005–01 N, April 2005
77
78
Tabel 8 – Invulling van de veiligheidsfuncties en -rol bij de ‘beoogde werking’ van de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel. Afkortingen: C2 beperking van watertoevoer, R2.1 diffusie, R2.2 retentie, L beperking van toegankelijkheid en D verdunning en verspreiding; veiligheidsfuncties: GI goed ingevuld, MI minder goed ingevuld, SI slecht ingevuld, veiligheidsrol: O onveranderd; V veranderd. De vakken in het grijs werden in het referentiescenario anders ingevuld dan bij de ‘beoogde werking’ voor de tweede iteratie; tussen haakjes staat de invulling in het referentiescenario die verschilt van de invulling bij de ‘beoogde werking’ ; zie ook Tabel 9.
Component Afdekking Module
Opvulmortel + monolietwand
Vat NIROND
2005–01 N, April 2005
Geconditioneerd afval Ophoging
Geologische formaties Biosfeer
0 < T < 300 jaar
Veiligheidsfunctie of veiligheidsrol
Veiligheidsreserve
300 jaar < T < 10 000 jaar
Toestand
Veiligheidsreserve
T > 100 000 jaar
10 000 jaar < T < 100 000 jaar
Toestand
Veiligheidsreserve
Toestand
Veiligheidsreserve
Toestand
C2
-
GI
Reserve
SI
Reserve
SI
Reserve
SI
L
-
GI
-
MI
-
GI
-
GI
C2
-
GI (SI)
-
GI (SI)
Reserve
MI (SI)
Reserve
SI
R2.1
-
-
-
GI (MI)
Reserve
MI
Reserve
SI
R2.2
-
-
-
GI (MI)
-
GI
-
GI GI
L
-
GI
-
GI
-
GI
-
C2
-
GI
-
GI
Reserve
MI
Reserve
SI
R2.1
-
GI
-
GI
Reserve
MI
Reserve
SI
R2.2
-
GI
-
GI
-
GI
-
GI
L
-
GI
-
GI
-
GI
-
GI
C1
Reserve
-
Reserve
-
Reserve
-
Reserve
-
R1
Reserve
-
Reserve
-
Reserve
-
Reserve
-
R2.2
Reserve
-
Reserve
-
Reserve
-
Reserve
-
R1
Reserve
-
Reserve
-
Reserve
-
Reserve
-
R2.1
Reserve
-
Reserve
- (MI)
Reserve
- (MI)
Reserve
- (MI)
R2.2
Reserve
-
Reserve
- (MI voor STOLA-Dessel)
Reserve
-
Reserve
-
R2.2
Reserve
-
Reserve
-
Reserve
-
Reserve
-
D
-
O
-
O
-
O
-
O
D
-
O
-
O
-
O
-
O
Door de degradatie van de afdekking wordt de C2-functie (fysische insluiting) na verloop van tijd minder goed ingevuld. Na het wegvallen van de actieve institutionele controle (we onderstellen in de evaluaties een periode van 300 jaar10) worden er geen correctieve acties meer ondernomen om in geval van degradatie de afdekking te herstellen bijvoorbeeld na aardbevingen. Waarschijnlijk zullen lokale defecten en algemene erosie-effecten van de afdekking geen aanleiding geven tot een ogenblikkelijk en compleet verlies van de C2-functie van de afdekking na de actieve institutionele controle, maar de tijdsevolutie van de vermindering van de veiligheidsfunctie ‘fysische insluiting’ is moeilijk in te schatten. Daarom onderstellen we dat de afdekking onmiddellijk na de controleperiode haar functie ‘fysische insluiting’ volledig verliest, en dat de C2-functie van de afdekking na het beëindigen van de actieve institutionele controleperiode een veiligheidsreserve wordt. Door degradatie van de module wordt de C2-functie na verloop van tijd minder goed ingevuld. De na verloop van tijd verminderde invulling van de C2-functie door de module loopt gelijk met die van de monoliet (zie verder). De C2-functie van de module wordt voor een berginginstallatie aan het oppervlak vooral door de geprefabriceerde betonnen afschermingsplaat en de dekplaat verzekerd. Door degradatie van de module worden de subfuncties R2.1 (diffusie) en R2.2 (retentie) na verloop van tijd minder goed ingevuld. De R2.1- en R2.2-functies van de module worden vooral door de vloer van de module vervuld. Tijdens de controleperiode worden deze functies van de vloerplaat van de module bewust kortgesloten om zo snel mogelijk alle eventueel besmet water op te vangen en te vermijden dat dit water tijdens de controleperiode naar de onderliggende grondlagen sijpelt. Deze functies zijn dus afwezig ondersteld tijdens de controleperiode. Indien na de controleperiode de openingen in de grondplaat van de module goed zouden opgestopt worden met beton zou de grondplaat deze subfuncties volledig vervullen. Een slechte opstopping van deze holten na de controleperiode van driehonderd jaar zou leiden tot een versneld vrijkomen naar het grondwater. We onderstellen dat de installatie op het einde van de actieve institutionele controleperiode correct afgedicht wordt. Hierdoor treden de functies R2.1 en R2.2 van de module in werking na 300 jaar. Daarna zullen deze functies met het verstrijken van de tijd minder goed ingevuld worden. De verminderde invulling van de R2.1 en R2.2 veiligheidsfuncties na verloop van tijd loopt gelijk met die van de monolieten (zie verder). Door degradatie van de opvulmortel en de wand van de monoliet worden de C2- en R2.1-functies na verloop van tijd minder goed ingevuld. Omwille van de beschermende omgeving rond de monoliet onderstellen we een begin van degradatie in de C2- en R2.1-functie bij 10 000 jaar. Er kan inderdaad aangenomen worden dat de monoliet veel langer als driehonderd jaar een beperkte porositeit en doorlaatbaarheid zal hebben die de waterinstroming in de monoliet beperkt. Een nauwkeurige evaluatie van deze degradatie werd echter niet gemaakt in het kader van de huidige voorontwerpfase. De waarde van 10 000 jaar werd gebaseerd op literatuurgegevens betreffende betondegradatie (die weliswaar niet volledig representatief voor oppervlakteberging zijn) en op de hypothesen die voor de veiligheidsevaluaties van
10
NIRAS gaat ervan uit dat deze periode kan variëren tussen de 200 en 300 jaar.
NIROND
2005–01 N, April 2005
79
buitenlandse oppervlaktebergingsinstallaties aangenomen werden. We onderstellen bovendien dat de fysische insluiting van de monolieten volledig gedegradeerd is na 100 000 jaar. Verder onderzoek om te komen tot een betere argumentatie van de periode waarna de fysische insluiting van de monolieten zal verminderen is een aanbeveling voor de projectfase. Door degradatie van de opvulmortel en de wand van de monoliet wordt de R2.2functie na verloop van tijd minder goed ingevuld. Er wordt echter geen verminderde retentie in functie van de tijd ondersteld. Op basis van literatuurdata (die weliswaar niet volledig representatief zijn voor oppervlakteberging) werd aangenomen dat de parameters belangrijk voor deze veiligheidsfunctie, te weten de verdelingscoëfficiënten en de oplosbaarheidslimieten ongeveer tussen 10 000 en 100 000 jaar zouden kunnen behouden blijven. Bij gebrek aan specifieke gegevens, werden de chemische retentieeigenschappen voor de huidige impactevaluaties als onveranderlijk aangenomen. De degradatie van beton op lange termijn en de daaruit voortvloeiende evolutie van de fysische en chemische eigenschappen zal tijdens een projectfase meer gedetailleerd in rekening gebracht worden. De referentiescenario’s uit de tweede iteratie stemmen in principe overeen met de beoogde werking uit de tweede iteratie. Er zijn echter een aantal verschilpunten tussen de referentiescenario’s uit de tweede iteratie en de beoogde werking uit de tweede iteratie (grijze vakken in Tabel 8). Deze verschilpunten zijn te wijten aan het nog niet rigoureus toepassen van de scenario-ontwikkelingsmethode uit sectie 3.2.3.3. De methode voor de afbakening van de scenario’s, meer specifiek de functionele analyse, werd tijdens het opstellen van de veiligheidsevaluaties nog gewijzigd. Waar de C2-functie van de module in de beoogde werking intact blijft tot 10 000 jaar en pas daarna eerst gedeeltelijk en ten slotte volledig gedegradeerd was, onderstellen we in het referentiescenario dat hij onmiddellijk volledig gedegradeerd is (Tabel 9). Hoewel de impactberekeningen voor de eerste reeks scenario’s aangetoond hebben dat deze functie van de module een rol kan spelen, wordt in het referentiescenario voorzichtigheidshalve geen rekening gehouden met deze functie nadat de controleperiode beëindigd werd. Analoog wordt aan de R2.1- en R2.2-functie van de module reeds een degradatie opgelegd in de periode tussen 300 en 10 000 jaar in het referentiescenario, terwijl ze nog intact ondersteld worden bij de beoogde werking. Ten slotte worden aan de ophoging, inclusief de opgevulde toegankelijke inspectieruimte voor het STOLA-Dessel voorontwerp, in het referentiescenario bepaalde veiligheidsfuncties ondersteld die enkel als reserve beschouwd werden bij de beoogde werking. Het betreft hier de R2.1-functie voor beide voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel en de R2.2-functie in het geval dat de toegankelijke inspectieruimte van het STOLA-Dessel voorontwerp opgevuld wordt met beton. Tijdens een projectfase zal voor de definitie van het referentiescenario volledig vertrokken worden van een functionele analyse. Bij de tweede reeks scenario’s worden vijf componenten beschouwd: 1. 2. 3. 4. 5.
80
monoliet, te weten opvulmortel en monolietwand; module; afdekking; ophoging en (opgevulde) toegankelijke inspectieruimte; hydrogeologie.
NIROND
2005–01 N, April 2005
In vergelijking met de eerste reeks scenario’s die drie componenten beschouwde, is het aantal componenten in de tweede reeks scenario’s dus toegenomen. Omdat de degradatiemechanismen van de afdekking en de module niet noodzakelijk dezelfde zijn en aanleiding kunnen geven tot een toestand waarin bijvoorbeeld de afdekking degradeert maar de monoliet niet, werden deze twee componenten nu apart beschouwd in tegenstelling tot de eerste reeks scenario’s. Omdat de ophoging geen veiligheidsfunctie vervult, werd hij in de eerste reeks scenario’s weggelaten. In de functionele analyse voor de tweede reeks scenario’s bemerken we dat de ophoging nog steeds geen veiligheidsfuncties vervult. Ze werd echter niet weggelaten zoals in de eerste reeks, omdat het niet correct aanbrengen ervan – door bijvoorbeeld de toegankelijke inspectieruimte in het STOLA-Dessel voorontwerp niet op te vullen – aanleiding kan geven tot een degradatie van modules en monolieten die wél veiligheidsfuncties vervullen. Net als in de eerste reeks scenario’s, en om dezelfde redenen, werden het geconditioneerde afval, het afvalvat en de biosfeer niet beschouwd als component voor de scenario-ontwikkeling.
Tabel 9 – Invulling van de veiligheidsfuncties en -rol bij het referentiescenario van de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel. Afkortingen: C2 beperking van watertoevoer, R2.1 diffusie, R2.2 retentie, L beperking van toegankelijkheid en D verdunning en verspreiding; veiligheidsfuncties: GI goed ingevuld, MI minder goed ingevuld, SI slecht ingevuld, veiligheidsrol: O onveranderd; V veranderd. De vakken in het grijs werden in het referentiescenario anders ingevuld dan bij de ‘beoogde werking’ voor de tweede iteratie, zie Tabel 8. 100 000 jaar < T
of veiligheidsrol
0< T < 300 jaar
300 jaar < T < 10 000 jaar
10 000 jaar < T < 100 000 jaar
Afdekking
C2
GI
SI
SI
SI
L
GI
MI
GI
GI
Module
C2
SI
SI
SI
SI
R2.1
-
MI
MI
SI
R2.2
-
MI
GI
GI
L
GI
GI
GI
GI
C2
GI
GI
MI
SI
R2.1
GI
GI
MI
SI
R2.2
GI
GI
GI
GI
L
GI
GI
GI
GI MI
Component
Opvulmortel + monolietwand
Ophoging (+ gevulde inspectieruimte) Geologische formaties
NIROND
Veiligheidsfunctie
R2.1
-
MI
MI
MONA R2.2
-
-
-
-
STOLA-Dessel R2.2
-
MI
-
-
R2.2
-
-
-
-
D
O
O
O
O
2005–01 N, April 2005
81
Bepaling van de optredende toestanden De beoogde werking uit Tabel 8 vormt een opeenvolging van toestanden van de bergingsinstallatie en haar omgeving, onder andere omdat de beoogde werking uitgaat van degradaties aan enerzijds de afdekking en anderzijds de betonnen componenten zoals de module en de monoliet. Er kunnen diverse verstoringen aan de beoogde werking optreden. Bij de afbakening van de tweede reeks scenario’s werd in sterke mate gesteund op de scenario’s en resultaten van de impactberekeningen voor de eerste reeks van evaluaties. Concreet impliceert dit dat er geen nieuwe systematische scenario-ontwikkeling gemaakt werd, maar dat in plaats hiervan eerst geëvalueerd werd welke FEPs mogelijkerwijze zouden kunnen veranderen om daarna na te gaan of dit nieuwe scenario’s met zich meebrengt, zoals het alternatief evolutiescenario AES6 voor het voorontwerp van STOLADessel dat ontstaat door de FEP ‘Achterlaten van een niet-afgedichte berging’ (Tabel 10). In het nieuwe alternatief evolutiescenario AES6 beschouwen we een gedegradeerde en niet-opgevulde kelderstructuur na het beëindigen van de controleperiode. Deze degradatie heeft tot gevolg dat alle monolieten hun functie van fysische insluiting reeds gedeeltelijk verliezen na het stopzetten van de actieve institutionele controleperiode, in plaats van na de periode van 10 000 jaar in het referentiescenario. Dit is een penaliserende onderstelling. De degradatie van de monolieten tussen 300 en 10 000 jaar komt overeen met het ontstaan van barsten en scheuren in deze betonstructuren als gevolg van instortingen van de kelder door degradatie van het beton gepaard gaande met bijvoorbeeld aardbevingen of breukactivering. Definiëren en beschrijven van de scenario’s Het referentiescenario stemt in principe overeen met de beoogde werking die in de functionele analyse gedefinieerd werd. Zoals reeds aangehaald, zijn er voor een aantal componenten afwijkingen tussen de beoogde werking en het referentiescenario (of NES in de terminologie van de eerste reeks van scenario’s) voor de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel, omdat de methodologie en de functionele analyse tijdens het opstellen van de veiligheidsevaluaties nog gewijzigd is. Indien Tabel 9 vergeleken wordt met Figuur 24 zien we dat de perioden tussen 0 en 300 jaar en tussen 300 en 10 000 jaar ongeveer overeenstemmen met de initieel beoogde werking in de eerste reeks scenario’s. Een vergelijking met Tabel 6 leert ons dat de periode tussen 10 000 en 100 000 jaar met de toestand van AES4 overeenstemt en de periode na 100 000 jaar met de toestand van AES5. Het referentiescenario voor de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel draagt een evolutie in zich van een nog niet volledig afgewerkt systeem (opvullen openingen) naar een volledig intact systeem en ten slotte naar een gedeeltelijk of volledig gedegradeerd systeem. Voor het voorontwerp van MONA zijn de verschillen met het generieke voorontwerp – versie 2000 dusdanig klein dat er zich geen nieuwe scenario’s opdringen. De verfijning van de eerste reeks scenario’s door het beschouwen van een tijdsreeks van scenario’s in het referentiescenario en de verduidelijking van de rol van de module tijdens en na de actieve controleperiode volstaan.
82
NIROND
2005–01 N, April 2005
Tabel 10 – Invulling van de veiligheidsfuncties en -rol bij AES6 van het voorontwerp van STOLADessel. Afkortingen: C2 beperking van watertoevoer, R2.1 diffusie, R2.2 retentie, L beperking van toegankelijkheid en D verdunning en verspreiding; veiligheidsfuncties: GI goed ingevuld, MI minder goed ingevuld, SI slecht ingevuld, veiligheidsrol: O onveranderd;V veranderd .
Component Afdekking Module
of veiligheidsrol
0< T < 300 jaar
C2
GI
SI
SI
SI
L
GI
MI
GI
GI
C2
SI
SI
SI
SI
R2.1
-
MI
SI
SI
R2.2
-
MI
GI
GI
L
GI
GI
GI
GI
Veiligheidsfunctie
300 jaar < T < 10 000 jaar
10 000 jaar < T < 100 000 jaar
100 000 jaar < T
Opvulmortel +
C2
GI
MI
SI
SI
monolietwand
R2.1
GI
MI
MI
SI
R2.2
GI
GI
GI
GI
L
GI
GI
GI
GI
R2.1
-
-
-
-
R2.2
-
-
-
-
Ophoging Geologische formaties
R2.2
-
-
-
-
D
O
O
O
O
Bij het voorontwerp van STOLA-Dessel echter leidt de aanwezigheid van een toegankelijke inspectieruimte onder de modules tot belangrijke openingen onderaan de installatie die ten laatste bij het beëindigen van de actieve institutionele controleperiode zullen moeten opgevuld worden om de bergingsinstallatie in haar toestand van passieve veiligheid te plaatsen. In vergelijking met het generieke voorontwerp en met het voorontwerp van MONA zal er voor het voorontwerp van STOLA-Dessel dus nog een belangrijke bijkomende actie nodig zijn om de installatie af te sluiten. We beschouwen dan ook dat de FEP ‘Achterlaten van een niet-afgedichte berging’ aanleiding zal geven tot een scenario waarbij de kelder slecht afgedicht wordt en dat als gevolg hiervan de installatie onmiddellijk na het beëindigen van de controleperiode begint te degraderen. Bij het referentiescenario voor STOLA-Dessel gaan we ervan uit dat de kelderstructuur zal opgevuld worden met een licht beton om instorting te voorkomen. Aldus ontstaat een ‘ophoging’ onder de modules bestaande uit beton. Hoewel er bij het ontwerp van de installatie niet voorzien was dat de ophoging een veiligheidsfunctie van ‘vertraging en gespreid vrijkomen’ zou moeten vervullen (het was geen veiligheidsfunctie maar een veiligheidsreserve in de beoogde werking van het systeem) werd met deze functie toch rekening gehouden in het referentiescenario voor STOLA-Dessel zodat uit een vergelijking met het referentiescenario voor MONA waar geen rekening gehouden werd met deze functie, de gevoeligheid van de functie ‘vertraagd en gespreid vrijkomen’ voor de ophoging kon bepaald worden.
NIROND
2005–01 N, April 2005
83
,: :3
4
-
De verschillende scenario’s waarvoor de langetermijnimpact bepaald wordt, zijn samenvattend weergegeven in Tabel 11. We onderscheiden hierbij de referentie- en alternatieve evolutiescenario’s die een gestileerde evolutie van de verschillende componenten weergeven; de intrusiescenario’s die een aparte klasse van scenario’s vormen waarbij de impact bepaald wordt voor een intrusie tot bij het afval zonder enige kennis over het afval en zijn radioactief karakter; de scenario’s die dienen om de gevoeligheid van de veiligheidsfunctie van een component van de installatie en haar omgeving te testen, of “Wat als …?” scenario’s. Omdat de scenario’s een middel zijn om onzekerheden in rekening te brengen, is ieder scenario het resultaat van een vraag van het type “Wat is de berekende impact indien ...?”.
Tabel 11 – Overzicht van de beschouwde scenario’s voor de langetermijnveiligheid en de onzekerheid of de gevoeligheid die beschouwd wordt. Scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie
2e iteratie
1.
Referentiescenario voor MONA
Wat is de berekende radiologische impact indien de installatie geleidelijk degradeert en de ophoging bestaat uit een chemisch niet-reactief mengsel?
2.
Referentiescenario voor STOLA-Dessel
Wat is de berekende radiologische impact indien de installatie geleidelijk degradeert en de toegankelijke inspectieruimte met beton opgevuld wordt?
3.
AES6 voor STOLADessel
Wat is de berekende radiologische impact indien de toegankelijke inspectieruimte niet opgevuld wordt en de installatie daardoor sneller degradeert na het beëindigen van de actieve institutionele controleperiode? Intrusiescenario’s
1e iteratie
4.
AES7
Wat is de berekende radiologische impact van de constructie van wegen en kanalen doorheen de bergingsinstallatie juist na het beëindigen van de controleperiode?
5.
AES8
Wat is de berekende radiologische impact van een intrusie tot bij het afval bij een verkenning van de site door boringen of archeologisch onderzoek juist na het beëindigen van de controleperiode?
6.
AES9
Wat is de berekende radiologische impact van een residentie op het materiaal dat uitgegraven werd bij de constructie van wegen en kanalen doorheen de bergingsinstallatie? “Wat als …?” scenario’s
1e iteratie
7.
NES
Wat is de berekende radiologische impact indien alle componenten intact blijven zonder degradatie in functie van de tijd?
8.
AES1
Wat is de berekende radiologische impact zonder de huidige invloed van de kanalen op de grondwaterbeweging?
9.
AES2.1
Wat is de berekende radiologische impact bij een droger klimaat?
10.
AES2.2
Wat is de berekende radiologische impact bij een natter klimaat?
11.
AES3
Wat is de berekende radiologische impact indien de monolieten vroegtijdig gedeeltelijk degraderen?
12.
AES4
Wat is de berekende radiologische impact indien de afdekking en module vroegtijdig degraderen en de monolieten vroegtijdig gedeeltelijk degraderen?
13.
AES5
Wat is de berekende radiologische impact indien zowel de afdekking, de modules als de monolieten vroegtijdig degraderen?
84
NIROND
2005–01 N, April 2005
,:,
+
De analysen van de operationele veiligheid van een oppervlaktebergingsinstallatie werden in de huidige fase slechts terloops aangeraakt en zullen in een eventuele projectfase verder uitgediept worden. Twee scenario’s werden op vraag van de partnerschappen uitgewerkt en beschreven, te weten een vliegtuigongeval van een straaljager, bommenwerper, passagiersvliegtuig of sportvliegtuig en een terroristische aanslag met een passagiersvliegtuig. Deze scenario’s leveren ons nog geen compleet beeld over de operationele veiligheid die bijvoorbeeld ook normale omstandigheden bij courante bedrijfsvoering omvat. De andere scenario’s voor operationele veiligheid vielen echter buiten de doelstellingen van evaluaties binnen de huidige voorontwerpfase (zie sectie 1.3). De klemtoon van de analysen lag tijdens de huidige fase op de evaluatie van de veiligheid op lange termijn, waarvoor de methodologie nog verder verfijnd werd op basis van de resultaten van een eerste reeks analysen en van interacties met de veiligheidsautoriteiten. De verfijnde methodologie werd toegepast in een tweede reeks analysen die ook rekening hielden met de specifieke kenmerken van de ondertussen ontwikkelde voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel. De beide reeksen scenario’s vormen een verzameling van scenario’s die voor de evaluatie van de langetermijnimpact het meest relevant zullen zijn; dit wil zeggen de scenario’s die vrij tot zeer conservatief zijn opdat eventueel onoverkomelijke veiligheidsproblemen in deze fase reeds aan het licht zouden gebracht worden. Verder werk tijdens een projectfase inzake het ontwikkelen en de verantwoording van scenario’s omvat het volledig op punt zetten van de methode, in het bijzonder de aspecten in verband met de functionele analyse, de bepaling van de optredende toestanden, het definiëren van de scenario’s en het beschrijven van de scenario’s. Uit de huidige scenario-ontwikkeling vloeien ook oriëntaties voor toekomstig werk inzake onderliggende kennis voort. Zo dringt bijvoorbeeld een betere kennis en een beter gebruik van de momenteel beschikbare internationale kennis inzake betondegradatie zich op. Het betreft hier een beter begrip van de processen en fenomenen die gepaard gaan met betondegradatie en die aanleiding geven tot veranderingen van de fysico-chemische karakteristieken van het beton. Op basis hiervan moet vervolgens nagegaan worden op welke wijze deze processen en fenomenen in de scenario’s, modellen en onzekerheidsanalysen dienen opgenomen te worden.
NIROND
2005–01 N, April 2005
85
86
NIROND
2005–01 N, April 2005
.
/
0 $
Om de impact te kunnen berekenen van de verschillende scenario’s worden modellen geconstrueerd. Eerst wordt er van ieder scenario een conceptueel model gemaakt, dit wil zeggen een beschrijving en/of voorstelling van de verschillende processen en fenomenen die optreden binnen dit scenario. Daarna worden op basis van de conceptuele modellen één of meerdere mathematische modellen geformuleerd. Ten slotte worden de mathematische modellen geïmplementeerd in computermodellen. Vooraleer de modellen te gebruiken, wordt er een verificatie uitgevoerd van de nauwkeurigheid van de numerieke oplossing van de mathematische modellen en van de computermodellen. Voor meer gedetailleerde informatie over de modellen verwijzen we naar volgende rapporten: Mallants D., Volckaert G., Near field simulations of unsaturated flow and radionuclide transport, and impact assessment for the generic repository design for the nuclear zone Mol-Dessel, SCK•CEN R-3562rev1, december 2003 [31]; Mallants D., Weetjens E., Performance Assessment for Surface Disposal of Low-Level and Short-Lived Radioactive Waste in the MONA Reference Working zone: 2nd iteration, SCK•CEN R-3801, december 2004 [33]; Mallants D., Weetjens E., Performance Assessment for Surface Disposal of Low-Level and Short-Lived Radioactive Waste in the STOLA Reference Working zone: 2nd iteration, SCK•CEN R-3804, december 2004 [34]; Mallants D., Wang L., Volckaert G., Evaluatie van de mogelijke impact van de chemotoxische componenten bij de berging van categorie A afval aan de oppervlakte, SCK•CEN R-3601rev1, december 2004 [35]; Hardy L. Mallants D., Volckaert G., Hydrogeological model for the safety evaluation: groundwater flow and transport calculations for the nuclear zone Mol-Dessel, SCK•CEN R-3550rev1, december 2003 [42]; Gedeon M., Mallants D., Hydrogeological model for the safety evaluation. Groundwater flow and transport calculations for the nuclear zone Mol-Dessel, SCK•CEN R-3797, januari 2004 [56]; Gedeon M., Hydrogeological model for the safety evaluation: Groundwater flow and transport calculations for the nuclear zone Mol-Dessel. Slurry trench wall model, SCK•CEN R-3613, september 2003 [57]; Gedeon M., Hydrogeological model for the safety evaluation: Groundwater flow and transport calculations for the nuclear zone Mol-Dessel. Reduced Aquifer Scenario, SCK•CEN R-3599, september 2003 [58]; Volckaert G., Zeevaert Th., Radiological impact assessment for human intrusion scenarios, SCK•CEN R-3769, maart 2004 [59]; Zeevaert Th., Sweeck L., Biosfeer modellering in de performantie van een geologische afvalberging, SCK•CEN R-3437, april 2000 [60].
NIROND
2005–01 N, April 2005
87
.:"
$
$
$
Tijdens de operationele fase van de bergingsinstallatie worden twee scenario’s beschouwd: een ongeval en een terroristische aanslag met een vliegtuig. In beide scenario’s onderstelt men dat de in het afval geïmmobiliseerde radionucliden kunnen vrijkomen onder de vorm van gas of stofdeeltjes. De stofdeeltjes en het gas komen direct in de atmosfeer terecht waar ze na verdunning en verspreiding kunnen zorgen voor een radiologische blootstelling. Voor het ongevalscenario worden er twee berekeningen gedaan (Figuur 27): 1.
de waarschijnlijkheid van neerstorten op de bergingsinstallatie
2.
indien de waarschijnlijkheid te hoog bevonden wordt, de radiologische impact als gevolg van het neerstorten van de vliegtuigen.
Straaljager, bommenwerper, passagiersvliegtuig, sportvliegtuig
Waarschijnlijkheid van neerstorten voor dit type vliegtuig 10-7 jaar-1 op de bergingsinstallatie ?
Ja
Risico is aanvaardbaar Er moet geen radiologische impact berekend worden
Nee Radiologische impact moet berekend worden en moet zich onder de 250 mSv bevinden aan de rand van de site opdat het risico aanvaardbaar zou zijn.
Figuur 27 – Schematische weergave van de behandeling van het ongevalscenario voor het neerstorten van vliegtuigen.
De waarschijnlijkheid van neerstorten kan bepaald worden door gebruik te maken van statistische gegevens over het neerstorten van verschillende typen vliegtuigen. Concreet berekent men deze waarschijnlijkheid aan de hand van de: waarschijnlijkheid van inslag van een vliegtuig op één hectare, invalshoeken van het neerstorten van de vliegtuigen, dimensies van de installatie. Voor de dimensies van de bergingsinstallatie onderstellen we dat de tijdelijke dakstructuur bevestigd is aan de modules. In het geval van de terroristische aanslag kan er geen waarschijnlijkheid van voorkomen bepaald worden en beperkt de evaluatie zich tot het bepalen van de radiologische impact.
88
NIROND
2005–01 N, April 2005
Na deze eerste evaluatie zal voor sommige typen vliegtuigen de radiologische impact na het neerstorten van een vliegtuig dienen berekend te worden. Schematisch kunnen we drie stappen onderscheiden om de radiologische impact te bepalen (Figuur 28): 1.
In een eerste stap wordt de bronterm bepaald, dit is de fractie van radionucliden die uit de installatie vrijkomt onder vorm van gassen en stofdeeltjes.
2.
De bronterm wordt vervolgens in de atmosfeer verdund en verspreid onder invloed van atmosferische verspreiding en de optredende winden.
3.
Een persoon op een bepaalde afstand van de installatie – bijvoorbeeld aan de rand van de site – ademt lucht in waarin de verdunde en verspreide bronterm aanwezig is.
Voor deze drie stappen worden er aparte modellen beschouwd. Door de uitgang van één model als ingang voor het volgende model te gebruiken kan uiteindelijk de radiologische impact bepaald worden.
Fractie van radionucliden die uit de installatie vrijgesteld worden (per tijdseenheid) [Bq of Bq/s]
Brontermmodel Afval en installatie
Verspreidingsmodel Atmosfeer
Concentratie in de 3 atmosfeer [Bq/m ] Dosismodel Mens Radiologische impact [Sv]
Figuur 28 – Schema van de drie stappen bij de bepaling van de radiologische impact na het neerstorten van een vliegtuig.
De mathematische- en computermodellen voor het ongevalscenario en de terroristische aanslag zijn relatief eenvoudige modellen die geen specifieke computercodes vergen, maar met standaard rekenbladen en analytische oplossingen geïmplementeerd kunnen worden. Concreet wordt een analytisch model voor het brontermmodel beschouwd, zowel voor het ogenblikkelijk vrijkomen na de inslag als voor het geleidelijk vrijkomen bij brand. Het verspreidingsmodel is een Gaussisch verspreidingsmodel waarvoor in een vereenvoudigde geometrie een analytische oplossing bestaat. Voor het dosismodel worden dosisconversiefactoren voor inhalatie gebruikt zoals deze in de wetgeving [22] vermeld staan. We merken op dat deze factoren het resultaat zijn van een model voor het gedrag van de radionucliden in het menselijke lichaam dat door ICRP gebruikt werd [61, 62].
NIROND
2005–01 N, April 2005
89
.:
$
$
$
(
De modellen zijn voor sommige groepen van scenario’s gelijklopend. Enerzijds zijn er de gelijklopende conceptuele modellen voor de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie en de “Wat als …?” scenario’s (sectie 4.2.1). Anderzijds zijn er de gelijklopende modellen voor de intrusiescenario’s (sectie 4.2.2). Voor een gedetailleerde beschrijving van de wiskundige modellen en de invoerparameters verwijzen we naar Bijlage 3. .: :" HE
I JK
$
($
-
Zowel voor de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie als voor de “Wat als …?” scenario’s kunnen we de berekening van de radiologische impact opsplitsen in vijf stappen (Figuur 29): 1.
Het bepalen van het vrijkomen van de radionucliden uit het afval als bronterm.
2.
Het berekenen van de waterbeweging in de afdekking11.
3.
Het berekenen van de waterbeweging en migratie van radionucliden in de installatie. Deze berekeningen resulteren in een radionuclidenflux die uit de installatie komt11.
4.
Het berekenen van de waterbeweging en migratie van radionucliden in het grondwater. Deze berekeningen resulteren in concentraties in een waterput en radionuclidenfluxen naar het oppervlaktewater.
5.
Het berekenen van de radiologische impact in het biosfeermodel.
11
In deze volgorde wordt de nadruk gelegd op de radionuclidenmigratie en wordt de waterbeweging gezien als een ‘input’ voor de migratie van de radionucliden. Bemerk dat we hier uitgaan van een ogenblikkelijke saturatie van de afdekking en de installatie, waardoor deze waterbewegingen gelijktijdig met het vrijkomen van de radionucliden starten. Dit is een conservatieve onderstelling voor de berekeningen (zie Bijlage 3). Door deze onderstelling kunnen we zowel de waterbeweging als de radionuclidenmigratie binnen eenzelfde installatiemodel conceptualiseren in dit hoofdstuk. Dit is echter een vereenvoudigde voorstelling van de modellen; zie Bijlage 3. Bij een opsplitsing van het installatiemodel in een model voor waterbeweging en een model voor radionuclidenmigratie zouden we een andere volgorde voor de modellen kunnen aanhouden die de opeenvolging in de tijd van de verschillende fenomenen beter weergeeft: 1. waterbeweging in afdekking ; 2. waterbeweging in installatie ; 3. vrijkomen van radionucliden als bronterm ; 4. radionuclidenmigratie (en waterbeweging) in installatie ; 5. waterbeweging en radionuclidenmigratie in grondwater ; 6. biosfeermodel. Omdat de waterbeweging in de installatie niet apart behandeld wordt in dit (samenvattend) hoofdstuk, werd hier een andere volgorde aangehouden waarbij zowel de waterbeweging als de radionuclidenmigratie binnen één conceptueel installatiemodel vervat zitten. De andere volgorde werd echter wel gevolgd in de meer gedetailleerde Bijlage 3.
90
NIROND
2005–01 N, April 2005
Fractie van radionucliden die uit het afval vrijkomen (per -1 tijdseenheid) [Bq of Bq.jaar ]
1. Brontermmodel Afval
3. Installatiemodel Monoliet, module, ophoging waterflux die doorheen de afdekking sijpelt 3 -2 -1 [m .m .jaar ]
Flux van radionucliden uit de -1 installatie [Bq.jaar ]
4. Grondwatermodel Grondwater
2. Waterbeweging in de afdekking
Concentratie in het grondwater -3 [Bq.m ] Flux naar oppervlaktewater -1 [Bq.jaar ] 5. Biosfeermodel Mens en leefomgeving
-1
Radiologische impact [Sv.jaar ]
Figuur 29 – Schema van de verschillende stappen bij de bepaling van de radiologische langetermijnimpact voor de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie en de scenario’s om de gevoeligheid van bepaalde componenten te testen.
Om een duidelijk inzicht te krijgen in de werking van de verschillende componenten en hun bijdrage tot bepaalde veiligheidsfuncties of -rollen, werden gedetailleerde modellen gemaakt voor ieder van deze vijf stappen. Om het vertrouwen in de resultaten te verhogen, werden er vooral internationaal ontwikkelde en geverifieerde codes gebruikt. Deze werkwijze verschilt met de werkwijze uit vroegere veiligheidsevaluaties voor oppervlakteberging van categorie A afval [46]. Bovendien werden er voor de simulatie van de migratie van radionucliden in de installatie telkens twee verschillende codes gebruikt, gebaseerd op een verschillende numerieke oplossingstechniek, teneinde de correctheid van de resultaten te toetsen. Voor de modellering van de grondwaterbeweging kon in tegenstelling tot vroegere veiligheidsevaluaties [46] gesteund worden op gedetailleerde sitespecifieke gegevens die toelieten om een driedimensionaal model te maken dat met een specifieke code kon gesimuleerd worden. Omdat in vroegere veiligheidsevaluaties slechts beperkte informatie over de hydrogeologie aanwezig was, werden ééndimensionale sterk vereenvoudigde modellen gebruikt. Deze aspecten vormen belangrijke elementen van vooruitgang in vergelijking met de vroegere veiligheidsevaluaties [46]. 4.2.1.1 Brontermmodel Het brontermmodel bepaalt hoe radionucliden uit het afval worden vrijgezet. Voor het brontermmodel werden sterk vereenvoudigde benaderingen ondersteld: een ogenblikkelijk oplossen van alle radionucliden in het poriënwater van afval en opvulmortel in de monolieten, waarbij het ogenblikkelijk oplossen eventueel gehinderd wordt door oplosbaarheidslimieten. Deze vereenvoudiging is consistent met de onderstelling dat de totale inventaris homogeen verspreid wordt over de ganse bergingsinstallatie voor het berekenen van de
NIROND
2005–01 N, April 2005
91
radiologische impact (sectie 2.1.4.3). Ze is ook consistent met de onderstelling bij het ontwerp van de bergingsinstallatie dat aan het afvalvat en het geconditioneerde afval geen veiligheidsfuncties ‘fysische insluiting’ en ‘trage vrijlating’ toegekend werden (secties 1.1 en 3.2.5). 4.2.1.2 Model voor waterbeweging in de afdekking De waterbeweging in de intacte afdekking wordt met behulp van de computercode HYDRUS gemodelleerd ((Šimunek et al. 1998) en (Šimunek et al. 1999) uit [31]). In deze modellering wordt de geometrie van de afdekking benaderd door middel van structuren in eindige elementen in een tweedimensionaal model (Figuur 30).
18 m
71 m Vereenvoudigd model: weglaten van geotextielen en geomembraan
37,5 m Vegetatielaag
Zandlaag
6,25 m
5,4 m
Klei
Leem
Grindlaag
Model met eindige elementen voor berekening met HYDRUS Constante netto infiltratie
Randvoorwaarde: geen stroming Randvoorwaarde: vrije uitstroming
Figuur 30 – Geometrie van het tweedimensionale model voor het simuleren van de waterbeweging in de afdekking.
Bij de vereenvoudiging worden de geotextielen niet expliciet beschouwd wegens de beperkte dikte. Impliciet werden de geotextielen opgenomen door een abrupte overgang tussen de hydraulische eigenschappen van de verschillende lagen te onderstellen. Hoewel dit waarschijnlijk realistisch is voor de eerste tientallen jaren na constructie wanneer de geotextielen nog intact zijn, zal dit op langere termijn waarschijnlijk veel minder het geval zijn.
92
NIROND
2005–01 N, April 2005
Verder wordt het geomembraan niet beschouwd tijdens deze vereenvoudiging, wegens de onzekerheid betreffende de periode dat dit geomembraan als intact kan beschouwd worden. Door het verwaarlozen van het geomembraan wordt de waterbeweging doorheen de afdekking overschat. Een punt dat echter verdere aandacht verdient tijdens een projectfase is het nagaan of de structurele eigenschappen van de klei waarin dit geomembraan zich bevindt niet kunnen beïnvloed worden omdat bijvoorbeeld de klei onder het geomembraan niet volledig in verzadigde toestand komt door de heel lage waterdoorsijpeling doorheen het geomembraan. Het tweedimensionale model stemt overeen met een verticale doorsnede doorheen de afdekking. Verder is het 2D model een uitsnit van de afdekking boven de modules, omdat dit gedeelte van de afdekking zal bepalen hoeveel water door en rondom de modules zal stromen. Een belangrijk onderdeel van dit model is de berekening van de infiltratie van water in een onverzadigd medium. Om de rekencode HYDRUS te testen werd een vergelijking gemaakt tussen enerzijds een benaderende analytische oplossing voor de infiltratie in een homogeen oneindig diep bodemprofiel en anderzijds de oplossing met behulp computercodes HYDRUS en PORFLOW ((Runchal, 1997) uit [31]). Een ander belangrijk element in de werking van een afdekking is het lateraal wegstromen van een gedeelte van het infiltrerende water indien een laag met een fijnkorrelig materiaal bovenop een laag grofkorrelig materiaal aangebracht wordt, waarbij het grensvlak tussen de materialen een zekere helling ten opzichte van het maaiveld vertoont – dit is een capillaire barrière. In het geval van de afdekking die hier gesimuleerd wordt, zien we een dergelijke configuratie door de opvolging van de zand- en de grindlaag. Om de werking van de computercode HYDRUS te verifiëren bij de opeenvolging van materialen met een contrast in hydraulische eigenschappen, werd een ééndimensionale benadering gemaakt waarvoor een analytische oplossing bestaat. Voor deze ééndimensionale benadering werden simulaties met behulp van de computercodes PORFLOW en HYDRUS vergeleken met de analytische oplossing. Dit model voor een intacte afdekking wordt gebruikt in NES, AES1, AES2.1, AES2.2 en AES3. Voor AES4 en AES5 wordt er geen apart model voor een gedegradeerde afdekking beschouwd. Bij de degradatie van de afdekking onderstellen we dat er geen water meer lateraal afgevoerd wordt, waardoor de netto infiltratie op de afdekking volledig naar de installatie stroomt.
)
L
Bij een grofkorrelig materiaal is de capillariteit minder sterk dan bij een fijnkorrelig materiaal. Hierdoor geraakt een grofkorrelig materiaal gemakkelijker gedesatureerd dan een fijnkorrelig materiaal. Indien men een fijnkorrelig materiaal bovenop een grofkorrelig materiaal plaatst zal het grofkorrelig materiaal door zijn minder sterke capillariteit minder verzadigd zijn dan het fijnkorrelig materiaal. De hydraulische doorlaatbaarheid van een materiaal vermindert indien het materiaal desatureert. Daardoor kan het grofkorrelig materiaal minder doorlatend worden dan het bovenliggende fijnkorrelig materiaal. Indien het grensvlak tussen beide materialen een helling tegenover het horizontale vlak bezit, zal door het contrast in doorlaatbaarheid en
4.2.1.3 Installatiemodellen
door het effect van de
De migratie van de radionucliden in de module, monoliet, afval en ophoging wordt beschreven door middel van modellen die gebruik maken van de waterbewegingen in de installatie. De waterbeweging in de installatie wordt ondermeer vastgelegd met behulp van analoge modellen als de modellen voor de afdekking. We beperken ons in deze synthese tot de modellen voor de migratie van de radionucliden; voor verdere informatie verwijzen we naar Bijlage 3 en rapporten van SCK•CEN [31,33,34].
zwaartekracht een gedeelte van de verticale waterbeweging afgebogen worden in de richting van de helling van het grensvlak en dus niet infiltreren in de onderste laag.
NIROND
2005–01 N, April 2005
93
“Wat als …?” scenario’s (eerste iteratie): NES, AES1, AES2.1, AES2.2, AES3, AES4 en AES5 De radionuclidenmigratie voor de scenario’s NES, AES1, AES2.1, AES3, AES4 en AES5 wordt door middel van een ééndimensionaal model gesimuleerd (Figuur 31). Bij het ontwikkelen van dit ééndimensionale model wordt ervoor gezorgd dat dit model het gedrag uit een meer rekenintensief tweedimensionaal model voldoende benadert.
18 m 71 m Tweedimensionaal model
Eéndimensionaal model
Door de afdekking heen gesijpelde water
0,4 m
1m
Zand
stroomsnelheid werd opgelegd uitgaande van tweedimensionaal model
Beton
10,2 m
2 m
15 m
3m
Figuur 31 – Geometrie van de tweedimensionale en ééndimensionale modellen voor het simuleren van het transport van de radionucliden in de installatie voor de eerste iteratie.
Er wordt vertrokken van een tweedimensionaal model van de installatie voor de scenario’s met een intacte installatie (NES, AES1, AES2.1 en AES2.2). Bij de benadering in twee dimensies wordt ondersteld dat de verticale doorsnede doorheen de installatie een goede schatting zal leveren voor de waterbeweging (Figuur 31). Vervolgens wordt, rekeninghoudend met de relatieve uniforme doorsijpeling doorheen de afdekking, slechts de helft van één module gemodelleerd, onderstellend dat de andere helft van de module en de twee helften van de module uit de aanpalende rij modules een gelijkaardig stromingspatroon zullen vertonen. Aan het grind uit het centrale kruis worden in het model dezelfde eigenschappen als aan beton toegekend. Bij de benadering wordt ten slotte de ophoging weggelaten. Voor dit tweedimensionale model wordt het transport van het radionuclide 3H in het poriënwater berekend, rekeninghoudend met de initiële concentratie in afval en opvulmortel resulterend uit het brontermmodel.
94
NIROND
2005–01 N, April 2005
Daarna wordt een ééndimensionale benadering van dit gedrag gemaakt door een kalibratie van de uniforme stroomsnelheid doorheen de monolieten zodat de radionuclidenfluxen die de vloer van de module verlaten voor het ééndimensionale en het tweedimensionale model vergelijkbaar worden. Het globale gedrag van de installatie, dit wil zeggen de radionuclidenfluxen die de installatie verlaten, wordt aldus in het ééndimensionaal model gesimuleerd waarbij rekening gehouden wordt met tweedimensionale effecten door de waterstroomsnelheid aan te passen. Het ééndimensionale model wordt vervolgens gebruikt voor de simulatie van het transport van alle radionucliden. Teneinde de radionuclidenfluxen naar de onverzadigde zone correct te beschrijven in functie van de tijd wordt in het ééndimensionaal model bovendien de ophoging van 3 m beschouwd (voor de berekeningen onderstellen we dat dit zand is, zonder bijkomende retentie-eigenschappen). Bij een gedegradeerde installatie in de scenario’s AES3, AES4 en AES5 wordt een uniforme waterbeweging doorheen de installatie ondersteld, welke onmiddellijk in het ééndimensionale model ingebracht wordt. Deze modellen worden met behulp van de computercode HYDRUS gesimuleerd. Omdat het transport en de retentie van radionucliden binnen de installatie in belangrijke mate bijdragen tot de veiligheidsfunctie ‘vertraging en gespreid vrijkomen’, werd de simulatie van deze processen met behulp van de HYDRUS code uitvoerig geverifieerd. Ten eerste werden analytische oplossingen voor het ééndimensionaal transport van sorberende radionucliden in een semi-oneindig verzadigd medium vergeleken met resultaten uit HYDRUS. Ten tweede werd een ééndimensionaal probleem van sorberende radionucliden beschouwd waarbij het radionuclidentransport uit een onverzadigde betonnen structuur naar een onderliggende bodem gesimuleerd werd. Voor dit probleem werden de resultaten van de code HYDRUS vergeleken met enerzijds analytische benaderingen voor de oplossingen en met anderzijds de resultaten van de code PORFLOW. Ten slotte werd het ééndimensionale model voor het transport van de radionucliden in de oppervlaktebergings-installatie zowel in de codes HYDRUS als in PORFLOW geïmplementeerd. Alle berekeningen van de radionuclidenfluxen die de oppervlaktebergingsinstallatie verlaten werden zowel met PORFLOW als met HYDRUS uitgevoerd. Scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie (tweede iteratie) Tijdens de tweede reeks impactevaluaties (de tweede iteratie) werden een nieuwe groep van scenario’s vastgelegd: de scenario’s die een gestileerde evolutie van de verschillende componenten weergeven. Het betreft hier het referentiescenario voor MONA, het referentiescenario voor STOLA-Dessel en het AES6 voor STOLA-Dessel, waarin ondersteld wordt dat de toegankelijke inspectieruimte niet opgevuld wordt tijdens of op het einde van de actieve institutionele controleperiode. Voor deze scenario’s uit de tweede iteratie worden er voor de waterbeweging en het transport van radionucliden in de installatie nieuwe modellen beschouwd om rekening te kunnen houden met de waterbeweging in een dunne film tussen de monolietwanden. Het transport van radionucliden wordt beschreven door een tweedimensionaal model (Figuur
NIROND
2005–01 N, April 2005
95
32) dat één rij monolieten beschouwt, langs beide zijden omringd door een zone met een hoge doorlaatbaarheid. Er worden drie varianten van dit model beschouwd (Figuur 32): 1.
Voor het referentiescenario voor een kalk gestabiliseerde leem.
2.
Voor het referentiescenario voor STOLA-Dessel wordt ondersteld dat de ophoging vervangen wordt door een inspectieruimte die op het einde van de actieve institutionele controleperiode met beton opgevuld wordt.
3.
Voor het AES6 scenario voor STOLA-Dessel wordt ondersteld dat de ophoging vervangen wordt door een inspectieruimte die later niet opgevuld werd; om de effecten van het niet opvullen van de inspectieruimte te bestuderen, wordt de inspectieruimte in dit model opgevuld met zand dat geen hydraulische weerstand vormt en chemisch inert is, en wordt ondersteld dat door de degradatie van module en monolieten in dit scenario, als gevolg van de onderstelde instorting van de inspectieruimte, een grotere waterbeweging doorheen de monolieten en module optreedt.
MONA
wordt ondersteld dat de ophoging bestaat uit
Waar de installatiemodellen uit de eerste iteratie voor de “Wat als ...?” scenario’s in detail met AVN besproken werden en door AVN geanalyseerd werden, was dit niet het geval voor de modellen uit de tweede iteratie voor de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie. Dit wil zeggen dat veiligheidsautoriteiten in afwachting van een volledige analyse en discussie tijdens de projectfase nog geen definitieve uitspraak kunnen doen over de langetermijn veiligheid.
Referentiescenario MONA 1,94 m 0,01 m
3m
Referentiescenario STOLA-Dessel
AES6 STOLA-Dessel
1,94 m
0,01 m
Gestabiliseerde leem
0,01 m
1,94 m
0,01 m
0,01 m
0,01 m
Beton
Zand
Figuur 32 – Geometrie van de tweedimensionale modellen voor het simuleren van het transport van radionucliden in de installatie voor de tweede iteratie.
96
NIROND
2005–01 N, April 2005
4.2.1.4 Grondwatermodellen Grondwaterbeweging Om de grondwaterbeweging en de verspreiding van de contaminanten in de onmiddellijke omgeving van de inplantingsplaatsen te modelleren wordt er gebruik gemaakt van twee modellen, het lokaal categorie A model en het verfijnd categorie A model (Figuur 33). Deze beide modellen zijn gebaseerd op een reeds bestaand model, het subregionaal model, dat bepaalde natuurlijke randvoorwaarden heeft (Kleine Nete, Grote Nete, waterscheidingslijn tussen Schelde- en Maasbekken) [45].
Figuur 33 – De geografische uitgestrektheid van de verschillende grondwatermodellen.
Het verfijnd categorie A model is een verfijning van het lokaal categorie A model, zodat de verspreiding van contaminanten in de bovenste lagen van het model nauwkeuriger kan gesimuleerd worden om aldus een nauwkeurigere schatting te krijgen van de concentraties [Bq.m-3 of mol.m-3] in een waterput in de onmiddellijke omgeving. Het lokaal categorie A model wordt gebruikt om de fluxen van contaminanten [Bq.jaar-1 of mol.jaar-1] naar de rivieren Witte en Kleine Nete, Hooibeek, Breiloop en het Congo Kanaal te berekenen. De verspreiding van de contaminanten in het grondwater hangt sterk af van de grondwaterbeweging. Daarom wordt eerst de grondwaterbeweging berekend met de code MODFLOW ((McDonnald and Harbaugh, 1996) uit [42]) vooraleer de verspreiding van de contaminanten te behandelen met behulp van de code MT3DMS ((Zeng and Wang, 1998) uit [42]). De grondwaterbeweging wordt berekend door voor iedere laag van het Neogeen (sectie 2.3.2) geometrie, hydraulische karakteristieken en pompingen in rekening te brengen, naast het beschouwen van de oppervlaktewaters en hun wisselwerking met het grondwater en de effectieve infiltratie in het grondwater. Het aldus verkregen model heeft
NIROND
2005–01 N, April 2005
97
een ingewikkelde geometrie die enkel numeriek kan opgelost worden met behulp van een specifieke computercode (MODFLOW). Verder werd een kalibratie uitgevoerd van de doorlaatbaarheid van de verschillende lagen en van de wisselwerking tussen het kanaal Bocholt-Herentals en het grondwater. Deze kalibratie had als doel de geobserveerde stijghoogten uit ongeveer vijftig piëzometers verdeeld over het volledige domein, zo goed als mogelijk te benaderen. De grondwaterbewegingen in het lokaal categorie A model werd geverifieerd door een onafhankelijke groep experts van Belgatom en VITO die dezelfde grondwaterbewegingen gemodelleerd hebben met behulp van een ander model en een andere code (AQUA3D), die bovendien op een andere numerieke oplossingsmethode berust (eindige elementen versus eindige volumes voor MODFLOW). Voor details van de vergelijking tussen beide modellen verwijzen we naar het syntheserapport over de terreinverkenningen [52]. Deze simulaties leveren de huidige evenwichtstoestand van de grondwaterbewegingen. In termen van scenario’s stemt dit overeen met het NES, AES3, AES4 EN AES5. Voor AES1 wordt er een variant van dit model geconstrueerd waarbij er geen wisselwerking tussen de kanalen en de grondwaterbeweging beschouwd wordt. Voor AES2.1 en AES2.2 worden varianten van dit model beschouwd waarbij de netto infiltratie respectievelijk daalt en stijgt. Contaminantentransport Nadat de simulaties tot de grondwaterbewegingen hebben geleid, werden door middel van de MT3DMS code simulaties gedaan van de verspreiding en transport van contaminanten in het grondwater. Deze simulaties werden zowel voor het lokaal categorie A model als voor het verfijnd categorie A model uitgevoerd. Op de zones waar de oppervlaktebergingsinstallaties ingeplant worden, wordt een homogene activiteitsflux of deeltjesflux [Bq.jaar-1 of mol.jaar-1] vanuit de bergingsinstallatie als input naar het grondwater ondersteld. Deze activiteitsflux of deeltjesflux in het grondwater leidt vervolgens tot een verspreiding met grondwater en een verspreiding tot in de rivieren die in wisselwerking met het grondwater staan. Contaminanten die met het grondwater verspreid worden in de omgeving van de installatie, kunnen voor een blootstelling van de mens zorgen door het gebruik van water uit een waterput. De concentraties van de contaminanten in een waterput [Bq.m-3 of mol.m-3] op honderd meter van de bergingsinstallatie werden berekend met het verfijnd categorie A model. De contaminanten die in de rivier terechtkomen kunnen via het gebruik van het rivierwater op analoge wijze tot blootstellingen leiden. De fluxen van de contaminanten naar de rivieren [Bq.jaar-1 of mol.jaar-1] werden berekend met behulp van het lokaal categorie A model. Om de concentratie in het grondwater te berekenen, worden een aantal, meestal conservatieve, hypothesen gemaakt die ertoe leiden dat er geen aparte berekeningen moeten gedaan worden voor ieder radionuclide of chemisch element afzonderlijk. Hierdoor kan de verdunning die optreedt in het grondwater voor alle radionucliden en voor alle chemische elementen gekarakteriseerd worden door één dilutiefactor [jaar.m-3], gedefinieerd als de verhouding van de maximale evenwichtsconcentratie in een waterput [Bq.m-3 of mol.m-3] tot de ingangsflux [Bq.jaar-1 of mol.jaar-1]. Deze factor kan gezien
98
NIROND
2005–01 N, April 2005
worden als de inverse van het waterdebiet waarin de radionucliden zouden verdund worden bij een ééndimensionaal buismodel. Een eerste vereenvoudigende hypothese is dat er een in de tijd constante activiteitsflux of deeltjesflux vanuit de bergingsinstallatie ondersteld wordt, waarvoor de concentraties bij evenwicht [Bq.m-3 of mol.m-3] gezocht worden. Bij de start van de flux naar het grondwater zal de concentratie in het grondwater nul zijn en door de constante flux geleidelijk stijgen tot de evenwichtswaarde. Het gebruik van een in de tijd constante activiteitsflux of deeltjesflux uit de installatie wordt deels gerechtvaardigd door de korte transporttijd in het grondwater (grootteorde tientallen tot enkele honderden jaren) in vergelijking met de zeer lange tijd van vrijkomen uit de installatie (grootteorde duizenden jaren). Om de blootstelling van de mens via het grondwater in rekening te brengen, gaan we ervan uit dat een waterput geslagen wordt op honderd meter van de bergingsinstallatie, op de plaats waar de evenwichtsconcentratie maximaal is. Dit om de maximale impact te verkrijgen. Bij het berekenen van de evenwichtsconcentratie in functie van de constante activiteits- of deeltjesflux wordt er ook geen rekening gehouden met de retentie van radionucliden en chemische elementen in de aquifers. Dit is een conservatieve aanname die in overeenstemming is met de keuze om de bijdrage van de hydrogeologie aan de veiligheidsrol ‘verdunning en verspreiding’ als veiligheidsreserve te beschouwen in de veiligheidsstrategie. Bovendien wordt bij de berekening van de evenwichtsconcentratie geen rekening gehouden met radioactief verval, wat terug een conservatieve aanname is (wegens de korte transporttijd in het grondwater zal het effect van deze aanname beperkt zijn voor de meeste – langlevende – radionucliden die uit de installatie vrijkomen). De laatste twee aannamen zorgen ervoor dat de berekende evenwichtsconcentratie voor ieder stabiel element en voor ieder radionuclide gelijk zal zijn bij een constante ingangsflux. Vermits dezelfde onderstellingen gemaakt worden om de fluxen naar de rivieren te berekenen, moeten ook hier geen aparte berekeningen gedaan worden voor ieder radionuclide of ieder chemisch element afzonderlijk. Hierdoor kan de verspreiding die optreedt in het grondwater voor alle radionucliden en alle chemische elementen gekarakteriseerd worden door één fractie [-] van de ingangsflux die in de betreffende rivier of beek terechtkomt, waarbij deze fractie gedefinieerd wordt als de verhouding van de evenwichtsflux naar de rivier of naar de beek [Bq.jaar-1] en de ingangsflux [Bq.jaar-1]. De fluxen naar de volgende rivieren en beken worden berekend: Witte Nete, Kleine Nete, Hooibeek, Breiloop en Congo Kanaal (Figuur 21). Veranderingen tijdens tweede iteratie Tijdens de tweede reeks impactevaluaties (de tweede iteratie) werden de bestaande modellen van de grondwaterbeweging en de verspreiding van de radionucliden in het grondwater gewijzigd door nieuwe invoergegevens te beschouwen die tussen de eerste reeks en tweede reeks scenario’s en modellen verkregen werden. Bovendien werden in de nieuwe modellen de definitieve inplantingszones voor MONA en STOLA-Dessel beschouwd.
NIROND
2005–01 N, April 2005
99
4.2.1.5 Biosfeermodel De blootstelling van de mens door het uitvoeren van verschillende activiteiten met het besmette water uit een waterput en uit een rivier wordt gemodelleerd met behulp van vereenvoudigde analytische benaderingen. Deze zijn gebaseerd op de onderstelling dat de verhoudingen van de concentraties in de verschillende compartimenten van de biosfeer constant blijven of kunnen beschouwd worden als een gemiddelde in de tijd voor parameters die schommelen in de tijd. De omzetting van de activiteit [Bq] die door ingestie en inhalatie het menselijke lichaam besmet naar de dosisimpact [Sv] gebeurt door de ingestie en inhalatie dosisconversiefactoren uit de wetgeving [22]. Deze factoren werden door ICRP verkregen op basis van modellen die het gedrag van de radionucliden in het menselijke lichaam beschrijven [61, 62, 63, 64, 65]. Bij het beschouwen van dergelijke conversiefactoren wordt de tijdsevolutie van de opgelopen dosis niet in rekening gebracht, maar wordt de effectieve volgdosis berekend, dit wil zeggen de dosis die zal opgelopen worden in de periode dat de radionuclide in het lichaam aanwezig blijft en radioactief blijft. De omzetting van de activiteitsconcentratie in besmette grond [Bq.m-3] naar het dosistempo [Sv.uur-1] gebeurt door middel van conversiefactoren die resulteren uit een model ontwikkeld in opdracht van de US Nuclear Regulatory Commission (NRC) ([8] uit DCF/PA1997/bio/DF van [40]). Bij een dosismodel zonder tijdsevolutie is het verband tussen enerzijds de dosisimpact voor de mens [mSv.jaar-1] en anderzijds de concentratie in het putwater [Bq.m-3] en de flux naar de rivieren en beken [Bq.jaar-1] een constante die onafhankelijk is van de tijd. Deze constante is in dit model lineair afhankelijk van de concentratie in het putwater voor de blootstelling uit de waterput. Indien de blootstelling tengevolge van de rivieren en beken berekend wordt, is de constante in dit model lineair afhankelijk van de flux naar de rivieren en beken. Bijgevolg is het voldoende dat de dosisimpact voor de mens berekend wordt voor een eenheidsconcentratie en/of eenheidsflux; deze parameters noemt men biosfeerconversiefactoren (BCF) [(mSv.jaar-1)/(Bq.m-3) of (mSv.jaar-1)/(Bq.jaar-1)]. Indien de concentratie en/of de flux dan berekend wordt met behulp van het retentie- en verspreidingsmodel, kan de dosisimpact berekend worden door vermenigvuldiging met de BCFs. Het computermodel voor de berekening van de BCFs ontwikkeld door SCK•CEN werd gebaseerd op de code BIOS van de Britse National Radiological Protection Board (NRPB) ([54] uit [46]). De verificatie van het biosfeermodel is gebeurd door vergelijking van de resultaten uit dit model met resultaten uit andere modellen in internationale projecten van IAEA en EC zoals BIOMOVS [66], BIOMASS [67, 68] en BIOMOSA [69].
100
NIROND
2005–01 N, April 2005
.: :
-
De mathematische- en computermodellen gebruikt voor de intrusiescenario’s zijn relatief eenvoudige modellen die geen specifieke computercodes vergen, maar met standaard rekenbladen en analytische benaderingen kunnen geïmplementeerd worden [59]. Voor intrusiescenario’s worden ten eerste onderstellingen gemaakt met betrekking tot het afval. Dit gebeurt in het brontermmodel voor de intrusiescenario’s. Concreet wordt ondersteld dat op het moment van de intrusie alle radionucliden uit het afval uitgeloogd zijn en homogeen verdeeld zitten over zowel de opvulmortel als de monolietwanden (in het brontermmodel voor de “Wat als …?” scenario’s en de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie werd een homogene verdeling over de opvulmortel ondersteld, niet over de monolietwanden). Ten tweede worden onderstellingen gemaakt met betrekking tot de blootstelling van de mens in het biosfeermodel. Bij de berekeningen voor de intrusiescenario’s worden gegevens gebruikt die conform zijn aan de gegevens en wiskundige vergelijkingen die in het biosfeermodel gebruikt worden voor de overige scenario’s, naast gegevens en vergelijkingen die specifiek zijn voor de intrusiescenario’s. In tegenstelling tot het biosfeermodel werd geen specifieke code door SCK•CEN ontwikkeld voor deze scenario’s, maar werden de analytische benaderingen door middel van rekenbladen opgelost. Een specifieke verificatie van deze modellen werd niet gemaakt, maar de eindresultaten werden wel vergeleken en coherent bevonden met de resultaten uit vroegere veiligheidsevaluaties [46] die dezelfde modellen toepasten. Verder kan er algemeen gesteld worden dat de resultaten vergelijkbaar zijn met de resultaten uit buitenlandse langetermijnveiligheidsevaluaties van oppervlaktebergingsinstallaties [70].
NIROND
2005–01 N, April 2005
101
.:,
4
$
Zowel voor de bepaling van de impact als gevolg van het neerstorten van een vliegtuig als voor de dertien scenario’s voor de impact op lange termijn werden verschillende conceptuele, mathematische en computermodellen opgesteld (Tabel 12). Bij de ontwikkeling van de modellen werd de nodige aandacht besteed aan de verificatie van de modellen en de codes. Een verdere uitwerking van gedetailleerde procedures voor verificatie en onderbouwing van de modellen en codes zal gebeuren in de projectfase. Tabel 12 – Overzicht van scenario’s en modellen. Scenario
Brontermmodel
Afdekking
Installatiemodel
Grondwatermodel
Biosfeermodel
Referentie– scenario MONA
Brontermmodel
Tijdens controleperiode: model voor afdekking
2D-model voor referentiescenario MONA (Figuur 32)
Waterput: verfijnd categorie A model
Biosfeermodel waterput en rivieren
2D-model voor referentiescenario STOLA-Dessel (Figuur 32)
Waterput: verfijnd categorie A model
2D-model voor AES6 (Figuur 32)
Waterput: verfijnd categorie A model
Na controleperiode: enkel netto-infiltratie
Referentie– scenario STOLADessel
Brontermmodel
AES6 STOLADessel
Brontermmodel
Tijdens controleperiode: model voor afdekking Na controleperiode: enkel netto-infiltratie Tijdens controleperiode: model voor afdekking Na controleperiode: enkel netto-infiltratie
STOLA-Dessel
Rivieren: lokaal categorie A model
Rivieren: lokaal categorie A model
Rivieren: lokaal categorie A model
NES
Brontermmodel
Model voor afdekking
1D-model (Figuur 31)
Waterput: verfijnd categorie A model
AES1
Brontermmodel
Model voor afdekking
1D-model (Figuur 31)
Waterput: verfijnd categorie A model
Rivieren: lokaal categorie A model
Rivieren: lokaal categorie A model
Biosfeermodel waterput en rivieren Biosfeermodel waterput en rivieren Biosfeermodel waterput en rivieren Biosfeermodel waterput en rivieren
Verandering kanalen AES2.1 / AES2.2
Brontermmodel
Model voor afdekking
1D-model (Figuur 31)
Waterput: verfijnd categorie A model Rivieren: lokaal categorie A model
Biosfeermodel waterput en rivieren
Verandering infiltratie AES3
Brontermmodel
Model voor afdekking
1D-model (Figuur 31) gewijzigde doorlaatbaarheid monoliet
Waterput: verfijnd categorie A model
AES4
Brontermmodel
Enkel netto-infiltratie
1D-model (Figuur 31) gewijzigde doorlaatbaarheid module en monoliet
Waterput: verfijnd categorie A model
1D-model (Figuur 31) gewijzigde doorlaatbaarheid module en monoliet
Waterput: verfijnd categorie A model
AES5
Brontermmodel
Enkel netto-infiltratie
Rivieren: lokaal categorie A model
Rivieren: lokaal categorie A model
Rivieren: lokaal categorie A model
Biosfeermodel waterput en rivieren Biosfeermodel waterput en rivieren Biosfeermodel waterput en rivieren
AES7
Brontermmodel voor intrusiescenario’s
—
—
—
Biosfeermodel intrusies
AES8
Brontermmodel voor intrusiescenario’s
—
—
—
Biosfeermodel intrusies
AES9
Brontermmodel voor intrusiescenario’s
—
—
—
Biosfeermodel intrusies
Vliegtuigimpact
Brontermmodel voor vliegtuigimpact
—
—
—
Verspreidingsmo del (atmosfeer) Dosismodel (mens)
102
NIROND
2005–01 N, April 2005
Om de impact te kunnen berekenen en de veiligheid van de berging na te gaan worden de invoergegevens uit de beschrijving van de installatie en haar omgeving ingebracht in de modellen van de verschillende scenario’s. In dit hoofdstuk worden eerst de resultaten voor verschillende veiligheidsindicatoren besproken (sectie 5.1). Dit houdt ondermeer in dat de resultaten vergeleken worden met veiligheidscriteria en vooropgezette richtwaarden. Dergelijke vergelijking laat toe om een uitspraak te doen over de veiligheid van de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel. Vervolgens wordt deze uitspraak verder beargumenteerd door het inzicht in de werking van de installatie en haar omgeving met behulp van berekeningen kwantitatief te illustreren en te bevestigen (sectie 5.2). Het inzicht in de werking kwam trouwens reeds tot uiting in de toekenning van de veiligheidsfuncties en -rol aan de verschillende componenten bij het vooropstellen van een beoogde werking van het systeem (sectie 3.2.5). De werking van de installatie en haar omgeving wordt in dit hoofdstuk beschreven om een door berekeningen gestaafd antwoord te geven op de vragen welke scenario’s en parameters de grootste gevoeligheid hebben en hoe de passieve veiligheid op lange termijn verzekerd wordt. De uitspraak over de veiligheid wordt daarnaast nog ondersteund door een systematische behandeling van onzekerheden. Dit wordt in een volgend hoofdstuk behandeld. Voor een overzicht van alle berekeningen en resultaten verwijzen we naar de specifieke technische rapporten: Cool W., Radiologische impact als gevolg van een inslag van een vliegtuig op een oppervlakte bergingsinstallatie te Mol-Dessel (Categorie A), NIRAS nota 20032048herz.1, 17 december 2003 [53]; Mallants D., Volckaert G., Near field simulations of unsaturated flow and radionuclide transport, and impact assessment for the generic repository design for the nuclear zone Mol-Dessel, SCK•CEN R-3562rev1, december 2003 [31]; Mallants D., Weetjens E., Performance Assessment for Surface Disposal of Low-Level and Short-Lived Radioactive Waste in the MONA Reference Working zone: 2nd iteration, SCK•CEN R-3801, december 2004 [33]; Mallants D., Weetjens E., Performance Assessment for Surface Disposal of Low-Level and Short-Lived Radioactive Waste in the STOLA Reference Working zone: 2nd iteration, SCK•CEN R-3804, december 2004 [34]; Volckaert G., Zeevaert Th., Radiological impact assessment for human intrusion scenarios, SCK•CEN R-3769, maart 2004 [59]; Mallants D., Wang L., Volckaert G., Evaluatie van de mogelijke impact van de chemotoxische componenten bij de berging van categorie A afval aan de oppervlakte, SCK•CEN R-3601rev1, december 2004 [35].
NIROND
2005–01 N, April 2005
103
:"
$
& @ '
$
7
De veiligheid wordt getoetst door de resultaten voor de verschillende veiligheidsindicatoren te vergelijken met richtsnoeren en achtergrondwaarden. We gaan achtereenvolgens in op de vliegtuigimpact (sectie 5.1.1), de radiologische langetermijnimpact (sectie 5.1.2) en de chemische langetermijnimpact (sectie 0). :":"
$
$
De radiologische impact tijdens de operationele fase wordt gekarakteriseerd door het risico, waarbij het risico opgesplitst wordt in waarschijnlijkheid van voorkomen en de dosisimpact. Beide indicatoren waarschijnlijkheid van voorkomen en dosisimpact worden beschouwd als eindpunten van de evaluaties. 5.1.1.1 Vliegtuigongeval Voor het scenario van een vliegtuigongeval worden in dit document de waarden gebruikt die bij de vergunning van bestaande opslaggebouwen op de sites van Belgoprocess toegepast werden. De waarschijnlijk van voorkomen per jaar en per gebouw op de site van Belgoprocess moet lager zijn dan 10-7. Indien deze waarschijnlijkheid toch groter is dan, of gelijk aan, dit getal moet de radiologische impact voor een persoon aan de rand van de site onder de waarde van 250 mSv liggen om geen extra bescherming aan de installatie te moeten aanbrengen. Op basis van de specifieke karakteristieken van de voorontwerpen van MONA en STOLADessel worden de waarschijnlijkheden van inslag op de bergingsinstallatie berekend. We besluiten uit de resultaten van Tabel 13 dat een inslag op de installatie van een passagiersvliegtuig een waarschijnlijkheid van voorkomen heeft die lager ligt dan 10-7.jaar-1. We zien verder dat de bommenwerpers zich juist op de rand van dit toetsingscriterium bevinden, maar dat de straaljagers en lichte sportvliegtuigjes het criterium beduidend overschrijden. Deze conclusies zijn gelijklopend met deze voor opslaggebouw 151 van laagactief afval op de site van Belgoprocess, met uitzondering van de bommenwerpers die voor het opslaggebouw konden uitgesloten worden. Tijdens de projectfase moet in overleg met de veiligheidsautoriteiten nagegaan worden of bommenwerpers eveneens moeten opgenomen worden in de evaluaties.
Tabel 13 – Berekende waarschijnlijkheid van inslag op een bergingsinstallatie. Type Vliegtuig
Waarschijnlijkheid van inslag op de -1
installatie [jaar ] 1. Belgische en buitenlandse jachtvliegtuigen
7,2 10
-6
2. Bommenwerpers
1,1 10
-7
3. Passagiersvliegtuigen
8,9 10
-8
4. Lichte sportvliegtuigjes
6,3 10
-6
104
NIROND
2005–01 N, April 2005
Tijdens de voorontwerpfase voor de oppervlaktebergingsinstallatie van categorie A afval wordt zoveel als mogelijk gesteund op de evaluaties uitgevoerd in het vergunningsdossier voor het opslaggebouw 151. Analoog aan de evaluaties voor gebouw 151 bekijken we enkel de radiologische impact als gevolg van de inslag van een straaljager. Vermits het brandbare materiaal in een oppervlakteberging veel kleiner zal zijn dan in gebouw 151 (voor de vaten met bitumen is het momenteel nog onzeker of ze geheel of gedeeltelijk tot de categorie A zullen behoren – voor deze studie wordt ondersteld dat de vaten met een bitumenmatrix tot categorie B zullen behoren) kan ondersteld worden dat de radiologische impact beperkt zal blijven tot een impact ten gevolge van een ogenblikkelijk vrijkomen van radionucliden en dat er door de brand geen bijkomend continu vrijkomen zal optreden. Met behulp van de resultaten voor gebouw 151 verkrijgen we voor het ongevalscenario met een jachtvliegtuig een waarde van 52 mSv voor de totale effectieve volgdosis voor een oppervlaktebergingsinstallatie (tegenover 214 mSv voor gebouw 151 met bitumen vaten die een hogere concentratie aan alfastralers bevatten). Deze waarde is een zeer conservatieve waarde om twee redenen. Ten eerste zorgt de bijkomende afscherming door de monolieten in de oppervlaktebergingsinstallatie ervoor dat de dosis in werkelijkheid lager zal zijn dan deze waarde. Bovendien is de berekende impact van 52 mSv voor gebouw 151 hoger dan voor een bergingsinstallatie voor categorie A afval omdat naast laagactief en kortlevend afval – behorend tot categorie A – ook laagactief langlevend (niet-bitumen) afval – behorend tot categorie B – bijdraagt aan deze impact. Het langlevende afval levert zelfs de belangrijkste bijdrage tot de 52 mSv. We besluiten dat er voor het ongevalscenario op basis van de aangetoonde veiligheid voor het opslaggebouw 151 kan vanuit gegaan worden dat de veiligheid ook voor een oppervlaktebergingsinstallatie gewaarborgd blijft, zonder dat er bijkomende bescherming aan de oppervlaktebergingsinstallatie moet aangebracht worden. 5.1.1.2 Terroristische aanslag Het scenario van een terroristische aanslag met behulp van een passagiersvliegtuig, dat op vraag van de partnerschappen geëvalueerd werd, levert ons indicaties op van de radiologische impact indien een dergelijke aanslag zou gepleegd worden. We gaan ervan uit dat de installatie niet kan ontworpen worden om te weerstaan aan een dergelijke aanslag, en dat er bijgevolg radioactiviteit uit de installatie zal vrijkomen als gevolg van de aanslag. Dit wil ook zeggen dat de preventie gefaald heeft. Inderdaad, het probleem van terroristische aanslagen is eerder een beveiligingsprobleem van de site en installatie – men wil aanslagen op de installatie voorkomen – dan dat het een veiligheidsprobleem is waartegen installaties kunnen ontworpen worden. Voor het scenario van een terroristische aanslag worden geen richtsnoeren gegeven, dus een uitspraak over het veilig zijn van de bergingsinstallatie ten opzichte van dit scenario kan niet gemaakt worden. Om zich een idee te vormen over de ernst van de berekende radiologische impacts, worden ze vergeleken met een aantal richtwaarden zoals de gemiddelde jaarlijkse stralingsbelasting in België, de dosislimiet voor beroepshalve blootgestelde werknemers en de ondergrens voor dosisimpact vanaf welke een algehele evacuatie van de bevolking overwogen wordt in het kader van het Belgisch nucleair noodplan [71].
NIROND
2005–01 N, April 2005
105
De berekende dosis op 100 m afstand van het punt van impact bedraagt maximaal 43 mSv12, wat boven het gemiddelde jaarlijkse stralingsblootstelling in België ligt, boven de jaarlijkse dosislimiet voor een beroepshalve blootgestelde werknemer, maar onder de dosisdrempel vanaf welke een complete evacuatie van de bevolking overwogen wordt in het kader van het Belgisch nucleair noodplan (Figuur 34). De radionucliden die het meest bijdragen tot de impact indien de inventaris op het ogenblik van conditionering genomen wordt, zijn 241Am, 137Cs, 134Cs en 238Pu. De dosisimpact neemt sterk af met de afstand en ligt op 500 m van het impactpunt ongeveer een factor tien lager dan op 100 m (Figuur 34). Het effect van het radioactieve verval tijdens de tijdelijke opslag en tijdens de exploitatie van de site doet de impact sterk dalen (Figuur 34). De impact dertig jaar na conditionering van het afval neemt ongeveer met een factor twee af in vergelijking met de impact indien het geconditioneerde afval onmiddellijk in de bergingsinstallatie zou gebracht worden en onderhevig zou zijn aan een vliegtuigimpact. Driehonderd jaar na conditionering situeert de radiologische impact zich nog slechts in de grootteorde van enkele mSv, wat vergelijkbaar is met de jaarlijkse gemiddelde stralingsbelasting in België. Driehonderd jaar na conditionering levert 241Am ongeveer 80 % van de totale dosisimpact. 50
Onderste niveau waarbij een algehele evacuatie van de bevolking voorzien wordt 50 mSv
Dosis [mSv]
40
Ogenblikkelijke vrijstelling op ogenblik van conditioneren
30
20
10
Jaarlijkse dosislimiet voor beroepshalve blootgestelde werknemers 20 mSv Ogenblikkelijke vrijstelling driehonderd jaar na conditioneren
0 100
Ogenblikkelijke vrijstelling dertig jaar na conditioneren Ogenblikkelijke vrijstelling dertig jaar na conditioneren Gemiddelde jaarlijkse stralingsbelasting in België 3,6 mSv
200
300
400
500
Afstand ten opzichte van impactpunt [m]
Figuur 34 – Berekende radiologische impact in functie van de afstand ten opzichte van de bergingsinstallatie voor een scenario van terroristische aanslag met een vliegtuig.
12
Deze impact is lager dan de impact van 52 mSv voor een jachtvliegtuig, omdat er hier een lagere radiologische inventaris en een minder penaliserend brontermmodel voor vliegtuigimpact gebruikt wordt dan bij de veiligheidsstudies voor gebouw 151. Categorie A afval bevat onder andere niet het langlevende laagactieve afval uit gebouw 151. De impact van 43 mSv werd berekend onderstellend dat 75% van het Cs vrijkomt; deze waarde is gebaseerd op (recentere) gegevens uit CILVA. Voor gebouw 151 werd conservatief ondersteld dat 100% van het Cs vrijkomt.
106
NIROND
2005–01 N, April 2005
:":
$
$
(
Voor de radiologische impact op lange termijn wordt de dosisimpact als belangrijkste veiligheidsindicator beschouwd, vermits het zeer moeilijk is een waarschijnlijkheid van voorkomen toe te kennen aan de verschillende scenario’s. We onderscheiden enerzijds de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie (sectie 5.1.2.1), zoals de referentiescenario’s voor MONA en STOLA-Dessel en het AES6 voor STOLA-Dessel, en anderzijds de intrusiescenario’s (sectie 5.1.2.2), zoals de constructiescenario’s, het residentiescenario en de verkenningsboring. 5.1.2.1 Scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie Teneinde de resultaten voor de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel te kunnen vergelijken met de relevante toetsingscriteria, gaan we eerst verder in detail in op de toetsingscriteria voor de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie. Na de resultaten voor de drie scenario’s “referentiescenario voor MONA”, “referentiescenario voor STOLA-Dessel” en “AES6 voor STOLA-Dessel”, wordt eerst een overzicht gegeven van de voornaamste elementen van conservatisme in deze scenario’s, waarna de voornaamste bevindingen en conclusies voor deze scenario’s samengevat worden. Toetsingscriteria gebruikt om een uitspraak te doen over veiligheid en de bescherming van drinkwaterreserves Voor de radiologische impact is het toetsingscriterium een dosisbeperking voor het publiek die een fractie van de wettelijke dosislimiet van 1 mSv.jaar-1 bedraagt. De dosisbeperking werd niet gespecificeerd in de Belgische wetgeving, maar internationaal worden voor de evaluatie van de impact van bergingsinstallaties waarden tussen 0,1 en 0,3 mSv.jaar-1 aangenomen. Aan de hand van een vergelijking tussen de (hoogste) berekende dosis en de waarden tussen 0,1 en 0,3 mSv.jaar-1 kan een uitspraak gedaan worden over de veiligheid op lange termijn van de bergingsinstallatie en haar omgeving. We merken op dat naast de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie, ook scenario’s gedefinieerd werden om de gevoeligheid van het systeem na te gaan, de “Wat als …?” scenario’s. Deze scenario’s dienen niet zozeer om een uitspraak te doen over het al dan niet veilig zijn op lange termijn, maar zijn eerder bedoeld om ons inzicht te verschaffen over hoe de globale impact zou wijzigen indien componenten van de installatie vroegtijdig en verregaand degraderen of indien de hydrogeologische omgeving aan wijzigingen onderhevig zou zijn. De bespreking van deze scenario’s kadert bijgevolg binnen de gevoeligheidsanalysen waarin onder andere de robuustheid van de installatie geëvalueerd wordt. De hoogste berekende dosis blijkt altijd de dosis te zijn als gevolg van het gebruik van water uit een waterput voor onder andere drinkwater. Het gebruik van rivierwater leidt altijd tot lagere doses. De hoogste berekende dosis voor de scenario’s met een gestileerde evolutie kan ook vergeleken worden met de waarde van 0,1 mSv.jaar-1 voor de totale indicatieve dosis als
NIROND
2005–01 N, April 2005
107
gevolg van consumptie van drinkwater (zie sectie 1.4.1.2). Aan de hand van deze vergelijking kan nagegaan worden of de grondwaterreserves in de onderliggende aquifers vanuit radiologisch standpunt afdoende beschermd worden door de oppervlaktebergingsinstallatie. Bijkomende veiligheidsindicatoren zijn vooral voor heel langlevende radionucliden bijkomende manieren om de veiligheid na te gaan, omdat de berekening van radiologische doses na een zekere tijd – vanaf enkele tienduizenden jaren voor oppervlakteberging – onderhevig wordt aan zeer grote onzekerheden. Anderzijds is op dat ogenblik reeds een sterk radioactief verval van eerder kortlevende radionucliden opgetreden, waardoor de radiologische impact beperkt zal zijn. Een voorbeeld van een bijkomende veiligheidsindicator is een vergelijking tussen de radiologische eigenschappen van het categorie A afval en natuurlijke radiologische achtergrondwaarden. Voor deze indicatoren bestaan geen toetsingscriteria om een uitspraak te kunnen doen over de veiligheid van de installatie en haar omgeving, maar ze leveren veeleer bijkomende aanwijzingen over de veiligheid bovenop de vergelijking tussen de berekende dosis en de dosisbeperking. Referentiescenario voor MONA Het referentiescenario voor MONA vertrekt van een intacte installatie waarbij de laterale inspectiegalerijen en het systeem dat mogelijk gecontamineerd water verzamelt op het einde van de actieve controleperiode opgevuld worden. Na 300 jaar wordt in dit scenario ondersteld dat de afdekking haar functie van fysische insluiting verliest. Daarna wordt er vanaf 10 000 jaar een gedeeltelijke fysische degradatie van de monolieten ondersteld, die na 100 000 jaar volledig wordt. Voor de hydrogeologie en de biosfeer worden de momenteel heersende omstandigheden ondersteld voor alle tijdsvakken; we spreken van een referentiehydrogeologie en een referentiebiosfeer. De totale ‘samengestelde’ dosis die verkregen wordt door de aaneenschakeling van de opeenvolgende degradaties beschouwd in dit scenario, is voorgesteld in Figuur 35 voor de inplantingsplaats ten noorden van het kanaal Bocholt-Herentals (Figuur 21). Voor de inplantingsplaats ten zuiden van het kanaal Bocholt-Herentals verhoogt de impact met een factor 2,8 door de kleinere dilutie. De maximale berekende dosistempo’s voor de twee zones zijn 0,0002 en 0,0006 mSv.jaar-1 en bevinden zich ongeveer drie grootteorden onder de dosisbeperkingen. Dit resultaat levert ons reeds een eerste belangrijke aanwijzing over de veiligheid van het voorontwerp van MONA voor het referentiescenario. De belangrijke radionucliden zijn 94Nb tijdens de eerste 100 000 jaar, 129I in een ‘piek’ van enkele 1000 jaar op 100 000 jaar en 99Tc na 100 000 jaar. De (eerder onregelmatige) vorm van de curve voor de totale samengestelde dosis is het resultaat van een stapsgewijze degradatie die ondersteld werd in het referentiescenario. Zo is de ‘piek’ van 129 I te wijten aan de overgang naar een sterk gedegradeerde monoliet (K stijgt van 2,7 10-10 m.s-1 naar 8,6 10-9 m.s-1) op 100 000 jaar waardoor het 129I over enkele duizenden jaren na dit ogenblik volledig uit het systeem verdwijnt.
108
NIROND
2005–01 N, April 2005
10
Gemiddelde stralingsbelasting in België 3,6 mSv/j Dosislimiet voor het publiek 1 mSv/j
1
Dosisbeperkingen tussen 0,1 en 0,3 mSv/j
Dosistempo [mSv/jaar]
0,1 0,01 0,001 0,0001
129
I
94
Nb
0,00001 0,000001
99
94
Tc
Nb
0,0000001 1 000
10 000
100 000
1 000 000
Tijd na controleperiode [jaar]
Figuur 35 – Totale samengestelde dosis voor het referentiescenario van MONA.
In de resultaten van de dosisberekeningen uit Figuur 35 zijn enkel fissie- en activatieproducten te zien, omdat de actiniden zo goed als niet uit de installatie komen over deze periode en slechts in kleine hoeveelheden in het afval aanwezig zijn. Voor de actiniden die langlevende alfastralers zijn, leveren bijkomende veiligheidsindicatoren ons een idee over de veiligheid van de installatie omdat deze veiligheidsindicatoren de biosfeer en/of de hydrogeologie en de ermee gepaard gaande onzekerheden niet beschouwen. De hier beschouwde bijkomende veiligheidsindicatoren zijn bovendien onafhankelijk van de bergingsinstallatie en zijn dus voor alle scenario’s en voorontwerpen van toepassing. Deze veiligheidsindicatoren omvatten vergelijkingen tussen de eigenschappen van het categorie A afval en natuurlijke radiologische achtergrondwaarden. Zo bevat het categorie A afval ongeveer 7 1012 Bq alfastralers. Dit is vergelijkbaar met de gemiddelde hoeveelheid alfastralers in een steenkoolterril van gemiddelde afmetingen [7]. De totale hoeveelheid alfastralers in het categorie A afval stemt overeen met een gemiddelde concentratie van 25 Bq per gram afval. Deze waarde is vergelijkbaar met waarden tussen 5 en 15 Bq.g-1 die gevonden worden in minerale kunstmeststoffen op basis van fosfaat [72]. De waarde van 25 Bq.g-1 ligt bovendien één grootteorde onder de limiet van 400 Bq.g-1 langlevende -activiteit die door de EC [44] en het IAEA [43] aanbevolen wordt om het kortlevende afval af te bakenen. Deze vergelijkingen tussen de eigenschappen van het categorie A afval en de achtergrondwaarden duiden erop dat de hoeveelheid aan alfastralers in het categorie A afval niet veel hoger ligt dan waarden die in de natuur gevonden worden en dat de aanbevolen limietwaarden van de EC en het IAEA ruimschoots gerespecteerd blijven. Referentiescenario voor STOLA-Dessel
NIROND
2005–01 N, April 2005
109
In het referentiescenario voor STOLA-Dessel gaan we ervan uit dat de kelderstructuur op einde van de actieve institutionele controleperiode zal opgevuld worden met een licht beton om instorting te voorkomen. Aldus ontstaat een ‘ophoging’ onder de modules. Dezelfde tijdssequentie van degradaties als voor het referentiescenario voor MONA wordt aangehouden, te weten degradatie van de afdekking na 300 jaar, gedeeltelijke degradatie van de monolieten na 10 000 jaar en volledige degradatie van de monolieten na 100 000 jaar. Voor de hydrogeologie en de biosfeer worden de momenteel heersende omstandigheden ondersteld voor alle tijdsvakken; we spreken van een referentiehydrogeologie en een referentiebiosfeer. De totale samengestelde dosis bij het referentiescenario voor STOLA-Dessel wordt voorgesteld in Figuur 36. Een vergelijking met Figuur 35 leert ons dat de vorm van de curve en de belangrijke radionucliden dezelfde zijn als voor MONA, maar dat de totale maximale impact ongeveer een factor tien hoger is, namelijk 0,002 mSv.jaar-1. Dit is te wijten aan de kleinere dilutie voor de door STOLA-Dessel beschouwde inplantingsplaats (zie ook sectie 5.2.1.1). Het berekende maximale dosistempo van 0,002 mSv.jaar-1 voor het referentiescenario van STOLA-Dessel bevindt zich ongeveer twee grootteorden onder de dosisbeperkingen tussen 0,1 en 0,3 mSv.jaar-1. Dit resultaat levert ons reeds een eerste belangrijke aanwijzing over de veiligheid van het voorontwerp van STOLA voor het referentiescenario. De andere aanwijzingen door middel van de bijkomende veiligheidsindicatoren voor de langlevende alfastralers leveren analoge resultaten als voor het MONA voorontwerp. 10
Gemiddelde stralingsbelasting in België 3,6 mSv/j Dosislimiet voor het publiek 1 mSv/j
1
Dosisbeperkingen tussen 0,1 en 0,3 mSv/j
Dosistempo [mSv/jaar]
0,1 0,01
129
0,001
I
94
Nb 99
Tc
0,0001 0,00001 94
Nb
0,000001 0,0000001 1 000
10 000
100 000
1 000 000
Tijd na controleperiode [jaar]
Figuur 36 – Totale samengestelde dosis voor het referentiescenario van STOLA-Dessel.
110
NIROND
2005–01 N, April 2005
AES6
voor STOLA-Dessel
De aanwezigheid van een toegankelijke inspectieruimte onder de modules leidt tot belangrijke openingen onderaan de installatie die ten laatste bij het beëindigen van de actieve institutionele controleperiode zullen moeten opgevuld worden om de bergingsinstallatie volledig in haar toestand van passieve veiligheid te plaatsen. Er werd voor het voorontwerp van STOLA-Dessel een alternatief evolutiescenario gedefinieerd (AES6) waarbij een gedegradeerde en niet opgevulde kelderstructuur na het beëindigen van de controleperiode beschouwd wordt. Deze degradatie houdt in dat de monolieten hun functie van fysische insluiting reeds gedeeltelijk verliezen na het stopzetten van de actieve institutionele controleperiode, in plaats van na de periode van 10 000 jaar in het referentiescenario voor STOLA-Dessel. De degradatie van de monolieten en van de modules na 300 jaar komt overeen met het ontstaan van barsten en scheuren in deze betonstructuren. Na 10 000 jaar wordt een volledige fysische degradatie van de monolieten ondersteld. De totale samengestelde dosis voor het AES6 scenario voor STOLA-Dessel wordt in Figuur 37 voorgesteld. Voor dit scenario bedraagt het maximale dosistempo ongeveer 0,1 mSv.jaar-1 wat zich in de buurt van de dosisbeperkingen tussen 0,1 mSv.jaar-1 en 0,3 mSv.jaar-1 situeert. De maximale impact stijgt, maar door de snellere uitloging uit het afval van de radionucliden duurt de impact minder lang als voor het referentiescenario. Verder bemerken we dat ten opzichte van het referentiescenario dezelfde radionucliden aanleiding geven tot de hoogste dosis, te weten 94Nb, 129I en 99Tc. Bemerk dat de ‘piek’ te wijten aan 94Nb vanaf 10 000 jaar berust op de conservatieve hypothese dat vanaf 10 000 jaar de oplosbaarheidslimiet van 94Nb niet meer mee bepaald wordt door het nietradioactieve Nb zoals de eerste 10 000 jaar. Indien deze hypothese zou coherent gemaakt worden met wat er de eerste 10 000 jaar beschouwd wordt, zou de ‘piek’ veel minder uitgesproken zijn, en zich onder 0,1 mSv.jaar−1 bevinden. De vergelijking tussen de inhoud van het categorie A afval en achtergrondwaarden blijft van toepassing voor dit scenario omdat de vergelijking onafhankelijk van de installatie is. 10 Gemiddelde stralingsbelasting in België 3,6 mSv/j Dosislimiet voor het publiek 1 mSv/j
1
Dosisbeperkingen tussen 0,1 en 0,3 mSv/j
Dosistempo [mSv/jaar]
0,1 0,01
94
Nb 129
0,001
I
99
0,0001
Tc
94
Nb
0,00001 0,000001 0,0000001 0
10 000
20 000 30 000 Tijd na controleperiode [jaar]
40 000
50 000
Figuur 37 – Totale samengestelde dosis voor het AES6 scenario van STOLA-Dessel.
NIROND
2005–01 N, April 2005
111
Voornaamste elementen van conservatisme in de gestileerde tijdsevoluties Bij de vergelijking van de berekende radiologische impact met de toetsingscriteria is het belangrijk om voor ogen te houden dat het hier gaat om een impact die berekend werd voor scenario’s die een eerder pessimistisch ingeschatte tijdsevolutie voor de degradatie van de installatie. Om een uitspraak te kunnen doen over de veiligheid moet naast de vergelijking van de numerieke waarden ook een beroep gedaan worden op argumenten die aangeven waarom de berekende impact conservatief zal zijn. In deze sectie beperken we ons tot de vraag waarom de scenario’s eerder conservatieve tijdsevoluties zijn; in de volgende secties over de werking van de installatie en de effecten van de onzekerheden zullen bijkomende elementen gegeven worden omtrent het conservatieve karakter van de huidige berekeningen van de radiologische impact. In de referentiescenario’s voor MONA en STOLA-Dessel zijn een aantal eerder pessimistische of conservatieve onderstellingen gemaakt. Vooral wat betreft betondegradatie moet het conservatieve karakter van de aannamen echter nog bevestigd worden door verder onderzoek en een beter gebruik van de internationaal beschikbare kennis. Aan de vaten wordt geen veiligheidsfunctie toegekend. Beide functies ‘fysische insluiting’ en ‘vertraging en gespreid vrijkomen’ worden als veiligheidsreserve opgenomen. Voor fysische insluiting is deze aanname weinig conservatief omdat corrosie van vaten enkele tientallen tot honderden jaren na hun conditionering niet kan uitgesloten worden. Voor de vertraging en het gespreid vrijkomen is deze aanname daarentegen waarschijnlijk conservatief. Zo weten we onder andere uit natuurlijke analogieën [73] en onderzoek op bodems dat de bij corrosie van metaal gevormde ijzeroxiden en -hydroxiden een grote retentiecapaciteit bezitten. Voor het beton van de module wordt een fysische degradatie ondersteld na sluiting waardoor de waterflux doorheen de monolieten en de ruimten tussen de monolieten groter wordt dan bij een afwezigheid van fysische degradatie aan de module. Oriënterende berekeningen [41] wezen op een periode van ongeveer 2 000 jaar vooraleer fysische degradatie van de geprefabriceerde betonnen afschermingsplaat en de dekplaat bovenaan de module optreedt. Vooralsnog beschikt men nog niet over alle kennis en werd nog niet alle internationaal beschikbare kennis betreffende de fenomenen van betondegradatie benut in het Belgische programma om tot een betrouwbare levensduur van de module te komen. De oriënterende berekeningen en de internationaal beschikbare kennis lijken wel te wijzen op een levensduur van enkele honderden tot duizenden jaren die verwaarloosd werd bij de referentiescenario’s voor MONA en STOLA-Dessel. Voor het beton van de monolieten werd een gedeeltelijke fysische degradatie vanaf 10 000 jaar en een volledige fysische degradatie vanaf 100 000 jaar aangenomen. Net zoals de onderstelling omtrent de betondegradatie van de modules, verdient deze onderstelling voor de monolieten verder onderzoek ter bevestiging, maar op basis van analogieën met Romeinse bouwwerken uit mortel en beton [73], zoals het Pantheon van Hadrianus in Rome uit de tweede eeuw voor onze tijdrekening, kunnen we nu reeds besluiten dat goed ontworpen betonnen structuren allicht tot duizenden jaren bewaard kunnen blijven. Bovendien bevinden de monolieten zich een beschermende omgeving gevormd door de modules en de afdekking, zodat we verwachten dat er
112
NIROND
2005–01 N, April 2005
minder degradatiemechanismen zullen optreden dan bij blootgestelde betonstructuren zoals het Pantheon. Voor de afdekking werd een verregaande degradatie ondersteld na een controleperiode van 300 jaar. De werkelijke levensduur van de afdekking zal waarschijnlijk aanzienlijk hoger zijn. Hiertoe leveren een aantal archeologische studies met betrekking tot oude grafheuvels en tumuli ons bijkomende aanwijzingen. Deze studies wijzen erop dat sommige aarden afdeklagen, gebruikt om grafheuvels en tumuli te bouwen en te bedekken, relatief intact gebleven zijn gedurende vele honderden jaren [33,34]. In het AES6 scenario voor STOLA-Dessel dat de effecten van een niet-opgevulde en degraderende toegankelijke inspectieruimte nagaat, werden naast de elementen voor het referentiescenario van STOLA-Dessel, volgende bijkomende conservatieve onderstellingen ingebouwd bij het AES6 scenario: Bij het beëindigen van de actieve controleperiode wordt ondersteld dat alle monolieten de fysische degradatie ondergaan die in het referentiescenario pas na 10 000 jaar ondersteld werd. Het is slechts bij een sterke beschadiging van het beton van de monolieten dat een merkelijke fysische degradatie optreedt. Bij de degradatie van structuren uit gewapend beton zoals de module, de vloerplaat van de module, de betonnen kolommen in de inspectieruimte kan ervan uitgegaan worden, dat er door lokale doorbuigingen en instortingen van de vloer een aantal monolieten zullen beschadigd worden, waarbij de beschadigingen waarschijnlijk relatief beperkt zullen zijn zoals de valtesten getoond hebben (sectie 2.2.1, Figuur 12). Bovendien zullen door deze lokale verzakkingen waarschijnlijk enkel de onderste lagen van monolieten beschadigd zijn, en de monolieten die zich bovenaan de module bevinden veel minder. Het vooropstellen van een sterke beschadiging van alle monolieten juist na het beëindigen van de actieve institutionele controleperiode is dus conservatief, zowel door de onderstelling van de sterke beschadiging, door de keuze van het tijdsstip juist na het beëindigen van de actieve controleperiode als door de onderstelling dat alle monolieten deze beschadiging ondergaan. Na een periode van tienduizend jaar wordt een volledige fysische degradatie van de betonnen monolieten ondersteld, die in het referentiescenario pas na honderdduizend jaar ondersteld werd.
NIROND
2005–01 N, April 2005
113
Voornaamste bevindingen en besluiten voor de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie Zowel de referentiescenario’s voor MONA en STOLA-Dessel als het scenario AES6 dragen een aantal eerder conservatieve aannamen in zich betreffende de degradatie van de installatie, waarbij onder andere natuurlijke en archeologische analogieën lijken te wijzen op het conservatieve karakter van sommige aannamen in deze scenario’s. In het bijzonder de aannamen betreffende betondegradatie vragen echter bevestiging door verder onderzoek en gebruik van internationaal beschikbare kennis om zich al dan niet te kunnen uitspreken over hun conservatief karakter. Bovendien werden voor alle scenario’s diverse conservatieve hypothesen genomen bij de modelontwikkeling. Voor de referentiescenario’s voor MONA en STOLA-Dessel bevinden de maximale dosistempo’s zich onder de dosisbeperkingen van 0,1 à 0,3 mSv.jaar-1. De maximale berekende dosistempo’s voor het referentiescenario van het MONA voorontwerp bedragen 0,0002 mSv.jaar-1 en 0,0006 mSv.jaar-1 voor de twee beschouwde inplantingzones. Het maximaal berekende dosistempo voor het referentiescenario van het STOLA-Dessel voorontwerp, dit wil zeggen bij een opvullen van de toegankelijke inspectieruimte met een licht beton, bedraagt 0,002 mSv.jaar-1. Indien de toegankelijke inspectieruimte voor het voorontwerp van STOLA-Dessel niet correct zou opgevuld worden na de controleperiode zoals in scenario AES6, is het maximale dosistempo 0,1 mSv.jaar-1. Dit is gelijk aan de dosisbeperking van 0,1 mSv.jaar-1. Er werden in dit scenario echter zeer penaliserende onderstellingen gemaakt. Voor de langlevende alfastralers leveren bijkomende veiligheidsindicatoren zoals de hoeveelheid alfastralers aanwezig in het afval bijkomende argumenten voor de langetermijnveiligheid van de bergingsinstallatie en haar inplanting. NIRAS meent uit deze argumenten te kunnen besluiten dat de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel voor de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie op lange termijn veilig zijn en dat de drinkwaterreserves in de onderliggende aquifer vanuit radiologisch oogpunt doeltreffend zullen worden beschermd door de bergingsinstallatie. De resultaten bevestigen vroegere resultaten uit de evaluaties in 1994. Ze bevestigen immers dat het afval afgebakend met behulp van de criteria bepaald met de evaluaties in 1994, kortlevend afval is waarin de hoeveelheden van de twintig voor de langetermijn belangrijke radionucliden voldoende beperkt werden om het afval verenigbaar te maken met een oppervlakteberging.
114
NIROND
2005–01 N, April 2005
$
5.1.2.2 Intrusiescenario’s
-
$
Bij intrusiescenario’s wordt ondersteld dat er een intrusie tot bij het afval plaatsvindt, zonder dat de personen die binnendringen over kennis beschikken betreffende het radioactieve karakter van het afval. De mogelijkheid van hoge blootstellingen voor de personen die binnendringen, is een onvermijdelijk gevolg van de keuze voor de strategie van ‘concentreren en insluiten’ van het afval in een bergingsinstallatie in plaats van de strategie van ‘verdunnen en verspreiden’. Verschillen tussen intrusiescenario’s uit deze evaluaties en uit 1994 (NIROND94-04) De intrusiescenario’s uit 1994 [46] waren gelijkaardig aan de scenario’s uit de huidige voorontwerpfase, te weten enerzijds de constructie van kanalen, wegen en gebouwen en anderzijds de residentie bovenop materiaal uitgegraven bij de constructiescenario’s. Om de maximaal toelaatbare radionuclidenconcentraties te bepalen, bleek het constructiescenario waarbij een gebouwenblok funderingen heeft die tot in het afval doordringen, het meest penaliserende scenario te zijn – dit scenario werd voor de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel uitgesloten wegens de lage waarschijnlijkheid dat men een dergelijke gebouwenblok bovenop een afgedekte installatie zal bouwen (voor de berekening van de waarschijnlijkheden van bouwen werd in 1994 geen onderscheid gemaakt tussen verschillende soorten terreinen). Het huidige scenario AES8, waarbij de verkenning van de site door boringen of archeologisch onderzoek bestudeerd werd, werd in de studies uit 1994 [46] niet beschouwd.
(
-
"55.
De waarschijnlijkheid van voorkomen van de intrusiescenario’s uit 1994 werd afgeleid door te onderstellen dat de bouwritmen voor de constructie van kanalen, wegen en gebouwen van de voorbije tientallen jaren konden geëxtrapoleerd worden naar de toekomst om aldus waarschijnlijkheden van voorkomen van de scenario’s te berekenen. Deze zienswijze werd ondertussen verlaten. De waarschijnlijkheid van voorkomen van de intrusiescenario’s wa-
Beperking van radiologische impact en waarschijnlijkheid van voorkomen van intrusiescenario’s voor de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel
ren: 2 10-5 j-1 voor kanaalscenario, 2,4 10-3
Zowel de radiologische impact als de waarschijnlijkheid van voorkomen werden in de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel beperkt.
j-1 voor constructie van wegen, 3,7 10-3 j-1 voor constructie van
De radiologische impact als gevolg van intrusiescenario’s werd beperkt door de beperkingen op te leggen aan radiologische inventaris van het toegelaten afval. Inderdaad, in de veiligheidsevaluaties voor oppervlakteberging op generieke sites in een installatie zonder monolieten rondom het afval werden in 1994 [46] door middel van intrusiescenario’s de maximaal toelaatbare volumieke activiteitsconcentraties in categorie A afval bepaald rekeninghoudend met een controleperiode van minimaal 200 jaar – concreet wordt de beperking in activiteitsconcentraties in het categorie A afval opgelegd door het Xcriterium (sectie 2.1.1). De beperking van de activiteitsconcentraties was gebaseerd op een risicobeperking van 1,7 10-5 per jaar voor werknemers en van 2,2 10-5 per jaar voor leden van het publiek, die overeenstemt de kans op fatale kanker indien een dosis van 0,3 mSv.jaar-1 opgelopen wordt. Het gebruik van de risicobeperking was gebaseerd op de toenmalige internationale ICRP aanbevelingen [74, 12].
een gebouwenblok, 1,5 10-2 j-1 voor constructie woongebouw, 7,9 10-2 j-1 voor residentiescenario. Om de maximaal toelaatbare radionuclidenconcentraties te bepalen, bleek constructie van een gebouwenblok meest penaliserend te zijn, omdat de radiologische impact
Voor de bescherming tegen de risico’s als gevolg van menselijke intrusies, wordt niet alleen de radiologische impact beperkt, maar probeert men ook de waarschijnlijkheid van voorkomen van deze gebeurtenissen te beperken. Een beperking van de waarschijnlijkheid van voorkomen kan in principe gebeuren door drie factoren:
per eenheid van activiteitsconcentratie het hoogst was en de probabiliteit het tweede hoogst.
NIROND
2005–01 N, April 2005
115
De berging in geologische lagen onder te brengen. We merken op dat binnen de voorontwerpfase voor de berging van categorie A afval door MONA en STOLA-Dessel zowel de mogelijkheid tot oppervlakteberging als tot diepe berging bestudeerd werd. De resultaten in verband met diepe berging worden niet in het voorliggende rapport behandeld, we verwijzen hiervoor naar [75]. Een robuust ontwerp te maken dat intrusie moeilijker maakt. Het onderbrengen van het afval in monolieten en vervolgens in een bergingsinstallatie maakt intrusie a priori moeilijker dan bij de berging in installaties die monolieten noch betonnen modules bevatten. Een verdere uitwerking van deze mogelijkheid tot beperking van intrusies kan enigszins ingaan tegen de vereiste van terugneembaarheid die door de beslissing van de Ministerraad van 16 januari 1998 opgelegd werd voor de voorontwerpen. Het uitwerken van passieve en actieve maatregelen van actieve institutionele controle. De kans van optreden van intrusiescenario’s voor de voorontwerpen van MONA en STOLA-Dessel wordt beperkt door een actieve institutionele controleperiode van 200 à 300 jaar op te leggen, die onder andere de toegang tot de installatie en de site beperkt door controles bij de ingang van de site. Vermits een bergingsinstallatie aan de oppervlakte onmiddellijk in de biosfeer ingeplant wordt, kunnen na de actieve controleperiode intrusies niet a priori uitgesloten worden, hoewel gedurende een zekere periode na vrijgave van de site de herinnering aan de bergingsinstallatie zal bewaard blijven (doorgeven van informatie naar toekomstige generaties, vastleggen van landgebruiken). Intrusiescenario’s hebben bijgevolg een kans van optreden die geleidelijk stijgt in de tijd. Veranderde internationale aanbevelingen tussen 1994 en huidige evaluaties Tussen de evaluaties uit 1994 [46] en de huidige evaluaties van de voorontwerpen voor MONA en STOLA-Dessel heeft er met betrekking tot intrusies een evolutie in internationale aanbevelingen plaatsgevonden, waardoor onder andere de kans van optreden niet langer een factor is die expliciet moet beschouwd worden in kwantitatieve analysen. De nieuwe ICRP aanbeveling (publicatie 81 [16]) vertoont in vergelijking met de vroegere ICRP aanbeveling (publicatie 46 [74]) ondermeer volgende verschilpunten: Het berekenen van waarschijnlijkheden voor het optreden van intrusiescenario’s wordt in de nieuwe ICRP aanbeveling afgeraden omdat iedere voorspelling van de waarschijnlijkheid van toekomstige menselijke acties op een correcte wetenschappelijke basis zeer moeilijk te maken is. Niet alleen de waarschijnlijkheid van toekomstige menselijke acties, maar ook de aard of de omvang ervan zijn moeilijk in te schatten, waardoor de ICRP aanbeveelt dat de decision-maker zijn toevlucht zou nemen tot gestileerde intrusiescenario’s. Om het belang van menselijke intrusies te evalueren is de dosisbeperking voor het publiek van maximaal 0,3 mSv.jaar-1 niet van toepassing, omdat de dosisbeperking
116
NIROND
2005–01 N, April 2005
dient gebruikt te worden in een proces van optimalisatie, en bij een intrusie worden bij definitie, alle componenten van de installatie die men wil optimaliseren kortgesloten. In gevallen waarbij menselijke intrusie aanleiding zou kunnen geven tot voldoende hoge doses aan de omwonenden zodat interventies bijna altijd gerechtvaardigd zijn, moeten volgens de nieuwe ICRP aanbeveling redelijke inspanningen gedaan worden om de waarschijnlijkheid of de impact van menselijke intrusies te beperken. Voor interventies wordt een algemeen niveau van 10 mSv.jaar−1 voor de totale jaarlijkse dosis aanbevolen waaronder interventies waarschijnlijk niet gerechtvaardigd zijn, en een algemeen niveau van 100 mSv.jaar−1 voor de totale jaarlijkse dosis waarboven interventies bijna altijd gerechtvaardigd zijn. Omdat er niet langer waarschijnlijkheden van voorkomen beschouwd worden, baseert een uitspraak over de veiligheid zich niet langer op een vergelijking tussen het berekende risico en een toetsingscriterium in termen van een risicobeperking maar op een vergelijking tussen de berekende radiologische impact en een toetsingscriterium voor de dosis. Het toetsingscriterium voor de dosis hangt nauw samen met de gestileerde intrusiescenario’s en de periode waarover deze intrusiescenario’s beschouwd worden. De aanbevelingen van ICRP 81 over de criteria voor de radiologische impact, laten nog onduidelijkheid over de situaties waarbij de interventieniveaus van toepassing zijn. Bij het beschouwen van intrusiescenario’s voor oppervlakteberging heeft NIRAS een afweging gemaakt tussen oppervlakte- en diepe berging die geleid heeft tot het gebruik door NIRAS van de interventieniveaus van 10 à 100 mSv.jaar−1 als maat voor de bescherming tegen de directe blootstelling als gevolg van intrusiescenario’s bij oppervlakteberging. Bij een diepe berging van radioactief afval is de waarschijnlijkheid van voorkomen van een intrusie zonder kennis van het radioactief karakter van het afval lager dan bij oppervlakteberging (zonder dat er kan gekwantificeerd worden hoeveel lager), en is het type intrusie anders. Bij een diepe berging is een typisch voorbeeld van een intrusie een boring doorheen de bergingsinstallatie waarbij de directe blootstelling als gevolg van de boring hoogstens enkele werknemers treft. Bij een oppervlakteberging kunnen typische voorbeelden van intrusies infrastructuurwerken zijn zoals het aanleggen van een weg doorheen de installatie. In dit geval treft de directe blootstelling als gevolg van de werken tientallen werknemers. 76 Dus, bij een oppervlakteberging is zowel de waarschijnlijkheid van voorkomen als het aantal direct blootgestelde personen groter dan bij een diepe berging. Dit kan gecompenseerd worden door voor een oppervlakteberging strengere richtsnoeren voor de individuele radiologische blootstelling te gebruiken. Bij een diepe berging wordt door NIRAS de rechtstreekse blootstelling voor het beperkt aantal werknemers niet berekend en niet vergeleken met richtsnoeren, omdat door een diepe berging reeds de waarschijnlijkheid van voorkomen voldoende beperkt werd en ook het type intrusie beperkt werd tot een
NIROND
2005–01 N, April 2005
117
intrusie waarbij slechts een beperkt aantal personen direct blootgesteld kunnen worden13 [45]. De criteria van 10 à 100 mSv.jaar−1 zijn in dit geval enkel van toepassing voor de indirecte blootstellingen als gevolg van de intrusie. Voor een oppervlakteberging is de waarschijnlijkheid van een intrusie groter en is ook het aantal potentieel direct blootgestelde personen groter, waardoor een limiet voor hun radiologische blootstelling nodig is. In het geval van oppervlakteberging gebruikt NIRAS de criteria van 10 à 100 mSv.jaar−1 voor de totale opgelopen impact van de direct blootgestelde personen bij een intrusie. Voor de indirecte blootstellingen als gevolg van de intrusie, worden de dosisbeperkingen van 0,1 à 0,3 mSv.jaar−1 gebruikt door NIRAS. Deze interpretatie door NIRAS laat haar toe om in de voorontwerpfase en in afwezigheid van aanbevelingen vanwege de veiligheidsautoriteiten reeds een oordeel te vellen over de veiligheid van een oppervlaktebergingsinstallatie in het geval van intrusiescenario’s. Inderdaad, in het overleg met de veiligheidsautoriteiten werd in de huidige voorontwerpfase door de veiligheidsautoriteiten geen uitspraak gedaan over de manier om de resultaten van intrusiescenario’s te toetsen in het geval van oppervlakteberging. Wel werden drie essentiële elementen van een beoordeling van intrusiescenario’s geïdentificeerd: 1. 2. 3.
toetsingscriteria; gestileerde intrusiescenario’s waarvoor de toetsingscriteria geldig zijn; periode waarover de intrusiescenario’s moeten beschouwd worden.
De discussies met de veiligheidsautoriteiten over de toetsingscriteria betreffen ondermeer de gevallen waarin een dosisbeperking tot 0,3 mSv.jaar−1 zou moeten gebruikt worden en de gevallen waarin de interventieniveaus tussen 10 en 100 mSv.jaar−1 zouden moeten gebruikt worden. In verband met de gestileerde intrusiescenario’s werden in de discussies met de veiligheidsautoriteiten ook andere dan de huidig beschouwde intrusiescenario’s als mogelijkheid naar voor gebracht, zonder dat er echter een definitieve stellingname over de typen gestileerde scenario’s ingenomen werd. De discussie met de veiligheidsautoriteiten over de periode waarvoor intrusiescenario’s moeten beschouwd worden, betreft ondermeer het geleidelijk uitdoven van de actieve institutionele controleperiode waardoor er misschien sommige intrusies in rekening gebracht moeten worden vooraleer de actieve institutionele controleperiode beëindigd zal zijn. Al deze elementen in aanmerking nemend, werd door NIRAS beslist om in de huidige evaluaties de radiologische impact in plaats van het risico te berekenen waarbij de gestileerde intrusiescenario’s uit 1994 behouden werden en waarbij ervan uitgegaan werd dat de intrusiescenario’s pas kunnen optreden na beëindiging van de actieve institutionele controleperiode. Om rekening te houden met de onzekerheid op de duur van de actieve institutionele controleperiode, werden berekeningen gemaakt voor twee gevallen, namelijk een periode van 200 en van 300 jaar.
13
Merk op dat in het geval van een diepe berging van hoogactief afval de rechtstreekse doses oplopen tot meerdere tientallen Sievert [76], omdat ze rechtstreeks in verband staan met de concentratie van de radionucliden in het afval
118
NIROND
2005–01 N, April 2005
Resultaten en conclusies voor de intrusiescenario’s De radiologische impact voor arbeiders die door de constructie van een weg (AES7) doorheen de installatie blootgesteld worden bedraagt ongeveer 0,3 mSv, tweehonderd jaar na sluiting. Voor de constructie van een kanaal (AES7) is dit 1 mSv. Voor deze beide scenario’s daalt de impact nauwelijks indien een actieve institutionele controleperiode van driehonderd jaar aangenomen wordt, omdat de radionucliden die significant bijdragen tot de impact, 241Am en 94Nb, beide een veel langere halveringstijd dan honderd jaar hebben. De hoogste radiologische impact is de impact als gevolg van het residentiescenario (AES9), waarin de impact 2 mSv.jaar-1 bedraagt tweehonderd jaar na sluiting en 1 mSv.jaar-1 driehonderd jaar na sluiting. De impact na tweehonderd jaar wordt gedomineerd door 94Nb en 63Ni. Omdat 63Ni een halveringstijd van ongeveer honderd jaar heeft, zien we voor dit scenario nog een halvering van de impact tot 1 mSv.jaar-1 indien voor een actieve institutionele controleperiode van driehonderd jaar geopteerd zou worden. Het scenario van een siteverkenning (AES8), dat een inspectie van een boorkern inhoudt, levert de laagste dosisimpact, te weten 0,1 mSv. Deze impact daalt in functie van de lengte van de controleperiode nauwelijks of niet omdat de belangrijkste bijdrage tot de impact geleverd wordt door 241Am. De impacts voor deze intrusiescenario’s zijn vergelijkbaar met en lager dan de gemiddelde radiologische blootstelling in België die ongeveer 3,6 mSv.jaar-1 bedraagt. NIRAS concludeert dat op basis van een vergelijking tussen deze berekende impacts en de internationale aanbevelingen, de voorontwerpen van STOLA-Dessel en van MONA ook voor intrusiescenario’s voldoende garanties tot veiligheid kunnen bieden, zonder dat NIRAS hiermee wil vooruitlopen op een stellingname van de veiligheidsautoriteiten in verband met de veiligheid van de installatie ten opzichte van intrusiescenario’s. Aanbevelingen en perspectieven voor de intrusiescenario’s Een positiename van FANC over de te beschouwen scenario’s, de tijdsperioden en de richtsnoeren voor de radiologische impact, zijn nodig tijdens een projectfase opdat NIRAS de veiligheid van de bergingsinstallatie ten opzichte van intrusiescenario’s zou kunnen nagaan en aldus zou kunnen bepalen welk afval uiteindelijk in een oppervlakteberging kan opgenomen worden.
NIROND
2005–01 N, April 2005
119
:":,
$
(
Voor de chemische impact op lange termijn berekenen we zowel de fluxen uit de installatie als de concentraties in het grondwater onder en in de omgeving van de installatie. De resultaten voor deze indicatoren worden vergeleken met achtergrond- en richtwaarden. Vooreerst werden screening berekeningen uitgevoerd om te zien welke niet-radioactieve componenten de concentraties in het grondwater mogelijkerwijze kunnen verhogen tot boven de natuurlijke achtergrond. Hieruit bleek dat enkel de zes elementen boor, beryllium, cadmium, lood, antimoon en zink meer in detail dienden geëvalueerd te worden. Het beschouwde referentiescenario waarvoor de chemische impact berekend werd (NES), is slechts geldig tot tienduizend jaar na sluiting, omdat er vanaf tienduizend jaar niet meer kan gegarandeerd worden dat het beton uit de installatie nog de fysische eigenschappen van een intact beton zal hebben. Dit was trouwens de aanleiding om tijdens de tweede iteratie in de referentiescenario’s voor MONA en voor STOLA-Dessel een betondegradatie vanaf tienduizend jaar te onderstellen. De chemische impact werd echter enkel geëvalueerd met behulp van de scenario’s uit de eerste iteratie. De in dit rapport voorgestelde resultaten beperken zich bijgevolg tot tienduizend jaar na sluiting. De hoogste flux uit de installatie naar het grondwater [g.jaar-1] wordt geleverd door het element boor. Dit is vooral te wijten aan de aanwezigheid van boorzouten in het categorie A afval waarvoor binnen de huidige studies een hoge mobiliteit in het beton van de installatie ondersteld werd. De maximale flux van boor uit de installatie bedraagt ongeveer 2 100 g.jaar-1, wat vergelijkbaar is met de hoeveelheid boor die jaarlijks op één hectare gestrooid wordt om graan- en voedergewassen te bemesten (tussen 1 000 à 5 000 g) ((Ministry of Agriculture and Food, 1991) in [35]). Een tweede element waarvoor een vergelijking kan gemaakt worden met optredende fluxen door andere processen is cadmium. Voor cadmium bedraagt de maximale flux uit de installatie ongeveer 1 g.jaar-1, wat vergelijkbaar is met de cadmiumuitloging vanuit één hectare leemgrond naar het grondwater van ongeveer 6 g.jaar-1 ((Smolders et al., 1996) in [35]). De hoogste concentratie in het grondwater wordt voor het element boor verkregen, namelijk 0,1 mg.l-1 (Figuur 38). In België bedraagt de drinkwaternorm voor boor 1 mg.l-1. De achtergrondconcentraties van boor in grondwater variëren tussen 0,2 en 0,6 mg.l-1 ((RIVM, 1998) in [35]), waaruit blijkt dat de maximale berekende boorconcentratie van dezelfde grootteorde is. De maximale concentratie in het grondwater van antimoon en zink bedraagt ongeveer 0,0001 mg.l-1 na tienduizend jaar. Voor zink bedraagt de kwaliteitsnorm voor grondwater uit VLAREM 0,1 mg.l-1 wat een factor duizend hoger is dan de berekende maximale concentratie. De achtergrondconcentraties in het Neogeen bedragen tussen de 0,001 en 7,7 mg.l-1; dit is dus hoger dan de berekende maximale concentratie. Voor antimoon is de kwaliteitsnorm voor grondwater uit VLAREM 0,01 mg.l-1, wat een factor honderd hoger is dan de berekende impact.
120
NIROND
2005–01 N, April 2005
De concentraties in het grondwater van beryllium, lood en cadmium zijn nog twee grootteorden lager dan deze voor antimoon en zink en zijn bijna niet meer detecteerbaar. Voor beryllium is geen kwaliteitsnorm opgelegd voor grondwater in Vlaamse of Belgische wetgeving omdat beryllium weinig toxisch is bij inname door ingestie. Voor lood en cadmium bedragen de kwaliteitsnormen voor grondwater uit VLAREM respectievelijk 0,05 en 0,005 mg.l-1, wat aanzienlijk hoger is dan de berekende maximale concentratie tengevolge van de uitloging uit de bergingsinstallatie. De berekende concentraties in het geval van het scenario “degradatie van de installatie – zijn honderd maal hoger dan deze voor het NES. Zelfs voor dit scenario blijven de concentraties van dezelfde grootteorde als de internationaal aanbevolen maximale concentraties in drinkwater en/of lager dan de achtergrondconcentraties.
AES4”
Uit bovenstaande vergelijkingen tussen enerzijds de berekende impact en anderzijds de kwaliteitsnormen voor grondwater en de drinkwaternormen, meent NIRAS kunnen besluiten dat de chemische impact van een oppervlaktebergingsinstallatie aanvaardbaar is en dat het grondwater in de nabijheid van de installatie ook vanuit chemisch standpunt doeltreffend beschermd wordt als drinkwaterreserve. Men noteert dat de vergelijkingen die gemaakt werden met de normen en richtsnoeren niet opgelegd werden door de regelgevende overheden. Tijdens een projectfase is een positiename van FANC en AMINAL nodig over de te respecteren richtsnoeren voor de chemische impact en de periode waarover een vergelijking dient gemaakt te worden met de richtsnoeren.
Concentratie in grondwater [mg/l]
1 0,1 Boor
0,01 0,001 0,0001
Antimoon Zink
0,00001 Cadmium
0,000001
Lood Beryllium
0,0000001 1
10
100
1 000
10 000
Tijd na sluiting [jaar]
Figuur 38 – Resultaten voor de chemische impact op lange termijn in termen van berekende grondwaterconcentraties tot 10 000 jaar.
NIROND
2005–01 N, April 2005
121
:
#
$
$
( $
$
(J
Om de veiligheid op lange termijn te evalueren is naast een toetsing met veilligheidscriteria en achtergrondwaarden, het ook nuttig een numerieke illustratie te geven van het verworven inzicht in de werking van het systeem. Inzicht in de werking van het systeem wordt onder andere verkregen door gevoeligheidsanalysen (sectie 5.2.1) die nagaan hoe de installatie en haar omgeving reageren in functie van verschillende – “Wat als …?” – scenario’s en verschillende waarden voor de invoerparameters in de modellen. De passieve werking van de installatie en haar omgeving kan ook geïllustreerd worden aan de hand van performantie-indicatoren (sectie 5.2.2) die aangeven hoe bepaalde of een geheel van componenten uit de installatie en de omgeving bijdragen tot de invulling van een veiligheidsfunctie of -rol voor bepaalde radionucliden. : :"
?
$
Door middel van gevoeligheidsanalysen zien we hoe de veiligheid beïnvloed wordt door verschillende “Wat als …?” scenario’s en door variaties op bepaalde invoerparameters. Om de effecten te bestuderen van een veranderende hydrogeologie en van verschillende degradaties aan de installatie, worden voor de zeven scenario’s die behoren tot de groep van “Wat als …?” scenario’s berekeningen gemaakt naar de radiologische langetermijnimpact. Omdat deze scenario’s als doel hebben de gevoeligheid of robuustheid van een bepaalde reeks componenten te illustreren, en niet als dusdanig het respecteren van veiligheidscriteria aan te tonen, worden de resultaten in dit hoofdstuk getoond in termen van grootheden die de werking van hetzij de hydrogeologie, hetzij de installatie illustreren, namelijk respectievelijk dilutiefactoren en radionuclidenfluxen uit de installatie (resultaten in termen van dosisimpact worden in . Naast de zeven “Wat als …?” scenario’s (sectie 3.2.6) werd de gevoeligheid van de installatie en de hydrogeologie ook nog op andere manieren bestudeerd: de verschillende inplantingsplaatsen voor MONA en STOLA-Dessel leveren ons informatie over de gevoeligheid van de hydrogeologie met betrekking tot de exacte inplanting; er werden telkens dilutiefactoren berekend voor de watervoerende lagen boven en onder de kleirijke overgangslaag tussen de Zanden van Diest en Kasterlee, wat ons toelaat een idee te krijgen over de gevoeligheid van de dilutiefactoren voor de verschillende watervoerende lagen; de gevoeligheid van de dilutiefactoren voor de watervoerende lagen boven de Zanden van Diest werd getest door na te gaan wat met de dilutiefactoren zou gebeuren bij de hypothetische situatie dat de kleirijke laag tussen de Zanden van Diest en Kasterlee voldoende dik zou zijn en een voldoende lage doorlaatbaarheid zou bezitten zodat de
122
NIROND
2005–01 N, April 2005
watervoerende lagen eronder volledig afgeschermd zouden worden van mogelijke contaminatie; tussen de eerste reeks van evaluaties en de tweede reeks van evaluaties werden voor de modellen van de grondwaterbeweging en de verspreiding van radionucliden verbeterde invoergegevens verkregen door de bijkomende terreinverkenningen, wat ons toelaat een idee te krijgen over de gevoeligheid van dilutiefactoren indien de invoergegevens voor de hydrogeologie wijzigen; tijdens de tweede reeks van evaluaties werd onderzocht in welke mate de dilutiefactoren kunnen veranderen indien de bestaande zandwinningen zullen verdergaan tot 2049 zoals gepland en aldus zullen leiden tot een uitbreiding van de zandputten; voor een aantal invoerparameters met betrekking tot de migratie van de radionucliden in het beton van de installatie werden stochastische onzekerheids- en gevoeligheidsanalysen uitgevoerd; ten slotte kan uit een vergelijking tussen de fluxen die de installatie verlaten voor het referentiescenario van STOLA-Dessel en dat van MONA de invloed bestudeerd worden van het al dan niet in aanmerking nemen van de retentie in een ophoging. 5.2.1.1 Gevoeligheidsanalysen met betrekking tot de hydrogeologie De bijdrage van de hydrogeologie tot de berekende impact vertaalt zich in dilutiefactoren. De hydrogeologie zal naast de dilutiefactoren, ook de ruimtelijke uitspreiding van het gebied met een mogelijke impact vastleggen. Bij gelijke dilutiefactoren zullen verschillende ruimtelijke uitspreidingen leiden tot dezelfde berekende impact. Voor de berekening van de dilutiefactoren werden verschillende gevallen beschouwd (sectie 2.3.1, Figuur 21): de hydrogeologie die representatief is voor de huidige situatie (NES); de veranderingen indien de huidige invloed van de kanalen zou stoppen (AES1); de veranderingen bij een verlaagde infiltratie ten opzichte van de huidige situatie, met andere woorden bij een droger klimaat (AES2.1); de veranderingen bij een verhoogde infiltratie ten opzichte van de huidige situatie, met andere woorden bij een natter klimaat (AES2.2). De resultaten uit Tabel 14 leren ons dat het beschouwen van verschillende scenario’s die inwerken op de hydrogeologie de resultaten in termen van dilutiefactoren met een factor twee à vijf zullen beïnvloeden. Er zijn geen verschillen tussen de inplantingsplaatsen op het grondgebied van Dessel en van Mol op één uitzondering na, namelijk wanneer de huidige invloed van de kanalen op de grondwaterstroming zou stoppen. Er werden telkens dilutiefactoren berekend voor de watervoerende lagen boven en onder de kleirijke overgangslaag tussen de Zanden van Diest en Kasterlee, respectievelijk de ‘onderste’ en ‘bovenste aquifer’ genoemd. In de onderste aquifer treedt een grotere dilutie op dan in de bovenste aquifer, wat zich weerspiegelt in de resultaten uit Tabel 14 waar de dilutiefactoren voor de onderste aquifer ongeveer één grootteorde lager liggen dan voor de bovenste aquifer (lagere dilutiefactor levert lagere concentraties in een waterput).
NIROND
2005–01 N, April 2005
123
Tabel 14 – Dilutiefactoren voor de verschillende “Wat als …?” scenario’s die de gevoeligheid van de hydrogeologie in kaart gebracht hebben voor de zones die tijdens een eerste reeks van evaluaties beschouwd werden. Deze zones stemmen niet overeen met de uiteindelijk gekozen inplantingsplaatsen van MONA en STOLA-Dessel, welke tijdens de tweede iteratie van de evaluaties in rekening gebracht werden. Zone Mol eerste iteratie
Zone Dessel eerste iteratie
DILUTIEFACTOREN VOOR DE BOVENSTE AQUIFER Huidige situatie – NES
2,8 10 jaar.m
-5
-3
2,8 10 jaar.m
-5
-3
Geen kanalen – AES1
5,6 10 jaar.m
-5
-3
1,4 10 jaar.m
-4
-3
Droger klimaat – AES2.1
5,6 10 jaar.m
-5
-3
5,6 10 jaar.m
-5
-3
Natter klimaat – AES2.2
-5
-3
-5
2,8 10 jaar.m
-3
2,8 10 jaar.m
DILUTIEFACTOREN VOOR DE ONDERSTE AQUIFER Huidige situatie – NES
3,0 10 jaar.m
-6
-3
3,0 10 jaar.m
-6
-3
Geen kanalen – AES1
-6
3,0 10 jaar.m
-3
-6
3,0 10 jaar.m
-3
Droger klimaat – AES2.1
3,0 10 jaar.m
-6
-3
3,0 10 jaar.m
-6
-3
Natter klimaat – AES2.2
3,0 10 jaar.m
-6
-3
3,0 10 jaar.m
-6
-3
Bovendien blijkt uit de resultaten dat de dilutie in de onderste aquifer weinig onderhevig is aan veranderingen in klimaat of in de wisselwerking tussen het kanaal Bocholt-Herentals en het grondwater. De momenteel bestaande pompingen in het Neogeen omvatten zowel pompingen in de bovenste als in de onderste aquifer, waarbij de onderste aquifer meer pompingen bevat. Om een conservatieve inschatting te maken van de radiologische impact wordt er een pomping in de bovenste aquifer beschouwd bij de berekening van de radiologische impact. De scenario’s met betrekking tot klimaatsveranderingen en dempen van kanalen zullen de resultaten voor de radiologische impact niet sterk wijzigen. Door te kiezen voor een pomping in de watervoerende lagen boven de kleirijke overgangslaag tussen de Zanden van Diest en Kasterlee werd een conservatieve aanpak gevolgd voor de berekening van de radiologische impact. De dilutie in de watervoerende lagen onder de kleirijke overgangslaag tussen de Zanden van Diest en Kasterlee wordt niet beïnvloed door klimaatsveranderingen of het dempen van kanalen. Om de robuustheid van de dilutiefactoren in de bovenste aquifer te testen wordt vervolgens het hypothetische geval genomen van een kleirijke overgangslaag die voldoende dik en ondoorlaatbaar zou zijn opdat de onderste aquifer volledig afgeschermd zou worden van contaminatie in de bovenste aquifer [58]. De dilutiefactoren die aldus in de bovenste aquifer verkregen worden voor de zones voor Mol en Dessel vertonen bijna geen wijzigingen ten opzichte van de dilutiefactoren voor het NES scenario.
124
NIROND
2005–01 N, April 2005
Dit illustreert de ongevoeligheid van de dilutiefactoren ten opzichte van de parameters ‘doorlaatbaarheid’ en ‘dikte’ van de geologische lagen onder de Zanden van Kasterlee. In het hypothetische geval van een volledige afscherming van de onderste aquifer is het gebied met een mogelijke impact wel kleiner. Tijdens een tweede reeks van evaluaties werden er dilutiefactoren bepaald voor nauwkeuriger afgebakende inplantingsplaatsen voor MONA en STOLA-Dessel (sectie 2.3.1, Figuur 21). Deze dilutiefactoren werden bepaald met behulp van dezelfde modellen voor de grondwaterbeweging en de verspreiding van de radionucliden in het grondwater als bij de eerste reeks van evaluaties. Ten opzichte van de modellen uit de eerste reeks evaluaties worden echter andere invoergegevens voor de doorlaatbaarheid van de verschillende lagen en voor de niveaus van de rivieren en beken gebruikt teneinde rekening te houden met de nieuwe gegevens die verkregen werden door terreinverkenningen tussen de eerste en tweede reeks van evaluaties [56]. Omdat in de eerste reeks van evaluaties een afwezigheid van significante impact door gewijzigde scenario’s aangetoond werd, wordt in de tweede reeks evaluaties alleen een geval gesimuleerd dat representatief is voor de huidige toestand. De resultaten voor de dilutiefactoren bij de tweede reeks van evaluaties zijn weergegeven in Tabel 15. Een vergelijking met de resultaten voor de eerste iteratie (Tabel 13) kan gemaakt worden door te onderstellen dat: de zone Mol uit de eerste iteratie ongeveer overeenstemt met de zone zuiden van het kanaal Bocholt-Herentals
MONA
de zone Dessel uit de eerste iteratie ongeveer overeenstemt met de zone Dessel en de zone MONA ten noorden van het kanaal.
ten
STOLA-
Tabel 15 – Dilutiefactoren voor de inplantingsplaatsen van STOLA-Dessel en MONA voor de tweede reeks van evaluaties; bij de modellen uit de tweede reeks van evaluaties werd rekening gehouden met de nieuwe waarden voor invoerparameters uit terreinverkenningen. Dilutiefactor Zone STOLA-Dessel
6,5 10 jaar.m
-5
-3
-6
Zone MONA ten noorden van kanaal Bocholt-Herentals
6,8 10 jaar.m
-3
Zone MONA ten zuiden van kanaal Bocholt-Herentals
1,9 10 jaar.m
-5
-3
Een dergelijke vergelijking leert ons dat het gecombineerde effect van parameterveranderingen en een meer nauwkeurige afbakening van de inplantingsplaatsen resultaten oplevert die gelijkaardig of lager zijn. Een uitzondering hierop vormt de dilutiefactor voor de zone van STOLA-Dessel uit Tabel 15 die ongeveer met een factor twee gestegen is ten opzichte van de dilutiefactor voor de zone Dessel uit de eerste reeks berekeningen. Uit de vergelijking met de dilutiefactor voor de zone MONA ten noorden van het kanaal BocholtHerentals, die heel dicht bij de zone van STOLA-Dessel gelegen is en een verlaging van de dilutie met een factor vier gekend heeft tussen de eerste en de tweede reeks berekeningen, besluiten we dat de exacte inplanting een merkbare invloed kan hebben op de berekende dilutiefactoren. De verschillen zijn te verklaren door de sterke invloed van beken en
NIROND
2005–01 N, April 2005
125
rivieren op het bovenste gedeelte van de aquifer die kunnen zorgen voor een drainering of niet door beken zoals Breiloop in functie van de inplantingsplaats. Daarnaast speelt ook de exacte inplanting voor STOLA-Dessel een rol. Bij deze inplanting ligt er immers een scheidingslijn van grondwaterbeweging tussen de twee dubbele rijen van modules die zorgt voor een trage voornamelijk verticaal gerichte grondwaterbeweging, waardoor er minder dilutie optreedt en de dilutiefactor dus hoger is. Dit geeft aan dat er tijdens een eventuele projectfase nog gevoeligheidsanalysen met betrekking tot de inplanting van de installatie kunnen gebeuren. Met behulp van de modellen uit de tweede iteratie werd ook onderzocht in welke mate de dilutiefactoren kunnen veranderen indien de bestaande zandwinningen zullen verdergaan tot 2049 zoals gepland en aldus zullen leiden tot een uitbreiding van de zandputten. Simulaties van de grondwaterniveaus en -stroming hebben uitgewezen dat de verschillen in berekende grondwaterniveaus bij de maximale uitbreiding in 2049 en de huidige situatie beperkt blijven tot ten hoogste enkele tientallen centimeters in de buurt van de inplantingsplaatsen van STOLA-Dessel en MONA. Op basis daarvan werd besloten dat er geen sterke invloed op de dilutiefactoren zal zijn [56]. De invloed van de beschouwde inplantingsplaats is ongeveer een factor tien, wat weliswaar groter is dan de invloed van scenario-onzekerheid, maar toch nog relatief beperkt blijft ten opzichte van de gevoeligheid van de impact ten gevolge van degradaties aan de installatie (zie verder). De invloed van parameterveranderingen tussen de eerste iteratie en de tweede iteratie blijft beperkt en wijst op dilutiefactoren die over het algemeen lager liggen in de tweede reeks berekeningen. 5.2.1.2 Gevoeligheidsanalysen met betrekking tot de installatie De bijdrage van de installatie tot de berekende radiologische impact vertaalt zich in de fluxen die de installatie verlaten. Omdat we geïnteresseerd zijn in de invloed op de maximale radiologische impact, beperken we ons hier tot de maximale fluxen per radionuclide. Het verband tussen deze maximale fluxen en de maximale dosistempo’s per radionuclide is lineair omdat de dilutiefactoren en de biosfeerconversiefactoren lineaire functies zijn van de fluxen per radionuclide. In het kader van de sectie over de performantie-indicatoren (sectie 5.2.2) zullen we dieper ingaan op de tijdsevolutie van de fluxen en van de concentraties in de installatie. We behandelen eerst de “Wat als …?” scenario’s. Daarna worden de resultaten uit de stochastische gevoeligheidsanalysen besproken. Ten slotte worden de referentiescenario’s van MONA en STOLA-Dessel met elkaar vergeleken om het effect van de chemische retentie in de ophoging na te gaan. Om de invloed na te gaan van verschillende degradaties aan de installatie werd de migratie van de radionucliden in de installatie berekend voor verschillende gevallen:
126
NIROND
2005–01 N, April 2005
een installatie waarvan alle componenten intact14 blijven (NES); een degradatie van modules en monolieten bij het begin van de actieve institutionele controleperiode (AES3); een degradatie van afdekking en modules en een gedeeltelijke degradatie van monolieten bij het begin van de actieve institutionele controleperiode (AES4); een degradatie van zowel afdekking, modules als monolieten bij het begin van de actieve institutionele controleperiode (AES5). De resultaten uit Tabel 16 leren ons dat het verschil in impact voor een intacte (NES) en een volledig gedegradeerde installatie (AES5) ongeveer drie grootteorden bedraagt voor de radionucliden die zelfs bij een intacte installatie uiteindelijk uit de installatie migreren, met name 36Cl, 59Ni, 94Nb, 99Tc en 129I. Voor radionucliden die bij een intacte installatie quasi niet uit de installatie migreren, loopt dit verschil op tot minimaal zes grootteorden. De installatie en de degradatie van de componenten uit de installatie vormen met andere woorden de belangrijkste factor die de radiologische impact beïnvloedt.
Tabel 16 – Maximale fluxen uit de installatie voor de verschillende radionucliden bij de verschillende scenario’s NES, AES3, AES4, AES5 die de gevoeligheid testen van verschillende degradaties in de installatie. -1
Maximale flux uit de installatie [Bq.jaar ] Radionuclide
AES3
AES4
AES5
monolieten degraderen
afdekking en modules degraderen, monolieten deels
afdekking, module en monoliet degraderen
3
H
<1
1,3 10
14
C
<1
<1
36
Cl
8,0 10
4
1,7 10
5
4,8 10
59
Ni
4,8 10
6
2,9 10
7
1,9 10
63
Ni
<1
Sr
<1
90 94
Nb
99
Tc
129 137
14
NES intact
I
Cs
5,6 10 1,2 10
6
7,2 10
2
5,6 10
3
2,5 10
11 6
5
1,7 10
7
8
1,2 10
10
7,2 10
<1 5
2,3 10
3,9 10
<1
<1
1,0 10
2,9 10 <1
<1 5
<1
3
2,3 10
7
10
4,4 10
6
2,7 10
8
3
5,2 10
4
3,6 10
6
3
6,8 10
3
2,5 10
5
<1
<1
3,6 10
11
Tijdens de eerste iteratie werd bij de eerste reeks scenario’s ondersteld dat het NES kon gelijkgesteld worden aan een installatie waarvan alle componenten intact blijven (sectie 3.2.5.2). Hoewel dit het vertrekpunt kan zijn op het ogenblik dat de installatie afgesloten wordt, treedt er op lange termijn degradatie van de verschillende componenten van de installatie op en wordt deze onderstelling minder verdedigbaar. Daarom werd tijdens de tweede iteratie voor de referentiescenario’s wél ondersteld dat er degradatie aan de installatie optreedt (sectie 3.2.5.3).
NIROND
2005–01 N, April 2005
127
De degradatie van de monolieten bij een intacte afdekking (AES3) leveren maximale fluxen uit de installatie die ongeveer één grootteorde hoger liggen dan bij een intacte installatie. Bovendien komt in tegenstelling tot de intacte installatie door de degradatie van de modules en de monolieten het kortlevende (halveringstijd 12,3 jaar) en niet-vertraagde 3H geleidelijk vrij uit de installatie. Indien bovendien de modules en afdekking degraderen, maar de monolieten degraderen slechts gedeeltelijk – dit wil zeggen dat K van de modules groter dan 8,6 10-9 m.s-1 is, voor een intacte waarde van 2,7 10-10 m.s-1 terwijl K van de monolieten 2,7 10-10 m.s-1 is, voor een intacte waarde van 2,7 10-12 m.s-1 – dan stijgen de maximale fluxen twee grootteorden ten opzichte van een intacte installatie. Het verschil tussen deels en volledig gedegradeerde monolieten (verschil tussen AES4 en AES5 – volledig gedegradeerde monolieten hebben een K die groter is dan 8,6 10-9 m.s-1) is enerzijds een verhoging van de maximale fluxen met een factor tien, maar anderzijds ook het gedeeltelijke vrijkomen uit de installatie van bepaalde radionucliden zoals 14C, 137Cs, 63Ni en 90Sr. Deze laatste radionucliden kwamen bij AES4 niet uit de installatie vrij. Ze werden immers door diffusie en retentie voldoende lang in de installatie vastgehouden om door radioactief verval volledig binnenin de installatie te vervallen. Merk in dit kader op dat we hier een degradatie onderstellen die onmiddellijk na het plaatsen van de afdekking optreedt. Een actieve controleperiode van 200 tot 300 jaar zal toelaten dat dergelijke scenario’s pas kunnen beginnen optreden na de actieve controleperiode, dit wil zeggen nadat 3H, 137Cs en 90Sr reeds sterk vervallen zijn.
9 $
G &
7 G
G
Voor de actiniden werden niet voor alle scenario’s uit Tabel 16 de maximale fluxen berekend. Dit verklaart waarom geen resultaten voor actiniden opgenomen werden in Tabel 16. De actiniden bereiken immers de maximale concentratie in het grondwater na enkele honderdduizenden jaren voor AES5 tot perioden na één miljoen jaar voor de andere scenario’s.
De poriënwater7 diffusiecoëfficiënt is de diffusiecoëfficiënt van chemische stoffen
De fysische degradatie van de componenten uit de installatie heeft dus een sterke invloed op de resultaten voor de radiologische impact. Dit onderstreept het belang van een goed ontworpen bergingsinstallatie met robuuste barrières om het afval in onder te brengen.
in het poriën-water van een poreus medium, waarbij rekening gehouden wordt met de geometrie van het poreus medium (tortuositeit, vernauwingen) die de diffusie bemoeilijkt of vertraagt in vergelijking
Naast de effecten van verschillende degradaties die in verschillende scenario’s bestudeerd werden door middel van de verandering van de doorlaatbaarheden van de betonnen componenten in de installatie, werden voor de twee scenario’s NES en AES4 stochastische onzekerheids- en gevoeligheidsanalysen gemaakt om de effecten van variaties en onzekerheden op een aantal andere invoerparameters te bestuderen. Deze stochastische analysen leveren niet alleen informatie over de effecten van de onzekerheden, zoals in Hoofdstuk 6 beschreven, maar door middel van de zogenaamde partial rank correlation coefficient (PRCC) geven de stochastische analysen ook aan welke parameters de grootste invloed hebben op de totale radiologische impact.
met de diffusie in eenzelfde volume zuiver water dat zich niet in een poreus medium bevindt.
Op basis van de resultaten voor de deterministische berekeningen, die voor de verschillende parameters een veelal conservatieve best-estimate schatting op basis van expert-judgement gebruiken [39], wordt een selectie gemaakt van de radionucliden die voor beide scenario’s NES en AES4 aanleiding geven tot een maximale radionuclidenflux uit
128
NIROND
2005–01 N, April 2005
de installatie die groter of gelijk is aan één Bq per jaar. Uit de resultaten van Tabel 16 zien we dat het om 3H, 36Cl, 59Ni, 94Nb, 99Tc en 129I gaat. Voor deze zes radionucliden worden zowel de invloed van hun verdelingscoëfficiënt Kd als van hun poriënwater7 diffusiecoëfficiënt Dp bestudeerd, naast de invloed van de dichtheid van het beton, de dispersiviteit in het beton, de totale porositeit in het beton en de effectieve porositeit in het beton. Wanneer de PRCC voor een bepaalde invoerparameter beduidend afwijkt van nul is er een verband tussen de totale flux voor het radionuclide in kwestie en de invoerparameter. Op deze wijze worden voor beide scenario’s de invoerparameters bepaald die de totale flux van het radionuclide in kwestie het meest zullen beïnvloeden (Tabel 17). We bemerken in de resultaten uit Tabel 17 dat beide scenario’s NES en AES4 een gelijkaardig beeld opleveren over de parameters die de flux van het radionuclide uit de installatie sterk beïnvloeden. Vooral de radionuclide-afhankelijke parameters, met name de verdelingscoëfficiënt en de poriënwaterdiffusiecoëfficiënt, blijken een sterke invloed uit te oefenen op de totale flux van de radionucliden, veel meer dan de betonparameters die onafhankelijk zijn van het radionuclide, zoals de dichtheid van het beton, de dispersiviteit van het beton en de totale en effectieve porositeit van het beton.
De dispersiviteit is een maat voor de mechanische dispersie die optreedt in een
Tabel 17 – Invoerparameters waarvoor de stochastische analysen aangetoond hebben dat ze de totale flux van het radionuclide in kwestie sterk beïnvloeden, dit wil zeggen een partial rank correlation coefficient PRCC beduidend verschillend van nul. Indien de PRCC beduidend verschillend is van nul voor het NES, wordt dit aangeduid met ‘NES’, voor het AES4 scenario met ‘AES4’; indien de PRCC niet beduidend verschillend is van nul wordt dit aangeduid met —.
Onafhankelijk van radionuclide
Afhankelijk van radionuclide
Invoerparameters Verdelingscoëfficiënt Kd
3
H
—
36
Cl
NES, AES4
59
Ni
NES, AES4
94
Nb
NES, AES4
99
Tc
NES, AES4
129
I
NES, AES4
poreus medium. De mechanische dispersie is een uitsmering van een chemische stof in het water van het poreus medium ten gevolge van de waterbeweging in het poreus medium. De
Poriënwaterdiffusiecoëfficiënt Dp
NES
—
NES, AES4
—
NES, AES4
—
uitsmering is ten eerste een gevolg van de wrijving tussen de mo-
Dichtheid van het beton
—
—
—
—
—
—
Dispersiviteit beton
—
—
—
—
—
—
NES, AES4
—
—
—
—
—
AES4
—
—
—
—
—
Totale porositeit beton Effectieve porositeit beton
leculen en de poriënwand die zorgt voor een grotere snelheid in het midden van een porie, ten tweede van het feit dat in een poreus medium stroomwegen van verschil-
Ten slotte verkrijgen we door de vergelijking tussen de fluxen uit de installatie voor MONA en voor STOLA-Dessel een idee over het effect op de maximale fluxen door het al dan niet beschouwen van chemische eigenschappen aan de ophoging. Inderdaad, in het voorontwerp van MONA wordt er onder de modulevloer een zandlaag ondersteld zonder chemische retentie-eigenschappen terwijl in het referentiescenario voor STOLA-Dessel voorzien wordt dat de opvulling van de toegankelijke inspectieruimte met beton zal gebeuren waarvan de chemische retentie-eigenschappen in rekening gebracht worden.
NIROND
2005–01 N, April 2005
129
lende lengte kunnen gevolgd worden tussen twee punten, en ten derde van het feit dat moleculen in grote poriën sneller stromen dan in kleine poriën
9
De porositeit is het volume van de poriën
Op basis van gelijkaardige fluxen uit de installatie voor de referentiescenario’s voor MONA en STOLA-Dessel kan men besluiten dat de invloed van de sorptie-eigenschappen van de ophoging zeer beperkt is. Dit kan verklaard worden door de grote hoeveelheid beton aanwezig in de monolieten en modules, die zorgt voor een dominerend effect in vergelijking met de ophoging.
gedeeld door het totale volume van het
: :
9
7
$
poreus medium. Niet alle poriën zullen beschikbaar zijn voor migratie van deeltjes in water omdat niet altijd alle poriën met water gevuld zijn en omdat niet alle met water gevulde poriën een continue stroomweg voor de deeltjes vormen. De effectieve
Performantie-indicatoren verschaffen ons inzicht in de werking en de performantie van de installatie en de bijdrage van haar omgeving. We beperken ons in het huidige rapport tot een illustratie van de werking van de installatie voor enkele individuele radionucliden. Voor deze radionucliden illustreren we eerst de effecten van vertraging in combinatie met radioactief verval. Hierdoor zullen sommige radionucliden zodanig vertraagd worden in hun migratie binnen de installatie dat ze quasi volledig verdwijnen door radioactief verval zonder uit de installatie vrij te komen. Daarna illustreren we de effecten van een spreiding in de tijd van de radionucliden die uit de installatie vrijkomen. Het betreft hier langlevende radionucliden die niet voldoende kunnen vertraagd worden in de installatie opdat hun radioactieve verval binnen de installatie kan zorgen voor een sterk verminderd totaal vrijkomen van deze radionucliden.
porositeit is het volume van de poriën die beschikbaar zijn voor de migratie van deeltjes in water gedeeld door het totale volume van de grond.
De vertraging van de migratie van bepaalde radionucliden door een beperking van de waterbeweging binnen de installatie en door de chemische interactie met het beton zorgt in combinatie met radioactief verval ervoor dat sommige radionucliden binnenin de installatie zullen vervallen zonder dat een significante hoeveelheid van radionucliden uit de installatie kan migreren. Aldus kan een insluitingsfactor van de installatie gedefinieerd worden als het percentage van initieel aanwezige radionucliden dat binnenin de installatie vervalt. Relatief kortlevende nucliden zoals 137Cs (halveringstijd 30 jaar) hoeven bijvoorbeeld geen heel sterke chemische interactie met beton te vertonen om toch volledig te vervallen binnenin de installatie. Zo stemt de vermindering van de 137Cs concentratie in de opvulmortel van de monolieten overeen met het radioactieve verval van 137Cs, waardoor er heel weinig 137Cs uit de installatie komt voor de scenario’s NES, AES3 en AES4 (Figuur 39). Dit bevestigt de resultaten uit Tabel 16 dat de maximale flux uit de installatie voor deze scenario’s lager is dan 1 Bq per jaar. Aldus zal de insluitingsfactor voor 137Cs voor de scenario’s NES, AES3 en AES4 de waarde van 100% benaderen. Voor het scenario AES5 daarentegen zal er wel 137Cs vrijgezet worden (Tabel 16) en zal de insluitingsfactor lager dan 100% zijn. De radionucliden 3H en 90Sr vertonen een gelijkaardig gedrag als 137Cs, dit wil zeggen dat ze kortlevend zijn en geen hoge retentie in beton bezitten. Omdat ze kortlevend zijn, wordt hun insluiting in de installatie verzekerd door het beperken van de waterbeweging in de installatie. De radionucliden 63Ni, 14C en 99Tc die een langere halveringstijd bezitten, hebben een hoge tot zeer hoge retentie in beton en worden op deze manier voldoende vertraagd in hun migratie om een hoge insluitingsfactor te garanderen.
130
NIROND
2005–01 N, April 2005
Concentratie 137Cs in opvulmortel [Bq/m3]
100 000 000 1 000 000
NES, AES3, AES4
+ radioactief verval van initiële concentratie
10 000 100 1 0
200
400
600
Tijd na sluiting [jaar]
Figuur 39 – Evolutie van de concentratie aan
137
Cs in de opvulmortel van de monoliet voor de
scenario’s NES, AES3 en AES4. De vermindering van de het radioactieve verval van
107 AES5
10
108 AES4
7
10
AES3
6
10
NES
5
10
10
6
10
5
10
4
59
59
Cs concentratie stemt overeen met
Cs.
10 9
Flux van Ni uit één module [Bq/jaar]
137
137
Concentratie Ni in opvulmortel [Bq/m3]
10
800 1000
104 3
10
2
10
1
10
1 000
10 000
100 000 1 000 000
Tijd na sluiting [jaar]
Figuur 40 – Evolutie van de concentratie aan AES3, AES4
AES5
AES4
103 10
100 100
radioactief verval, NES
AES3
2
0
400 000
800 000 1 000 000
Tijd na sluiting [jaar] 59
Ni in de opvulmortel voor de scenario’s NES,
en AES5 (rechts). Evolutie van de flux uit één module van 59Ni voor de scenario’s
NES, AES3, AES4
en AES5 (links).
In tegenstelling tot het relatief kortlevende 63Ni dat een halveringstijd van 100 jaar heeft, bezit 59Ni een grotere halveringstijd van 75 000 jaar waardoor het slechts gedeeltelijk in de installatie vervalt vooraleer weg te migreren. In Figuur 40 bemerken we dat indien alle componenten uit de installatie intact zouden blijven (NES), het 59Ni voldoende vertraagd wordt in zijn migratie zodat het binnenin de installatie nog sterk kan vervallen: we zien weliswaar dat een flux tot maximaal 105 Bq per jaar een module kan verlaten, maar dit is slechts een minieme fractie van de initieel aanwezige activiteit van 1,7 1012 Bq per module. Het beperkte vrijkomen wordt weerspiegeld in de trage afname van de concentratie in de opvulmortel van de monolieten; de afname loopt immers volledig gelijk met het radioactieve verval. Voor de achtereenvolgende sterkere degradaties bij AES3, AES4 en AES5 zien we dat de concentratie in de opvulmortel sneller en sneller begint te dalen, wat wil zeggen dat
NIROND
2005–01 N, April 2005
131
het 59Ni uit de caisson doorheen de monoliet beweegt om aldus tot alsmaar hogere radionuclidenfluxen uit de module te leiden. Het gedrag van 94Nb is analoog aan dat van 59 Ni. Een tweede mechanisme in de passieve werking van een bergingsinstallatie is de spreiding in de tijd voor de radionucliden die niet voldoende kunnen vertraagd worden in de installatie opdat het radioactieve verval binnen de installatie significant zou kunnen bijdragen tot een vermindering van de fluxen uit de installatie. Voor 59Ni zien we in Figuur 40niet alleen het effect van een vertraging in de tijd, maar wordt bij de evolutie van de flux van 59Ni voor de verschillende scenario’s duidelijk dat tegelijk met een vertraging van de migratie uit de installatie, ook de spreiding in de tijd van de flux groter wordt (de fluxen zijn voorgesteld op een dubbel logaritmische schaal terwijl de concentratie op een enkel logaritmische schaal voorgesteld wordt). Inderdaad, bij de scenario’s NES, AES3 en AES4 zien we dat de fluxen uit de installatie vrijgezet worden over enkele honderdduizenden tot miljoenen jaren, terwijl bij de verregaande degradatie voor AES5 de flux niet alleen relatief snel, dit wil zeggen na enkele honderden jaren, uit de installatie begint te komen maar ook minder lang uit de installatie komt, namelijk ongeveer tienduizend jaar. Doordat de flux in AES5 met minder spreiding in de tijd uit de installatie komt, zal de maximale flux ook recht evenredig met de verminderde spreiding in de tijd stijgen bij afwezigheid van radioactief verval. Daar waar voor 59Ni de vertraging in combinatie met radioactief verval nog zorgde voor significant radioactief verval voor de scenario’s NES, AES3 en AES4, is dit niet het geval voor de radionucliden 36Cl en 129I. Inderdaad, 36Cl bezit een halveringstijd van 301 000 jaar en wordt wegens zijn lage retentie in beton heel weinig vertraagd door sorptie in zijn migratie doorheen de bergingsinstallatie. Het 129I bezit weliswaar een hogere sorptie in beton dan 36 Cl, maar deze is niet voldoende om 129I voldoende lang in de installatie vast te houden om radioactief verval een rol te laten spelen omdat de halveringstijd van 129I ongeveer 16 miljoen jaar bedraagt. Voor deze beide radionucliden kan er louter gerekend worden op een spreiding in de tijd van de flux die de installatie verlaat, om aldus de maximale individuele 15 radiologische impact te verminderen. Door de spreiding in de tijd daalt de maximale flux die de installatie verlaat (Figuur 41). Bij een intacte installatie zal er meer spreiding in de tijd optreden van de flux die de installatie verlaat dan bij een gedegradeerde installatie omdat bij een intacte installatie diffusie domineert over advectie. De hogere waterbeweging doorheen een gedegradeerde installatie zorgt voor een sneller en minder gespreid vrijkomen van radionucliden uit de installatie. We besluiten dat zelfs voor radionucliden die een zeer lange halveringstijd bezitten of nauwelijks door beton vertraagd worden, de installatie een belangrijke rol speelt bij de vermindering van de individuele radiologische impact op lange termijn door de beperking van waterinfiltratie en het verzekeren dat de migratie door diffusie die door advectie domineert.
15
In dit geval blijft de totale of gecumuleerde radiologische impact echter gelijk omdat ze in rechtstreeks verband staat met de totale hoeveelheid radionucliden die de installatie verlaat voor alle scenario’s.
132
NIROND
2005–01 N, April 2005
Flux van 129I uit één module [Bq/jaar]
105 AES5
10
4
103
AES4 AES3
102
NES
101 10
0
100
1 000 10 000 100 000 1 000 000 Tijd na sluiting [jaar]
Figuur 41 –Evolutie van de flux uit één module van AES5.
129
I voor de scenario’s NES, AES3, AES4 en
Deze fluxprofielen illustreren de spreiding in de tijd van de flux die de installatie verlaat.
NIROND
2005–01 N, April 2005
133
134
NIROND
2005–01 N, April 2005
3
$
$
4
$
De systematische behandeling van de onzekerheden geeft een antwoord op vragen als: Kunnen de resterende onzekerheden de veiligheid in gevaar brengen? Welke onzekerheden werden verminderd tijdens deze fase van het programma? Welke onzekerheden zouden in de toekomst kunnen verminderd worden? Welke onzekerheden hoeven en/of kunnen niet verder verminderd te worden? De vraag of resterende onzekerheden de veiligheid in gevaar kunnen brengen sluit nauw aan bij en vervolledigt de analyse van de resultaten uit vorig hoofdstuk. Bij het beantwoorden van de vraag of resterende onzekerheden de veiligheid in gevaar kunnen brengen, wordt in sommige gevallen een vergelijking gemaakt tussen berekende dosistempo’s en dosisbeperkingen waarbij er berekende dosistempo’s gegeven worden die niet in vorig hoofdstuk behandeld werden. Het betreft hier ten eerste “Wat als ...?” scenario’s, waarvoor de resultaten in vorig hoofdstuk zich beperkten tot de radionuclidenfluxen uit de installatie of de dilutiefactoren omdat deze scenario’s niet berusten op een wetenschappelijk geloofwaardige evolutie van het systeem maar eerder een illustratie van de robuustheid van de installatie en de gevoeligheid van de hydrogeologie zijn. Daarom werden deze scenario’s niet op gelijke voet met de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie en met de intrusiescenario’s behandeld in het vorige hoofdstuk. Ten tweede betreft het hier de effecten van parameteronzekerheden voor sommige “Wat als ...?” scenario’s. De systematische behandeling van onzekerheden is niet alleen een element dat bijdraagt in de beoordeling van de bij de evaluaties verkregen resultaten; het vormt ook een werkinstrument om de verschillende iteraties binnen het bergingsprogramma op een systematische manier te organiseren en meer specifiek de belangrijkste aanbevelingen en prioriteiten voor een eventuele projectfase af te bakenen. De perspectieven voor toekomstige studies tijdens een eventuele projectfase zijn een antwoord op de vraag welke onzekerheden in de toekomst zouden kunnen verminderd worden. Wegens het belang van dergelijke behandeling van onzekerheden en omdat het resultaat van deze behandeling ons de perspectieven voor een eventuele projectfase oplevert, werd een apart hoofdstuk aan de behandeling van de onzekerheden gewijd, hoewel sommige punten de analyse van de resultaten uit vorig hoofdstuk vervolledigen. Bij de behandeling van de onzekerheden is het belangrijk een onderscheid te maken tussen verschillende soorten onzekerheden, omdat ze op de verschillende manieren in de veiligheidsevaluaties kunnen opgenomen worden. Algemeen worden in het kader van de veiligheidsevaluaties de onzekerheden ofwel behandeld door verschillende scenario’s te beschouwen, door verschillende modellen te bouwen of door invoerparameters te variëren.
NIROND
2005–01 N, April 2005
135
Scenario’s brengen de onzekerheden in kaart met betrekking tot de evolutie(s) van de bergingsinstallatie en haar omgeving. Deze onzekerheden kunnen verband houden met de op lange termijn onvermijdelijke onzekerheden met betrekking tot menselijk gedrag en evoluties extern aan de bergingsinstallatie zoals klimaatsevoluties. Ze kunnen daarnaast ook onzekerheden betreffende bepaalde processen en mechanismen in aanmerking nemen. Een voorbeeld hiervan zijn de processen en mechanismen die bijdragen tot de degradatie van de installatie. De modelonzekerheden worden behandeld door verschillende modellen te bouwen waarvoor evaluaties van een bepaald scenario kunnen uitgevoerd worden. We onderscheiden modelonzekerheden op niveau van conceptuele modellen en op niveau van de mathematische- en de computermodellen. Door middel van een ander conceptueel model kunnen andere processen in rekening gebracht worden, of kunnen dezelfde processen op een andere manier conceptueel behandeld worden. De onzekerheden in de mathematische- en de computermodellen zijn meestal onzekerheden met betrekking tot correcte en accurate numerieke oplossingen van het gestelde probleem. De onzekerheden over de waarde van invoerparameters worden binnen veiligheidsevaluaties typisch behandeld door verschillende berekeningen met eenzelfde computermodel te maken waarbij één of meerdere invoerparameters al dan niet tegelijk gevarieerd worden. Bronnen van onzekerheid op parameters zijn onder te verdelen in: inherente onzekerheden bij bepaling van parameters zoals onzekerheden door het gebruik van een bepaalde methode voor het meten van een bepaalde parameter; onzekerheden te wijten aan de interpolatie of extrapolatie in ruimte en tijd van parameters zoals:
136
o
het extrapoleren van metingen op monsters naar de schaal van de installatie;
o
het extrapoleren in de tijd van initiële waarden voor de hydraulische doorlaatbaarheid van beton in het geval van fysische degradatie van beton op lange termijn;
o
het interpoleren en extrapoleren van spatiale en temporele heterogeniteiten van porositeiten, doorlaatbaarheden en processen waarbij radionucliden uit het afval vrijkomen.
NIROND
2005–01 N, April 2005
3:"
7
3:":"
4
F
$ 7
4
$
$
$
J Tijdens de huidige voorontwerpfase werd er voor verschillende scenario-onzekerheden nagegaan of de veiligheid in gevaar gebracht wordt. Het betreft ondermeer het al dan niet opvullen de toegankelijke inspectieruimte (sectie 6.1.1.1), het optreden van menselijke intrusies (sectie 6.1.1.2), het dempen van het kanaal Bocholt-Herentals (sectie 6.1.1.3), klimaatsveranderingen (sectie 6.1.1.4) en vroegtijdige degradaties aan de installatie (sectie 6.1.1.5). 6.1.1.1 Niet-opvullen van de toegankelijke inspectieruimte Voor het voorontwerp van STOLA-Dessel wordt de onzekerheid betreffende de toekomstige menselijke actie van het al dan niet opvullen van de toegankelijke inspectieruimte in rekening gebracht door twee scenario’s te beschouwen: 1.
het referentiescenario inspectieruimte
voor
2.
het scenario AES6 waarin uitgegaan wordt van een niet-opgevulde en een degraderende toegankelijke inspectieruimte.
STOLA-Dessel
met
een
opgevulde
toegankelijke
Bij dit laatste scenario is het berekende maximale dosistempo ongeveer een factor tweehonderd hoger dan bij het referentiescenario voor STOLA-Dessel, dit wil zeggen 0,1 mSv.jaar-1. Er werden in dit laatste scenario echter heel penaliserende onderstellingen gemaakt. Op basis van deze bevinding besluiten we dat het al dan niet opvullen van de toegankelijke inspectieruimte de radiologische impact weliswaar verhoogt, maar niet in die mate dat de veiligheid in het gedrang gebracht wordt. 6.1.1.2 Menselijke intrusies Een verdere bron van onzekerheid met betrekking tot niet voorzienbare menselijke acties betreft de mogelijkheid van menselijke intrusies tot bij het afval zonder enige kennis over de radioactieve inhoud van het afval. Bij een intrusie tot bij het afval worden alle barrières kortgesloten die rondom de radioactieve inhoud van het afval aangebracht werden. Hierdoor wijken deze scenario’s af van de scenario’s waarin de performantie en de evolutie in performantie nagegaan wordt van de verschillende componenten uit de installatie en de omgeving. Door het evalueren van scenario’s voor menselijke intrusie, behandelen we de onzekerheid met betrekking tot het menselijke acties en het verlies van het collectieve geheugen betreffende de berging van het radioactief afval.
NIROND
2005–01 N, April 2005
137
Wegens het ontbreken van specifieke richtlijnen op Belgisch vlak voor de behandeling van intrusiescenario’s (sectie 5.1.2.2), kan NIRAS op dit ogenblik enkel op basis van internationale aanbevelingen stellen dat intrusiescenario’s de veiligheid niet in het gedrang brengen. Het strekt tot aanbeveling dat FANC de te beschouwen scenario’s, de tijdsperioden en de richtsnoeren voor intrusiescenario’s vastlegt, opdat NIRAS tijdens een eventuele projectfase de impact van intrusiescenario’s preciezer zou kunnen nagaan en aldus zou kunnen bepalen welk afval uiteindelijk in een oppervlakteberging kan opgenomen worden. 6.1.1.3 Dempen van kanaal Bocholt-Herentals Bij de “Wat als …?” scenario’s wordt er vooreerst nagegaan wat de effecten zijn van een menselijk ingrijpen in de grondwaterhuishouding door bijvoorbeeld het kanaal BocholtHerentals te dempen (scenario AES1). Uit Tabel 14 in Hoofdstuk 5 zien we dat enkel de dilutiefactoren voor de bovenste aquifer wijzigen door deze veranderende randvoorwaarde. Door het dempen van het kanaal Bocholt-Herentals verhoogt de radiologische impact met een factor twee tot vijf omdat de dilutiefactoren uit Tabel 14 voor de bovenste aquifer met deze factoren stijgen ten opzichte van de huidige situatie. De radiologische impact werd hierbij op conservatieve wijze berekend aan de hand van een waterpomping in de bovenste aquifer. We concluderen, uitgaande van de maximale dosistempo’s die zich voor de referentiescenario’s twee tot drie grootteorden onder de dosisbeperkingen bevonden, dat het dempen van het kanaal Bocholt-Herentals de globale veiligheid niet in gevaar brengt. 6.1.1.4 Klimaatsveranderingen Een tweede onzekerheid met betrekking tot de hydrogeologie houdt verband met klimaatsveranderingen (die al dan niet veroorzaakt kunnen worden door menselijke handelingen). De door klimaatsveranderingen veroorzaakte hogere of lagere nettoinfiltratie geven aanleiding tot een radiologische impact die ofwel gelijk zal blijven in vergelijking met de huidige situatie in het geval van een natter klimaat ofwel een factor twee zal stijgen in het geval van een droger klimaat. We besluiten, op basis van de maximale dosistempo’s die zich voor de referentiescenario’s twee tot drie grootteorden onder de dosisbeperkingen bevinden, dat klimaatsveranderingen de globale veiligheid niet in het gevaar brengen. 6.1.1.5 Vroegtijdige degradaties aan installatie Met behulp van de scenario’s om de gevoeligheid van bepaalde componenten te testen werd ook nagegaan wat de effecten zijn van onzekerheden in verband met de vroegtijdige degradaties van de installatie. De degradatie van de installatie heeft eerst betrekking op de afdekking. Deze zal in functie van de tijd geleidelijk haar functie verliezen door een combinatie van:
138
NIROND
2005–01 N, April 2005
processen zoals erosie en materiaaldegradatie gebeurtenissen zoals aardbevingen, intrusie van boomwortels of graafdieren. De geleidelijke degradatie van de afdekking zal zich vertalen in hydraulische en geometrische karakteristieken die veranderen in functie van de tijd. Vervolgens heeft de degradatie van de installatie ook betrekking op de modules en de monolieten, die in de loop van de tijd een geleidelijke fysische en chemische degradatie zullen ondergaan. Dit wil zeggen dat de eigenschappen van de modules en monolieten, die zorgen voor het vertraagd en in de tijd gespreid vrijkomen van radionuclidenfluxen, geleidelijk zullen veranderen. De onzekerheden in verband met degradatie van de modules en de monolieten houden verband met de aard, de omvang en de tijdsevolutie van fysische en chemische degradatiemechanismen die zullen optreden in beton. De invloed van de degradaties aan de installatie werden nagegaan door verschillende gevallen te beschouwen: een installatie waarvan alle componenten intact blijven (NES)16; een degradatie van de monolieten bij het begin van de actieve institutionele controleperiode (AES3); een degradatie van afdekking en modules en een gedeeltelijke degradatie van de monolieten bij het begin van de actieve institutionele controleperiode (AES4); een degradatie van zowel afdekking, modules als monolieten bij het begin van de actieve institutionele controleperiode (AES5). Deze scenario’s geven ons informatie over de effecten van de onzekerheden met betrekking tot de degradaties aan de installatie. De scenario’s binnen de groep ‘scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie’ (sectie 5.1.2.1) bevatten een degradatie van de installatie tussen deze extreme gevallen in, omdat er een sterk vereenvoudigde trapsgewijze voorstelling van een in de tijd graduele degradatie gemaakt wordt. Bij het beschouwen van de gevallen AES3, AES4 en AES5 wordt een degradatie onmiddellijk na het plaatsen van de afdekking ondersteld. De aan de installatie onderstelde degradaties geven aanleiding tot een sterk verhoogde impact ten opzichte van een intacte installatie (Tabel 18). Bij een na het plaatsen van de afdekking ogenblikkelijke en algemene degradatie van zowel afdekking, modules als monolieten (AES5) kan het maximale dosistempo oplopen tot boven de dosisbeperkingen tussen 0,1 en 0,3 mSv.jaar-1 omdat de kortlevende nucliden zoals 137Cs en 90Sr in dit geval
16
Tijdens de eerste iteratie werd ondersteld dat het NES kon gelijkgesteld worden aan een installatie waarvan alle componenten intact blijven (sectie 3.2.5.2). Hoewel dit het vertrekpunt kan zijn op het ogenblik dat de installatie afgesloten wordt, treedt er op lange termijn degradatie van de verschillende componenten van de installatie op en wordt deze onderstelling minder verdedigbaar. Daarom werd tijdens de tweede iteratie voor de referentiescenario’s ondersteld dat er op termijn degradatie aan de installatie optreedt (sectie 3.2.5.3).
NIROND
2005–01 N, April 2005
139
niet meer voldoende lang door de installatie vastgehouden worden om te kunnen vervallen in de installatie. Dit scenario van een ogenblikkelijk na het plaatsen van de afdekking algemene en verregaande degradatie van alle componenten van de installatie zou impliceren dat de installatie niet voldoet aan haar ontwerpkarakteristieken. Op zeer lange termijn kan het optreden van een dergelijk scenario niet volledig uitgesloten worden, maar dergelijke volledige degradatie reeds onderstellen onmiddellijk na het plaatsen van de afdekking is zeer pessimistisch. Tijdens de controleperiode zal men een dergelijke degradatie detecteren en ingrijpen. Na een actieve institutionele controleperiode van 200 à 300 jaar zullen voornoemde nucliden (137Cs en 90Sr) echter al in heel belangrijke mate vervallen zijn en geen aanleiding meer geven tot dosisimpacts boven de dosisbeperkingen. Op basis van deze argumenten besluiten we dat de scenario’s met betrekking tot de degradatie van de installatie de globale veiligheid niet in gevaar brengen onder voorwaarde dat men erop toeziet dat de installatie correct gebouwd wordt volgens haar ontwerpkarakteristieken en dat massale degradaties aan de installatie tijdens de actieve institutionele controleperiode van 200 à 300 jaar opgemerkt en op een passende manier hersteld worden.
Tabel 18 – Maximale dosistempo’s voor de verschillende scenario’s NES, AES3, AES4 EN AES5 die de gevoeligheid testen van de installatie. -1
Maximaal dosistempo [mSv.jaar ] Radionuclide
NES
AES3
AES4
AES5
intact
monolieten degraderen onmiddellijk na sluiting
afdekking en modules degraderen, monolieten deels onmiddellijk na sluiting
afdekking, module en monoliet degraderen onmiddellijk na sluiting
3
H
— (*)
14
C
—
36
Cl
59 63 90 94
5,1 10
Ni
4,6 10
-6
Ni
—
Sr
—
Tc
129 137
I
Cs
1,1 10 2,7 10
-5
5,6 10
-9
2,0 10
-6
4,1 10 4,7 10
-8
4,2 10
-6
4,6 10
-2
5,8 10
-5
3,0 10
-5
1,1 10
-3
1,8 10
-4
1,1 10
-2
1,2 10
-4
— -4
—
-7
—
—
4,7 10
5,8 10 —
-5
— -5
—
-10
— -6
Nb
99
2,5 10
7
2,5 10
-3
0,15
4,3 10
-7
3,0 10
-5
1,1 10
-5
4,2 10
-4
—
52
(*) Het teken ‘—‘ wil zeggen dat de impact te verwaarlozen is -1 omdat de flux uit de installatie lager is dan 1 Bq.jaar .
140
NIROND
2005–01 N, April 2005
3:":
E
7
4 $
$
&
$
$ 4
$J
Door de naspeurbaarheid te verhogen (sectie 6.1.2.1) werden scenario-onzekerheden binnen de huidige voorontwerpfase verminderd. Daarnaast werden onzekerheden verminderd in verband met de hydrogeologie van de inplantingsplaats (sectie 6.1.2.2) en de degradatie van de installatie (sectie 6.1.2.3). 6.1.2.1 Naspeurbaarheid Door de aangepaste PROSA-methode te volgen werden de scenario’s in vergelijking met 1994 op een meer naspeurbare manier afgeleid. Dit kwam onder meer tot uiting door het opstellen een goed gedocumenteerde lijst van FEPs, waarbij onder andere aangeduid werd in welk scenario een bepaalde FEP opgenomen werd en om welke redenen sommige FEPs niet relevant zijn. Dit vormt een belangrijk element van vooruitgang ten opzichte van de evaluaties uit 1994. 6.1.2.2 Hydrogeologie van inplantingsplaats In vergelijking met de veiligheidsevaluaties uit 1994 [46] zijn een aantal verfijningen uitgevoerd aan de onzekerheden die door middel van verschillende scenario’s behandeld worden. Dit was onder andere mogelijk omdat in tegenstelling tot 1994 gewerkt werd op welbepaalde inplantingsplaatsen waarvoor de effecten van onzekerheden met betrekking tot de hydrogeologie konden gekwantificeerd worden. Meer specifiek werden de onzekerheden met betrekking tot klimaatsveranderingen, veranderingen in de hydrogeologie en degradaties van de installatie nu gekwantificeerd door middel van verschillende scenario’s, terwijl dit in de vroegere evaluaties niet het geval was. 6.1.2.3 Degradatie van installatie In deze fase van het programma werden twee lijsten van scenario’s gedefinieerd. De eerste lijst van scenario’s bestond uit “Wat als …?” scenario’s om de gevoeligheid van de installatie en haar omgeving te testen, terwijl in de tweede lijst van scenario’s vertrokken werd van scenario’s die een gestileerde tijdsevolutie voorstellen. Deze laatste scenario’s hebben als voordeel dat een toetsing met de dosisbeperkingen gemakkelijker is omdat een zekere evolutie en degradatie in de eigenschappen van de installatie vervat zit in het scenario. De eerste lijst van scenario’s hebben als voordeel dat op een snelle, eenvoudige en doorzichtige manier de gevoeligheid van bepaalde componenten en/of veiligheidsfuncties kan getest worden. Binnen deze fase van het programma werd door de tweede lijst van scenario’s een geïdealiseerde, vereenvoudigde en conservatief geachte tijdsevolutie in de degradatie van de installatie ingebracht bij de beoordeling van de veiligheid.
NIROND
2005–01 N, April 2005
141
3:":,
E
7
4 $
$ $& $
$ J
In toekomstige fasen zouden vooreerst een aantal verfijningen kunnen doorgevoerd worden voor zowel de scenario-ontwikkeling zelf (secties 6.1.3.1, 6.1.3.2 en 6.1.3.3) als voor de graad van detail waarmee verschillende scenario’s afgeleid worden (sectie 6.1.3.4). 6.1.3.1 Betere onderbouwing voor beschouwen van degradaties aan installatie Bij de ontwikkeling van de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie kan een betere onderbouwing gebeuren betreffende de beschouwde degradaties aan de installatie. Dit kan bijvoorbeeld door rekening te houden met kennis inzake betondegradatie en degradatie van afdekkingen. 6.1.3.2 Verbanden tussen fasen van de bergingsinstallatie Bij een nieuwe scenario-ontwikkeling zal er explicieter rekening gehouden worden met de mogelijke verbanden tussen enerzijds de fasen van constructie en exploitatie, sluiting en actieve institutionele controle en anderzijds de actieve institutionele controle en vrijgave van de site. 6.1.3.3 Eventuele aanbevelingen door veiligheidsautoriteiten Naast de scenario’s die resulteren uit een nieuwe scenario-ontwikkeling, zullen eventueel op vraag van de veiligheidsautoriteiten scenario’s beschouwd worden die kunnen resulteren uit specifieke menselijke handelingen of het ontbreken eraan. 6.1.3.4 Rigoureuzere toepassing van methode voor scenario-ontwikkeling Daarnaast zouden de scenario’s rigoureuzer kunnen uitgewerkt worden op basis van de aangepaste PROSA-methode. Dit wil zeggen het beter rekening houden met relaties en verbanden tussen bepaalde FEPs om de tijdsevolutie van het systeem te kennen en te kunnen vereenvoudigen in scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie. 6.1.3.5 Besluit Rekeninghoudend met deze perspectieven zal een completer beeld van de impact verkregen worden doordat er meer scenario’s beschouwd worden waarvoor berekeningen gedaan worden. Het is echter de overtuiging van NIRAS dat de scenario’s die momenteel beschouwd werden reeds een voldoende representatief beeld geven van de veiligheid van de voorontwerpen van de partnerschappen MONA en STOLA-Dessel.
142
NIROND
2005–01 N, April 2005
3:":.
E $
$&
7 4 $ J
$
;
$
Het al dan niet optreden in de verre toekomst van bepaalde menselijke handelingen is een onvermijdelijke onzekerheid waarmee men geconfronteerd wordt bij langetermijnveiligheidsevaluaties. We onderscheiden intrusies (sectie 6.1.4.1) en de invloed van menselijke handelingen op de langetermijn wijzigingen aan hydrogeologie en biosfeer (sectie 6.1.4.2). 6.1.4.1 Intrusies Een voorbeeld van onzekerheden in verband met de menselijke handelingen houdt verband met de mogelijkheid tot intrusies of het binnendringen in de installatie. Het optreden van een intrusie en de aard van de intrusies zijn onzekerheden die niet verder kunnen verminderd worden. Voor dit type van onzekerheid neemt men zijn toevlucht tot gestileerde scenario’s. 6.1.4.2 Langetermijn veranderingen aan hydrogeologie en biosfeer De onzekerheid in verband met menselijke handelingen heeft een invloed op de biosfeer en de hydrogeologie van de omgeving van de bergingsinstallatie. Het beschouwen van een referentiebiosfeer en een referentiehydrogeologie vormt een manier om deze onzekerheid te behandelen. Verfijnde kennis over de invloed van menselijke handelingen op de biosfeer en op de hydrogeologie zullen de onzekerheden op de berekende radiologische impact niet wezenlijk verminderen. De hydrogeologie en de biosfeer komen bovendien enkel tussen in de verspreiding, die niet gemaximaliseerd of geoptimaliseerd wordt (sectie 1.1). Scenarioonzekerheden met betrekking tot de hydrogeologie en tot de biosfeer hoeven bijgevolg niet verder verminderd worden. Voor dit type onzekerheid neemt men zijn toevlucht tot referentiebiosferen en referentiehydrogeologieën. 6.1.4.3 Besluit en aanbeveling De onzekerheden in verband met menselijke handelingen die een invloed hebben op intrusiescenario’s en op de componenten hydrogeologie en biosfeer van de overige scenario’s hoeven of kunnen niet verder verminderd te worden om de berekende radiologische impact verder te verminderen. Mogelijke verfijningen van parameters van de hydrogeologie worden behandeld in sectie 6.3.3.5. Er dient met de veiligheidsautoriteiten tijdens een eventuele projectfase verder overlegd te worden om te komen tot een overeenstemming inzake de details van de gestileerde scenario’s en de referentietoestanden voor de biosfeer en de hydrogeologie.
NIROND
2005–01 N, April 2005
143
3:
$
3: :"
4
F
$ $
4
$
$
$
J Om na te gaan of modelonzekerheden de globale veiligheid in gevaar zouden kunnen brengen, onderscheiden we verschillende soorten modelonzekerheden: onzekerheden met betrekking tot de conceptuele modellen (sectie 6.2.1.1), onzekerheden in verband met vereenvoudigingen in de numerieke modellen (sectie 6.2.1.2) en onzekerheden in verband met de correctheid van de numerieke oplossing (sectie 6.2.1.3). 6.2.1.1 Conceptuele modellen voor stromingsprocessen op de monolietwanden Verschillende conceptuele modellen kunnen rekening houden met verschillende processen en/of een verschillende omvang of gevolg van bepaalde processen. Er werden twee modellen beschouwd om de verschillen in migratiegedrag te illustreren van het al dan niet rekening houden met stromingsprocessen tussen monolietwanden: In een eerste reeks van modellen gingen we ervan uit dat de ruimte tussen monolieten door processen zoals precipitatie van calciet, ettringiet en andere zouten in dusdanige mate opgevuld zou worden dat er geen waterstroombanen in de tussenruimte tussen de monolieten zouden bestaan (Figuur 25 in Hoofdstuk 4). In een tweede reeks van modellen werd ondersteld dat deze processen niet tot gevolg hebben dat de waterstroombanen tussen de monolietwanden verstopt zouden geraken (sectie 4.2.1.3). Voor de tweede reeks van modellen verwachten we hogere radionuclidenfluxen omdat de radionucliden, eenmaal ze uit de zijwand van een monoliet gediffundeerd zijn, sneller de installatie zullen kunnen verlaten doorheen de filmstroming tussen de monolieten. Merk op dat het exacte effect van deze onzekerheid niet kan bepaald worden met behulp van de momenteel uitgevoerde berekeningen omdat er naast het verschil betreffende de filmstroming ook verschillen zijn met betrekking tot de degradatie van de afdekking, modules en monolieten en met betrekking tot de dilutiefactoren. Deze tweede reeks van modellen werd toegepast in de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie. Voor deze scenario’s werd in vorig hoofdstuk beargumenteerd waarom de veiligheid gegarandeerd wordt. Hoewel het exacte effect van de twee conceptuele modellen voor de stromingsprocessen tussen de monolietwanden niet becijferd werd, lijkt een vergelijking tussen de resultaten uit de eerste iteratie – de “Wat als …?” scenario’s – en de resultaten uit de tweede iteratie – scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie – erop te wijzen dat het niet verstopt geraken van de waterstroombanen tussen de monolietwanden de globale veiligheid niet in gedrang zal brengen. Deze aanwijzing zal evenwel tijdens een eventuele projectfase verder ondersteund dienen worden door berekeningen.
144
NIROND
2005–01 N, April 2005
6.2.1.2 Vereenvoudigingen in numerieke modellen De onzekerheden met betrekking tot de numerieke modellen hebben betrekking op de accuraatheid van de numerieke modellen en correctheid van de numerieke oplossing van een probleem. Om een accuraat numeriek model te krijgen, moet een fysisch probleem soms vereenvoudigd worden. Zo moest men, om numerieke oplossingen te krijgen binnen een redelijke rekentijd, onderstellen dat de advectiekanalen tussen de monolietkolommen een grotere dikte (0,02 m) hebben dan de toleranties bij het plaatsen van twee naburige monolieten (0,001 m). Om met dit model een numerieke oplossing voor waterbeweging en de migratie van de radionucliden te kunnen krijgen, moest bovendien een eindige doorlaatbaarheid toegekend worden aan de advectiekanalen omdat ze als een ‘poreus’ medium dienen gemodelleerd te worden. Bij het onderstellen van deze hypothesen bij de constructie van het numerieke model wordt een onzekerheid geïnduceerd met betrekking tot de invloed op de resultaten. Daarom werden vooraleer alle berekeningen van de radiologische en chemische impact uitgevoerd werden, eerst een aantal verificatieberekeningen gemaakt om te bevestigen dat er geen invloed op de resultaten voor waterbeweging en radionuclidenmigratie is. De onzekerheid veroorzaakt door de gemaakte vereenvoudigingen in de numerieke modellen voor de berekening van de radiologische en chemische impact brengt met andere woorden de globale veiligheid van de oppervlakteberging niet in gevaar. 6.2.1.3 Correctheid van numerieke oplossingen Naast de onzekerheid met betrekking tot de accuraatheid van de numerieke modellen, is er bij het gebruik van rekencodes altijd een onzekerheid met betrekking tot een correcte numerieke oplossing van het fysische probleem dat opgelost wordt. Om deze onzekerheden tot een minimum te beperken werden voor de verschillende modellen en codes verschillende verificaties gemaakt (sectie 4.2). De verificaties van de modellen, de codes en de numerieke oplossingen hebben de onzekerheden qua correctheid van de numerieke oplossingen sterk beperkt, waardoor NIRAS de mening toegedaan is dat deze onzekerheid de globale veiligheid niet in het gedrang zal brengen. Tijdens een eventuele projectfase is niettemin een verdere uitwerking en formalisering voorzien van de procedures voor de verificatie van de resultaten binnen een kwaliteitszorgsysteem om deze vorm van onzekerheid nog verder te beperken en om transparantie voor de veiligheidsautoriteiten te verhogen. 3: :
E
$
4 $
$ & $J
$
$ 4
In vergelijking met de vroegere fasen, werden tijdens de huidige voorontwerpfase modelonzekerheden in verband met de waterbeweging en radionuclidenmigratie in monolieten en modules verminderd (sectie 6.2.2.1). Daarnaast werd ook de waterbeweging in de afdekking door middel van meer nauwkeurige modellen gemodelleerd dan in 1994 (sectie 6.2.2.2). Ten slotte werd, in een poging om de
NIROND
2005–01 N, April 2005
145
numerieke modelonzekerheden tot een minimum te herleiden, gebruikgemaakt van internationaal ontwikkelde en geverifieerde rekencodes (sectie 6.2.2.3). 6.2.2.1 Waterbeweging en radionuclidenmigratie in monolieten en modules In de huidige modellen werd een groter aantal componenten en processen in detail opgenomen dan in de evaluaties uit 1994 [46, 77]. Zo werd het beton en het afval binnen de modules in 1994 als één mixing tank beschouwd, terwijl in de huidige conceptuele modellen de verschillende betonnen componenten binnen de modules in rekening gebracht werden (merk op dat de monoliet een component is die in het ontwerp uit 1994 niet was opgenomen). De processen die meer in detail opgenomen werden, hebben vooral te maken met de details van de waterbeweging en de migratie van radionucliden binnen de installatie. Omdat ten opzichte van de evaluaties uit 1994 [46, 77] gedetailleerdere rekencodes zoals PORFLOW en HYDRUS gebruikt werden, konden nu 2-D modellen gebruikt worden. Het gebruik van deze rekencodes liet ook toe om, in tegenstelling tot vroeger, de tijds- en plaatsafhankelijke diffusie- en advectieprocessen binnen de monolietwanden en de modulevloer expliciet te simuleren. De advectieprocessen werden in de vroegere evaluaties sterk vereenvoudigd, terwijl de diffusieprocessen niet beschouwd werden bij het beschouwen van één mixing tank per module. Hierdoor maakte men een conservatievere inschatting voor de vertraging van de migratie van radionucliden binnen de installatie dan bij de huidige evaluaties en kwam bijgevolg een grotere hoeveelheid radionucliden vrij uit de installatie. 6.2.2.2 Waterbeweging in afdekking rekeninghoudend met capillaire barrière Bij de analytische benaderingen voor de beschrijving van de waterbeweging in de afdekking uit 1994 werd de afdekking sterk vereenvoudigd, en werden bijvoorbeeld enkel de hydraulische karakteristieken en de dikte van de kleilaag beschouwd, terwijl in de huidige evaluaties een gedetailleerde berekening gemaakt werd van de waterbeweging in de volledige afdekking, waardoor het effect van de capillaire barrière door de combinatie van een zand en grindlaag bovenop de kleilaag in rekening kon gebracht worden (sectie 4.2.1.2). 6.2.2.3 Gebruik van internationaal ontwikkelde en geverifieerde rekencodes De in 1994 gebruikte rekencodes werden binnen het Belgische programma ontwikkeld en geverifieerd, terwijl de rekencodes zoals PORFLOW, HYDRUS en MODFLOW binnen een grotere internationale gemeenschap ontwikkeld en geverifieerd werden. Het gebruik van deze rekencodes maakt het risico op numerieke fouten a priori kleiner dan in de vroegere evaluaties. Daarnaast werden de verschillende numerieke modellen uitvoerig geverifieerd aan de hand van analytische benaderingen, vergelijkingen met experimentele waarden en vergelijkingen tussen resultaten van simulaties van eenzelfde model met behulp van verschillende codes. Deze verificaties voor de verschillende modellen werden behandeld in Hoofdstuk 4, sectie 4.2.
146
NIROND
2005–01 N, April 2005
3: :,
E
$
4 $
$ $&
$ $
J
Modelonzekerheden die tijdens een eventuele projectfase zouden kunnen verminderd worden, betreffen ondermeer de onzekerheden in verband met hypothesen voor de ontkoppeling van de submodellen en de reducties in dimensionaliteit (sectie 6.2.3.1), de onzekerheden in verband met het niet expliciet in aanmerking nemen van de opeenvolgende degradaties in de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie (sectie 6.2.3.2), de effecten van een eventuele redundantie tussen de capillaire barrière en de kleilaag in de afdekking (sectie 6.2.3.3), de effecten van het gebruik van het biosfeermodel voor categorie B&C afval (sectie 6.2.3.4) en de onzekerheid in verband met de correctheid van numerieke oplossingen (sectie 6.2.3.5). 6.2.3.1 Verifiëren hypothesen inzake ontkoppeling van submodellen en reductie in dimensionaliteit In een volgende projectfase zullen de effecten van sommige hypothesen in de rekenmodellen nader bestudeerd worden, om de onzekerheden op deze modellen te verminderen. Bij de constructie van de modellen met behulp van de verschillende rekencodes werden een aantal hypothesen genomen om de modellen te vereenvoudigen, bijvoorbeeld door reductie in dimensionaliteit of door loskoppeling van verschillende modellen. Reductie in dimensionaliteit werd onder andere verkregen door een homogenisatie van de afvalkarakteristieken over de volledige installatie te onderstellen. Het loskoppelen van verschillende modellen werd bewerkstelligd door het opleggen van randvoorwaarden. 6.2.3.2 Expliciet rekening houden met opeenvolgende degradaties In de huidige evaluaties werden de opeenvolgende degradaties aan de installatie binnen de groep ‘scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie’ behandeld door de resultaten uit verschillende modellen te combineren, rekeninghoudend met radioactief verval. In een dergelijk model wordt de totale massabalans niet gerespecteerd. In toekomstige modellen zou dit kunnen verbeterd worden door de opeenvolgende degradaties aan de installaties expliciet in rekening te brengen in de modellen. 6.2.3.3 Redundantie capillaire barrière en kleilaag in de afdekking onderzoeken Om inzicht te krijgen in de redundantie, verkregen door in de afdekking zowel een capillaire barrière als een weinig doorlatende kleilaag aan te brengen, zou het nuttig zijn om een aantal bijkomende berekeningen uit te voeren met modellen voor de afdekking die één van beide componenten niet beschouwen. 6.2.3.4 Biosfeermodel specifiek voor categorie A afval ontwikkelen Een element dat verder zou kunnen verfijnd worden in de volgende fasen van het programma betreft het biosfeermodel.
NIROND
2005–01 N, April 2005
147
Het in het kader van de voorontwerpen voor categorie A afval gebruikte model werd oorspronkelijk ontwikkeld voor het bergingsprogramma voor categorie B en C afval. Hierdoor werden sommige kortlevende radionucliden niet expliciet in dit model opgenomen. Enerzijds zou dit model verfijnd kunnen worden door sommige kortlevende radionucliden zoals 3H, 137Cs, 63Ni, 90Sr en 239Pu expliciet in het model op te nemen. Anderzijds betreft het hier een model en een rekencode die in het Belgische programma ontwikkeld werd, waardoor een verdere verificatie van het model en de numerieke oplossingen van de rekencode zich opdringen. Een reeds belangrijk element van verificatie was de deelname aan internationale vergelijkingsoefeningen in het kader van IAEA en EC [66, 67, 68, 69]. 6.2.3.5 Uitwerking en formalisering van verificatie van rekencodes Een verdere uitwerking en formalisering van de mechanismen om de resultaten van rekencodes te verifiëren binnen een kwaliteitszorgsysteem kan bijdragen tot de vermindering van de numerieke onzekerheden. 3: :.
E $
$ $&
4 $
$
;
$
J
We onderscheiden twee modelonzekerheden die niet verder hoeven verminderd te worden in een eventuele projectfase: de geleidelijke uitloging van de radionucliden uit de afvalvorm (sectie 6.2.4.1) en het langetermijngedrag van het geomembraan/geocomposiet (sectie 6.2.4.2). 6.2.4.1 Geleidelijke uitloging van radionucliden uit het afval In de verschillende modellen werd de uitloging uit het afval beschouwd als een ogenblikkelijke en volledige uitloging, omdat het afval en het afvalvat als veiligheidsreserves opgenomen werden. De resultaten voor de radiologische impact bevestigen dat ook zonder op deze processen te rekenen, er kan aangetoond worden dat de radiologische impact zich onder de richtsnoeren bevindt, en dat de installatie bijgevolg voldoende veilig is. Het expliciet opnemen in het model van de uitloging uit het afval zou een grote onzekerheid induceren, omdat de uitloging uit een grote diversiteit aan afval zou moeten gekwantificeerd worden. Door deze onzekerheid op de uitloogsnelheid uit het afval als veiligheidsreserve te blijven beschouwen in toekomstige veiligheidsevaluaties, wordt aangenomen dat deze onzekerheid als niet te reduceren beschouwd wordt. 6.2.4.2 Degradatie van geomembraan/geocomposiet In de huidige modellen werd de degradatie van het geomembraan in de afdekking niet in rekening gebracht. Omdat deze component bestaat uit materialen die nog maar enkele decennia bestaat, is de degradatie van deze materialen over tijdsspannen van enkele tot vele honderden jaren moeilijk in te schatten. We beschouwen de onzekerheid op de snelheid van degradatie en op de exacte gevolgen door een degradatie van het geomembraan op dit ogenblik als niet te reduceren.
148
NIROND
2005–01 N, April 2005
3:,
9
4
$
Onzekerheden met betrekking tot invoerparameters omvatten zowel onzekerheden met betrekking tot de exacte waarde van een parameter op een vast tijdstip en een bepaalde plaats die door experimentele bemonsteringstechnieken slechts benaderend bepaald kan worden, als onzekerheden met betrekking tot de inter- of extrapolatie in ruimte en tijd van een bepaalde parameter. Onzekerheden door de inter- of extrapolatie in de ruimte zouden verfijnd kunnen worden door de parameter op meerdere plaatsen te bemonsteren. De onzekerheden met betrekking tot extrapolatie in de tijd van parameters zijn van tweeërlei aard: enerzijds onzekerheden over het optreden van bepaalde processen of gebeurtenissen, anderzijds onzekerheden over de gevolgen van deze processen of gebeurtenissen. 3:,:"
F
4
$
$
$
J Bestudeerde parameteronzekerheden die mogelijkerwijze de veiligheid in gevaar kunnen brengen zijn een veranderde infiltratie op de afdekking (sectie 6.3.1.1), onzekerheden op verdelings- en diffusiecoëfficiënten in monolieten en modules (sectie 6.3.1.2) en op geometrie en doorlaatbaarheid van verschillende lagen in het Neogeen (sectie 6.3.1.3). De onzekerheid op de doorlaatbaarheid van beton werd deze reeds behandeld (sectie 6.1.1.5). 6.3.1.1 Veranderde infiltratie op de afdekking Een voorbeeld van onzekerheid in het toekomstige optreden van bepaalde processen of gebeurtenissen is een hogere of lagere netto infiltratie van regenwater in de afdekking dan de huidige gemiddelde netto infiltratie. Op niveau van de hydrogeologie worden de effecten van deze onzekerheid in kaart gebracht door verschillende scenario’s te beschouwen. Op niveau van het model voor de afdekking wordt deze onzekerheid in rekening gebracht door gevoeligheidsanalysen uit te voeren met betrekking tot de invoerparameter ‘netto infiltratie’. Deze analysen tonen aan dat bij een intacte afdekking de waterflux onderaan de afdekking bij een lagere of hogere netto infiltratie ongeveer gelijk blijft. Hierdoor blijft ook de flux van radionucliden uit de installatie ongeveer gelijk bij een wijziging in neerslag door bijvoorbeeld klimaatsveranderingen. Dit wil zeggen dat de globale veiligheid niet in gevaar gebracht wordt door veranderende infiltratie op de afdekking. 6.3.1.2 Verdelingscoëfficiënt en diffusiecoëfficiënt in monoliet en module De invoerparameters voor de modellen van de modules en de monolieten werden bepaald door middel van een literatuuronderzoek. Omdat de exacte materiaalsamenstelling van de modules en monolieten tijdens de projectfase nog verder geoptimaliseerd zal worden, werden stochastische gevoeligheids- en onzekerheidsanalysen uitgevoerd om de parameters af te bakenen waarvoor een optimalisatie kan uitgevoerd worden. Naast dit aspect dat eerder een gevoeligheidsanalyse is, werd door middel van de stochastische analysen ook nagegaan of de onzekerheid in verband met de invoerparameters de veiligheid in het gedrang kan brengen.
NIROND
2005–01 N, April 2005
149
De onzekerheid in verband met de invoerparameters wordt bepaald door waarden voor de parameters te bepalen aan de hand van een literatuuronderzoek. De onzekerheden omvatten bijgevolg diverse bronnen van onzekerheid: verschillende materiaaleigenschappen in verschillende referenties, verschillende experimentele methodes ter bepaling van dezelfde parameters, verschillen in de schaal van de monsters. Bij stochastische analysen wordt daarenboven vertrokken van een vastgelegde statistische distributiefunctie volgens welke de parameterwaarden ondersteld worden verdeeld te zijn. De distributiefuncties worden bepaald aan de hand van de functie die het best de gevonden literatuurdata benadert, omdat de verschillende onzekerheden die in de literatuurwaarden van de parameters vervat zitten niet toelaten de keuze van de distributiefunctie te baseren op fysische gronden. Hierdoor zijn de keuze en de parametrisering van de distributiefuncties afhankelijk van de gevonden literatuurwaarden. Hierbij dient vermeld te worden dat voor sommige invoerparameters het aantal gevonden waarden in de literatuur eerder beperkt is waardoor er een grote onzekerheid zit op de keuze van de distributiefunctie en de parameters die de functie karakteriseren. De keuze van de distributiefunctie en de bepaling van de parameters die de functie karakteriseren zijn een bijkomende bron van onzekerheid voor de stochastische analysen. De omvang van de stochastische analysen, uitgevoerd binnen de voorontwerpfase, wordt enigszins beperkt door enerzijds het aantal radionuclide-afhankelijke parameters te beperken en anderzijds het aantal scenario’s te beperken tot twee, te weten NES en AES4. Concreet worden de parameteronzekerheden voor de verdelingscoëfficiënt en de diffusiecoëfficiënt slechts voor de zes radionucliden 3H, 36Cl, 59Ni, 94Nb, 99Tc en 129I in de stochastische analysen opgenomen omdat enkel deze radionucliden aanleiding gaven tot significante fluxen uit de installatie bij de deterministische best-estimate berekeningen bij de scenario’s NES en AES4. Een bijkomende beperking van de huidige analysen is dat de distributies van alle parameters onafhankelijk van elkaar bemonsterd worden, terwijl sommige parameters zoals totale porositeit en effectieve porositeit in realiteit met elkaar gekoppeld zullen zijn. Tabel 19 – Vergelijking tussen de berekende maximale radiologische impact [mSv.jaar-1] met behulp van best-estimate waarden, en de maximale radiologische impact voor het gemiddelde en het 95e percentiel voor de stochastische berekeningen.
Radionuclide 3
59 94 99
AES4 Afdekking en module degraderen; monolieten degraderen gedeeltelijk
Stochastische berekeningen: gemiddelde
Stochastische berekeningen: e 95 percentiel (*)
Deterministische berekeningen: best-estimate
Stochastische berekeningen: gemiddelde
Stochastische berekeningen: e 95 percentiel
6,1 10
-13
7,9 10
-12
3,2 10
-11
5,8 10
-7
7,9 10
-7
2,4 10
-6
Cl
5,1 10
-6
1,0 10
-5
4,6 10
-5
3,0 10
-5
5,8 10
-5
2,5 10
-4
Ni
4,6 10
-6
1,7 10
-4
1,2 10
-3
1,8 10
-4
1,2 10
-3
7,6 10
-3
5,6 10
-5
5,6 10
-4
4,1 10
-3
2,5 10
-3
6,3 10
-3
3,2 10
-2
4,7 10
-9
1,0 10
-7
6,7 10
-7
4,3 10
-7
1,1 10
-6
6,3 10
-6
2,0 10
-6
8,7 10
-5
6,3 10
-4
1,1 10
-5
5,4 10
-4
3,6 10
-3
H
36
Deterministische berekeningen: best-estimate
NES Installatie blijft intact
Nb Tc
129
I
(*) Het 95e percentiel duidt aan dat 95% van de gerealiseerde gevallen zich onder deze waarde bevinden.
150
NIROND
2005–01 N, April 2005
De resultaten van de stochastische gevoeligheids- en onzekerheidsanalysen vertalen zich enerzijds in de parameters die de grootste invloed uitoefenen op de totale flux van radionucliden (sectie 5.1.2.1, Tabel 17) en anderzijds in de verhoging van de radiologische impact als gevolg van de onzekerheid op de parameters. De totale radiologische impact wordt berekend door voor ieder rekengeval uit de stochastische analyse de radiologische impact te berekenen en vervolgens hiervan het gemiddelde te bepalen en de zogenaamde percentielwaarden die aangeven hoeveel procent van de gerealiseerde gevallen zich onder deze waarde bevinden. De effecten van de parameteronzekerheden worden afgeleid door een vergelijking te maken tussen de maxima van enerzijds deze gemiddelden en percentielwaarden en van anderzijds de deterministische best-estimate berekeningen (Tabel 19). Op deze manier leiden we af dat de maximale berekende dosistempo’s voor het gemiddelde tot één grootteorde boven de maximale waarden voor de best-estimate ligt, terwijl dit voor het 95e percentiel één tot twee grootteorden bedraagt. Deze resultaten geven aanwijzingen dat deze onzekerheden de veiligheid waarschijnlijk niet in gevaar zullen brengen. Dit zijn echter eerste aanwijzingen omdat zoals hierboven reeds beargumenteerd, de huidige stochastische onzekerheids- en gevoeligheidsanalysen op dit ogenblik niet compleet zijn. Tijdens een eventuele projectfase zal aandacht besteed woraan enerzijds het meer realistisch in kaart brengen van degradaties en anderzijds het meer systematisch uitvoeren van stochastische analysen, zodat een meer onderbouwde uitspraak kan gemaakt worden over het effect van parameteronzekerheden op de veiligheid. 6.3.1.3 Geometrie en doorlaatbaarheid van verschillende lagen in Neogeen Nadat de radionucliden de installatie verlaten hebben, komen ze terecht in het grondwater. De grondwaterbewegingen bepalen mede de verspreiding van de radionucliden in de omgeving. Om de grondwaterbewegingen en de verspreiding van de radionucliden in het grondwater te berekenen wordt gebruik gemaakt van de hydrogeologische modellen die als invoergegevens ondermeer de geometrie en de hydraulische karakteristieken van de diverse geologische lagen nodig hebben. Zoals reeds aangehaald naar aanleiding van de gevoeligheidsanalysen werd in deze fase van het programma de ongevoeligheid van de dilutiefactoren aangetoond ten opzichte van de parameters ‘doorlaatbaarheid’ en ‘dikte’ van de geologische lagen die zich onder de Zanden van Kasterlee bevinden. Tussen de eerste en tweede reeks evaluaties van de dilutiefactoren werden door middel van terreinverkenningen nieuwe gegevens verkregen betreffende de hydraulische karakteristieken en de geometrie van de verschillende lagen. De invloed van parameterveranderingen tussen de eerste en tweede reeks evaluaties blijft beperkt. Hieruit kunnen we besluiten dat de onzekerheden in verband met de geometrie en de doorlaatbaarheid van de verschillende lagen in het Neogeen de globale veiligheid niet significant beïnvloedt.
NIROND
2005–01 N, April 2005
151
3:,:
E
4 $
$
&
$
$ 4
$J
Tijdens de voorontwerpfase werden parameteronzekerheden in verband met de inventaris (sectie 6.3.2.1), de afdekking (sectie 6.3.2.2), de oplosbaarheidslimieten (sectie 6.3.2.3) en de parameters van de hydrogeologie (sectie 6.3.2.4) gereduceerd. 6.3.2.1 Inventaris Om de hoeveelheid en de radiologische eigenschappen van het categorie A afval af te bakenen, is er een wisselwerking tussen de veiligheidsevaluaties en de bepaling van de inventaris. Inderdaad, uit de inventaris kunnen de relevante gegevens bepaald worden van het radioactief afval, terwijl uit de veiligheidsevaluaties de criteria kunnen bepaald worden om het onderscheid tussen de categorieën te maken. Meer specifiek wordt er in dit kader op basis van de radiologische langetermijnveiligheidsevaluaties een onderscheid gemaakt tussen het kortlevende laag- en middelactieve afval dat tot de categorie A behoort en het langlevende laag- en middelactieve afval dat categorie B afval is. De doelstelling van de veiligheidsevaluaties uit NIROND94-04 [46] was het bepalen van de criteria om categorie A afval van categorie B afval te onderscheiden (het X-criterium en de Y-waarde; Hoofdstuk 2 secties 2.1.1 en 2.1.4). Vervolgens werden in 1998 op basis van deze criteria de hoeveelheden categorie A afval bepaald in de totale inventaris van het radioactief afval; de hoeveelheid categorie A afval werd in 1998 op 60 000 m3 beraamd. Voor deze vastgelegde hoeveelheden categorie A afval konden de radiologische en chemische eigenschappen bepaald worden. De doelstelling van de huidige veiligheidsevaluaties is verschillend van deze uit 1994, namelijk de impact na te gaan van de in 1998 bepaalde inventaris van categorie A afval. Deze schets van het verloop van de verschillende veiligheids- en inventarisstudies in het kader van het onderzoeks- en ontwikkelingsprogramma voor de berging van categorie A afval illustreert hoe de kennis van de radiologische en chemische eigenschappen van het categorie A afval voor de huidige veiligheidsevaluaties verfijnd werd in vergelijking met 1994. 6.3.2.2 Parameters afdekking De parameters die de fysische en chemische eigenschappen van de afdekking, de modules en de monolieten bepalen werden in vergelijking met 1994 verder verfijnd, door bij de start van de huidige impactevaluaties een literatuurstudie te maken die gedocumenteerd werd in de Data Collection Forms [39]. 6.3.2.3 Oplosbaarheidslimieten en niet-radioactieve isotopen Bij de keuze van de invoerparameters voor de berekeningen maakt men soms gebruik van conservatieve benaderingen. Een voorbeeld betreft de oplosbaarheid van de radionucliden in de betonnen omgeving van de monolieten en de modules waarbij in de eerste reeks berekeningen enkel rekening gehouden werd met de radioactieve isotopen uit de radiologische inventaris, waardoor de oplosbaarheidslimiet voor geen enkel element bereikt werd. In de tweede reeks berekeningen werd dit conservatisme verminderd door
152
NIROND
2005–01 N, April 2005
ook rekening te houden met de stabiele isotopen uit de chemische inventaris, waardoor de twee radionucliden 59Ni en 94Nb binnen de installatie oplosbaarheidsgelimiteerd zijn. 6.3.2.4 Parameters hydrogeologie De onzekerheid betreffende de invoerparameters voor de hydrogeologische modellen werden in deze fase van het programma verminderd door een eerste reeks terreinverkenningen vooraleer de eerste reeks van evaluaties op te starten en door een tweede reeks terreinverkenningen waarvan de bijkomende gegevens gebruikt werden in een tweede reeks van evaluaties. De invloed van parameterveranderingen tussen de eerste en tweede reeks evaluaties blijft beperkt. Zoals reeds aangehaald naar aanleiding van de gevoeligheidsanalysen werd in deze fase van het programma de ongevoeligheid van de dilutiefactoren aangetoond ten opzichte van de parameters ‘doorlaatbaarheid’ en ‘dikte’ van de geologische lagen die zich onder de Zanden van Kasterlee bevinden. 3:,:,
E
4 $
$ $&
$ $
J
Tijdens volgende fasen van het programma kunnen onzekerheden verminderd worden inzake parameters van de inventaris (sectie 6.3.3.1), de afdekking (secties 6.3.3.2 en 6.3.3.3), de monolieten en modules (sectie 6.3.3.4), de hydrogeologie (sectie 6.3.3.5) en de biosfeer (sectie 6.3.3.6). De onzekerheid op de parameters kan verder verminderd worden door een externe review van de invoerparameters (sectie 6.3.3.7) en door een verdere verfijning van de bestaande manier om parameteronzekerheden te behandelen (sectie 6.3.3.8). 6.3.3.1 Inventaris Zoals reeds aangegeven in sectie 6.3.2.1 over de verfijning van kennis in vergelijking met 1994, was de doelstelling van de huidige veiligheidsevaluaties verschillend van deze uit 1994. De veiligheidsevaluaties uit 1994 hadden als doelstelling het vastleggen van criteria voor categorie A afval in termen van maximaal toelaatbare concentraties per afvalcollo, terwijl de huidige veiligheidsevaluaties de veiligheid nagaan van de momenteel voorziene totale hoeveelheid categorie A afval die met behulp van de criteria uit 1994 afgebakend werd. Bij de bepaling van de criteria in 1994 werden de internationaal gangbare praktijken en criteria gebruikt inzake de langetermijnimpact van intrusiescenario’s en scenario’s met een geleidelijke uitloging, zonder dat de Belgische veiligheidsautoriteiten hier een goedkeuring aan gegeven hebben. De criteria om categorie A afval te onderscheiden van categorie B afval zullen een belangrijk onderdeel zijn van de criteria die zullen moeten gerespecteerd worden bij de acceptatie van afvalcolli en monolieten op een bergingssite. Deze bergingsacceptatiecriteria zullen deel uitmaken van een vergunningsdossier, en aldus een formele goedkeuring van de Belgische veiligheidsautoriteiten vereisen. Bij het bepalen van de bergingsacceptatiecriteria zal de doelstelling van de veiligheidsevaluaties gelijkaardig zijn
NIROND
2005–01 N, April 2005
153
aan deze uit 1994. De bergingsacceptatiecriteria zullen toelaten een verdere verfijning te krijgen in de kennis omtrent de totale hoeveelheid categorie A afval en de inhoud van het categorie A afval. Deze verfijnde kennis kan ten slotte toelaten de effecten van de heterogeniteiten in de radiologische en chemische inventaris te bestuderen en desgewenst een aangepast opvulschema van monolieten en modules uit te werken. 6.3.3.2 Parameters afdekking De onzekerheden met betrekking tot de hydraulische karakteristieken van de verschillende componenten van de afdekking kunnen verminderd worden door tijdens de exploitatiefase gebruik te maken van een proefafdekking. De verandering van de geometrische eigenschappen van de verschillende lagen in de afdekking in functie van de tijd kan verfijnd worden door een preciezere kennis van de degradatiemechanismen van de afdekking. 6.3.3.3 Materiaal en geometrie van de afdekking Omdat de exacte eigenschappen en materialen van de afdekking nog niet gekend zijn en er tijdens volgende fasen op basis van een proefafdekking de eigenschappen en de geometrie van de afdekking verder geoptimaliseerd kunnen worden, werden er in het kader van de huidige veiligheidsevaluaties een beperkt aantal gevoeligheidsanalysen gedaan naar de hydraulische eigenschappen van de materialen van de afdekking. Deze analysen tonen aan dat een optimalisatie van de hydraulische eigenschappen van de materialen van de afdekking kan leiden tot een optimalisatie van de capillaire barrière en dus waarschijnlijk een verdere verlaging van de verticale waterflux naar de modules. 6.3.3.4 Parameters monolieten en modules De fysische en chemische parameters van het beton in de monolieten en de modules zullen in functie van de tijd geleidelijk veranderen. Deze veranderingen werden in de huidige scenario’s die een tijdsevolutie zijn, op een zeer benaderende manier in rekening gebracht. Om de verandering van de parameters in functie van de tijd op een preciezere manier te kunnen schatten, is een betere gebruik nodig van de kennis inzake betondegradatie. Als onderdeel van de kwalificatie van de monolieten zal het beton van de monolieten precies moeten vastgelegd worden tijdens een projectfase. Deze kwalificatie van de monolieten zal meer precieze informatie opleveren voor een aantal fysische parameters zoals doorlaatbaarheid en porositeit. 6.3.3.5 Parameters hydrogeologie In het kader van een projectfase waarbij de inplantingsplaats definitief vastgelegd wordt, moet vooral om bouwkundige redenen een doorgedreven onderzoek naar de lokale terreinkarakteristieken gedaan worden. Deze terreinverkenningen zullen ook bijkomende lokale informatie opleveren over de hydrogeologie, die kan gebruikt worden in de verfijning van de hydrogeologische modellen. Daarnaast kunnen een aantal bijkomende verken-
154
NIROND
2005–01 N, April 2005
ningen op een iets grotere schaal een beter beeld geven over de continue laterale verspreiding en de dikte van de kleiige overgangslaag tussen de Formatie van Diest en deze van Kasterlee [52], hoewel dit geen doorslaggevende impact op de veiligheid heeft. 6.3.3.6 Parameters biosfeer De biosfeerparameters gebruikt tijdens de voorontwerpfase voor de berging van categorie A afval, werden overgenomen uit een studie uit 1998 voor de berging van categorie B en C afval [40]. Hierdoor ontbreken een aantal parameters voor kortlevende nucliden zoals 137 Cs en 3H die voor diepe berging geen rol spelen. De studie uit 1998 bevat bovendien parameters die ondertussen kunnen geëvolueerd zijn. Rekeninghoudend met recentere literatuur en internationale aanbevelingen zal nagegaan worden welke parameters uit1998 moeten gewijzigd worden. 6.3.3.7 Vertrouwen in parameters verhogen door externe review Algemeen gesteld zou een review door experts extern aan SCK•CEN van alle invoerparameters, gebundeld in Data Collection Forms, een toegevoegde waarde kunnen brengen tijdens een projectfase omdat aldus de onzekerheden verminderd kunnen worden door hetzij nieuwe informatie in te brengen, hetzij te bevestigen dat de meest recente en relevante gegevens gebruikt geweest zijn. Bij het bepalen van alle invoerparameters voor de modellen die gebruikt worden om de langetermijnveiligheid van een bergingsinstallatie te evalueren, wordt in grote mate gebruik gemaakt van generieke internationaal gepubliceerde data, omdat het onmogelijk is om voor iedere parameter een specifiek onderzoeksprogramma op nationaal vlak te organiseren. Bovendien is de oppervlakteberging van categorie A afval in installaties met modules een internationaal gangbare praktijk waarvoor reeds installaties in exploitatie bestaan. 6.3.3.8 Manier om parameteronzekerheden te behandelen verfijnen Ten slotte kan de manier om parameteronzekerheden te behandelen verfijnd worden door bijvoorbeeld meer uitgebreide stochastische analysen te maken en de wijze van bepaling van de distributiefuncties voor de parameters met een onzekerheid te verfijnen. De stochastische analysen kunnen eventueel aangevuld worden met deterministische gevoeligheids- en onzekerheidsanalysen die als voordeel hebben dat de effecten van de verschillende parameteronzekerheden gemakkelijker naspeurbaar zijn. 3:,:.
E $
$
&
4 $ J
$
;
Een aantal parameteronzekerheden in verband met de inventaris (sectie 6.3.4.1), de afdekking (sectie 6.3.4.2) en de modules en monolieten (sectie 6.3.4.3), zullen verfijnd worden eenmaal de bergingsinstallatie in exploitatie is. Sommige van deze onzekerheden hoeven tijdens een eventuele projectfase nog niet verfijnd te worden. Andere onzekerheden in verband met de inventaris (sectie 6.3.4.1) en de parameters van de hydrogeologie (sectie 6.3.4.4) kunnen slechts tot op een bepaald, maar aanvaardbaar niveau verminderd worden.
NIROND
2005–01 N, April 2005
155
6.3.4.1 Inventaris Het bepalen van de hoeveelheden en de fysico-chemische karakteristieken van het categorie A afval is een actie die verder verfijnd kan worden tot op een zeker niveau. Dit wil zeggen dat er altijd een graad van onzekerheid zal bestaan over de exacte hoeveelheden en fysico-chemische karakteristieken. Deze onzekerheid vermindert weliswaar in de loop van het programma. Zo zullen de uiteindelijke hoeveelheden van categorie A afval pas definitief gekend zijn nadat de laatste nucleaire installatie ontmanteld is. Een ander voorbeeld van onzekerheid betreft de fysico-chemische karakteristieken die in functie van de meetnauwkeurigheid van de verschillende instrumenten en de nauwkeurigheid bij het berekenen en extrapoleren van bepaalde eigenschappen, ook na acceptatie van het afval een bepaalde onzekerheid zullen vertonen. Bij de bepaling van de fysico-chemische karakteristieken van het afval hebben we een verfijning vastgesteld in functie van de tijd: zo werden voor afval uit het verleden minder karakteristieken bepaald dan voor afval dat momenteel geproduceerd wordt. Naast een verfijning in de bepaling van de karakteristieken, worden ook de criteria voor het bepalen van de afvalcategorie verfijnd in functie van de tijd, met als resultaat dat bijvoorbeeld de lijst van te declareren radionucliden uitgebreid werd in de jaren ’90. Het afval uit het verleden zal dus grotere onzekerheden met betrekking tot de fysico-chemische karakteristieken met zich meedragen dan afval dat nu geproduceerd wordt. Het bepalen van de aanvaardbare onzekerheden bij de acceptatie op de bergingssite zal deel uitmaken van de bergingsacceptatiecriteria, die in de projectfase zullen opgesteld worden. 6.3.4.2 Parameters afdekking De onzekerheden met betrekking tot de hydraulische karakteristieken van de verschillende componenten van de afdekking kunnen verminderd worden door tijdens de constructieen/of exploitatiefase een proefafdekking te bouwen. Tijdens een projectfase zullen deze onzekerheden niet sterk verminderd worden. 6.3.4.3 Parameters modules en monolieten De onzekerheden over de geometrische en fysico-chemische karakteristieken van de modules en de monolieten zullen zowel tijdens de projectfase als de exploitatiefase verminderd worden. Een aantal parameters zal tijdens de projectfase al beter gekend zijn, maar tijdens de exploitatie van de installatie zal een verdere reductie van de onzekerheden op parameters gebeuren. Dit is nog niet mogelijk in de periode vooraleer een installatie beschikbaar is, zoals in de projectfase waarin een vergunningsaanvraag voorbereid wordt.
156
NIROND
2005–01 N, April 2005
6.3.4.4 Parameters hydrogeologie Een aantal moeilijk reduceerbare onzekerheden in verband met de hydrogeologie betreft de effecten van ruimtelijke variabiliteit van de karakteristieken van de verschillende formaties. Door een verder doorgedreven campagne van terreinverkenningen kan de onzekerheid weliswaar verminderd worden, maar ze kan nooit herleid worden tot nul. Bovendien vervullen zowel de hydrogeologie als de biosfeer geen veiligheidsfunctie; het is dus niet nodig deze onzekerheden sterk te verminderen. Hun veiligheidsrol die bestaat uit verdunning en verspreiding wordt niet geoptimaliseerd maar op een voorzichtige wijze in rekening gebracht in de veiligheidsevaluaties. De biosfeerparameters, ten slotte, zijn net als de scenario’s voor de biosfeer moeilijk te extrapoleren in de tijd.
NIROND
2005–01 N, April 2005
157
3:.
+
4
De systematische behandeling van onzekerheden in dit hoofdstuk heeft geen onoverkomelijke problemen in verband met de langetermijnveiligheid aan het licht gebracht, omdat de beschouwde onzekerheden de veiligheid niet in het gedrang brengen. Een overzicht van de behandelde scenario-, model- en parameteronzekerheden wordt gegeven in Tabel 20. Tabel 20 – Overzichtstabel van de systematische behandeling van de onzekerheden SCENARIO-ONZEKERHEDEN Scenario-onzekerheden die de veiligheid in gevaar hadden kunnen brengen Scenario-onzekerheden die tijdens deze fase van het programma gereduceerd werden Acties om scenario-onzekerheden tijdens volgende fasen te verminderen
Scenario-onzekerheden die niet verder hoeven/kunnen verminderd worden
1. 2. 3. 4. 5. 1. 2. 3.
Niet-opvullen van toegankelijke inspectieruimte Menselijke intrusies Dempen kanaal Bocholt-Herentals Klimaatsveranderingen Vroegtijdige degradatie aan installatie Naspeurbaarheid van scenario-ontwikkeling Hydrogeologie van inplantingsplaats Degradatie van installatie
1. 2. 3. 4. 1. 2.
Betere onderbouwing voor beschouwen van degradaties aan installatie Rekening houden met verbanden tussen fasen van het bergingsprogramma Rekening houden met eventuele aanbevelingen door veiligheidsautoriteiten Rigoureuzere toepassing van gewijzigde scenario-ontwikkelingsmethodologie Intrusies Langetermijnveranderingen aan hydrogeologie en biosfeer
1. 2. 3. 1. 2. 3.
Stromingsprocessen op de monolietwanden Vereenvoudigingen in numerieke modellen Correctheid van numerieke oplossingen Waterbeweging en radionuclidenmigratie in monolieten en modules Waterbeweging in afdekking Correctheid van numerieke oplossingen (gebruik internationaal ontwikkelde en geverifieerde rekencodes) Verifiëren hypothesen inzake ontkoppeling submodellen en reductie in dimensionaliteit Expliciet rekening houden met opeenvolgende degradaties Redundantie capillaire barrière en kleilaag in de afdekking onderzoeken Biosfeermodel specifiek voor categorie A afval ontwikkelen Uitwerking en formalisering van verificatie van rekencodes Geleidelijke uitloging van radionucliden uit het afval Degradatie van geomembraan/geocomposiet
MODELONZEKERHEDEN Modelonzekerheden die de veiligheid in gevaar hadden kunnen brengen Modelonzekerheden die tijdens deze fase van het programma gereduceerd werden Acties om modelonzekerheden tijdens volgende fasen te verminderen
Modelonzekerheden die niet verder hoeven/kunnen verminderd worden
1. 2. 3. 4. 5. 1. 2.
PARAMETERONZEKERHEDEN Parameteronzekerheden die de veiligheid in gevaar hadden kunnen brengen
1. 2. 3.
Veranderende infiltratie op de afdekking Verdelings- en diffusiecoëfficiënten in monoliet en module Geometrie en doorlaatbaarheid van verschillende lagen in Neogeen
Parameteronzekerheden die tijdens deze fase van het programma gereduceerd werden
1. 2. 3. 4.
Inventaris Parameters afdekking Oplosbaarheidslimieten rekeninghoudend met niet-radioactieve isotopen Parameters hydrogeologie
Acties om parameteronzekerheden tijdens volgende fasen te verminderen
1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8.
Bergingsacceptatiecriteria ontwikkelen en inventaris verfijnen Verfijnen parameters afdekking tijdens exploitatiefase Materiaal en geometrie van de afdekking optimaliseren Verfijnen parameters monolieten en modules tijdens eventuele projectfase en tijdens exploitatiefase Verfijnen parameters hydrogeologie Verfijnen parameters biosfeer Vertrouwen in parameters verhogen door externe review De manier om parameteronzekerheden te behandelen verfijnen
1. 2. 3. 4.
Inventaris Parameters afdekking tijdens eventuele projectfase Parameters modules en monolieten tijdens eventuele projectfase Parameters hydrogeologie
Parameteronzekerheden die niet verder hoeven/kunnen verminderd worden tot onder een (aanvaardbaar) niveau
158
NIROND
2005–01 N, April 2005
2
+
Omdat de doelstelling van berging erin bestaat een op termijn passief systeem te verkrijgen dat de langetermijnveiligheid verzekert, werd in deze voorontwerpfase nadruk gelegd op de evaluatie van radiologische langetermijnimpact, hoewel er ook enkele aspecten van operationele radiologische impact en chemische langetermijnimpact behandeld werden.
2:"
$
($
Om over voorontwerpen te beschikken waarvoor een exploitatie onder normale omstandigheden slechts een beperkte radiologische impact voor werknemers met zich meebrengt, werd er bij de uitwerking van de voorontwerpen rekening gehouden met een aantal factoren die de radiologische impact op de werknemers beïnvloeden. Zo wordt er bovenop de laatste laag monolieten in een module een geprefabriceerde betonnen afschermingsplaat aangebracht om de werknemers te beschermen die de dekplaat van de module zullen plaatsen en verankeren aan de modulewanden. Een andere bekommernis tijdens de exploitatie van een bergingsinstallatie is de bescherming van mens en leefmilieu bij sommige ongevallen, zoals de val van een monoliet of het neerstorten van een vliegtuig. Bij oriënterende valtesten werd vastgesteld dat het afval in de monoliet ingekapseld blijft bij een val van de monoliet vanaf één meter. Voor een vliegtuigongeval situeren berekende waarschijnlijkheden van voorkomen, of indien de berekende waarschijnlijkheden te hoog zijn, de berekende radiologische impacts zich onder de – in deze evaluaties – gebruikte toetsingscriteria. Ten slotte is er een brede internationale en nationale ervaring in verband met de exploitatie van opslag- en bergingsinstallaties van categorie A afval. NIRAS besluit hieruit dat het voorontwerp voldoende garanties kan bieden voor de bescherming van mens en leefmilieu tijdens normale exploitatieomstandigheden en ongevallen. Dit besluit zal tijdens een eventuele projectfase verder uitgewerkt en ondersteund worden door gedetailleerde analysen van de operationele veiligheid, in het bijzonder bij normale exploitatie, bij de val van monolieten en bij een vliegtuigongeval. Voor de val van een monoliet in de installatie zal allicht gebruik gemaakt worden van een combinatie van valtesten en simulaties. Het strekt in dit verband tot aanbeveling dat FANC verduidelijking verschaft over de toetsingscriteria bij vliegtuigongevallen en meer algemeen bij potentiële blootstellingen.
2:
)
(
Evaluaties van de chemische langetermijnimpact van de anorganische chemische elementen in het afval hebben aangetoond dat de berekende concentraties in de aquifer zich meestal ver onder, maar in het geval van boor in de buurt van, achtergrondwaarden en
NIROND
2005–01 N, April 2005
159
richtsnoeren uit andere toepassingen bevinden, met name de kwaliteitsnormen voor grond- en drinkwater. Deze evaluaties werden voor twee scenario’s uitgewerkt, te weten een scenario waarbij alle componenten intact blijven (NES) en een scenario waarbij de monolieten gedeeltelijk en de modules en afdekking verregaand degraderen (AES4). NIRAS meent op basis van deze evaluaties te kunnen besluiten dat een oppervlaktebergingsinstallatie te Mol en te Dessel voldoende garanties kan bieden qua chemische langetermijnimpact en dat de drinkwaterreserves in de onderliggende aquifer vanuit chemisch oogpunt doeltreffend beschermd worden door dergelijke installatie. Tijdens een eventuele projectfase zal de chemische langetermijnimpact behandeld worden binnen een MER en zullen onder andere meer gedetailleerde analysen voor boor uitgevoerd worden. Vooraleer NIRAS met behulp van onder andere een MER de nodige milieuvergunningen zou aanvragen, dringt er zich een verduidelijking door de regionale bevoegde instanties op inzake de toepasbaarheid van bestaande milieuwetgeving voor de niet-radiologische langetermijn-impacts.
2:,
$
(
Dertien verschillende scenario’s werden afgeleid bij de evaluatie van de radiologische langetermijnimpact. Ze kunnen ingedeeld worden in drie groepen: 1. De scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie waarin een ingeschatte tijdsevolutie van de verschillende componenten van de installatie vervat zit. 2. De intrusiescenario’s waarin een indringing tot bij het afval plaatsvindt, zonder dat de indringer enige kennis heeft over het radioactieve karakter van het afval. 3. De “Wat als …?” scenario’s waarin de gevoeligheid van de impacts getest wordt indien de veiligheidsfuncties of -rollen toegekend aan bepaalde componenten anders ingevuld worden dan wat er op basis van de bestaande wetenschappelijke kennis verwacht wordt. Naargelang de groep waartoe een scenario behoort, verschillen de toetsingscriteria. 2:,:"
-
$
($
Drie scenario’s behoren tot de scenario’s met een gestileerde tijdsevolutie: het referentiescenario voor MONA dat uitgaat van een geleidelijke degradatie van de installatie uit het MONA voorontwerp; het referentiescenario voor STOLA-Dessel dat uitgaat van een geleidelijke degradatie van de installatie uit het STOLA-Dessel voorontwerp, in het geval dat de toegankelijke inspectieruimte op het einde van de actieve institutionele controleperiode opgevuld wordt met een licht beton; het AES6 scenario voor STOLA-Dessel waarbij de toegankelijke inspectieruimte niet correct zou opgevuld worden. Deze scenario’s vertrekken van een gestileerde tijdsevolutie voor de degradatie van de installatie, waarbij onder andere natuurlijke en archeologische analogieën wijzen op het conservatieve karakter van de aannamen in de scenario’s. Meer specifiek werd vooral in AES6 een zeer penaliserende aanname gemaakt. Er werd namelijk ondersteld dat
160
NIROND
2005–01 N, April 2005
onmiddellijk na het beëindigen van de actieve institutionele controleperiode alle monolieten gedeeltelijk gedegradeerd zijn als gevolg van het instorten van de niet-opgevulde toegankelijke inspectieruimte. Voor de referentiescenario’s bevinden de totale maximale dosistempo’s zich onder de dosisbeperkingen van 0,1 à 0,3 mSv.jaar-1 en ligt bovendien het berekende maximale dosistempo door consumptie van drinkwater – wat slechts een gedeelte van het totale dosistempo is – onder het richtsnoer van 0,1 mSv.jaar-1: voor MONA bedragen de berekende maximale dosistempo’s voor de beschouwde inplantingzones 0,0002 mSv.jaar-1 en 0,0006 mSv.jaar-1; voor STOLA-Dessel is dit 0,002 mSv.jaar-1. Het verschil tussen de berekende impact voor MONA en STOLA-Dessel is in hoofdzaak te wijten aan de exacte inplantingsplaats die verschillend is. Dit impliceert gevoeligheidsanalysen met betrekking tot de exacte inplantingsplaats van de installaties tijdens een eventuele projectfase. Voor het AES6 scenario voor STOLA-Dessel is het berekende maximale dosistempo weliswaar gelijk aan de dosisbeperking van 0,1 mSv.jaar-1, maar voor dit scenario werden zeer penaliserende onderstellingen gemaakt. Het maximale dosistempo door consumptie van drinkwater ligt onder het richtsnoer van 0,1 mSv.jaar-1. Alles in aanmerking nemend, meent NIRAS hieruit te mogen concluderen dat de voorontwerpen van oppervlakteberging van STOLA-Dessel en MONA voldoende veiligheidsgaranties kunnen bieden op lange termijn en dat de drinkwaterreserves in de onderliggende aquifer ook vanuit radiologisch oogpunt doeltreffend beschermd worden. De evaluaties bevestigen dat het beschouwde afval verenigbaar is met een oppervlakteberging en dus kortlevend is. Een systematische behandeling van de onzekerheden heeft bevestigd dat een nauwkeurigere studie van betondegradatie van vooral de monoliet tijdens een eventuele projectfase kan bijdragen tot bijkomend vertrouwen in de evaluaties. De specifieke bepalingen voor de radiologische langetermijnimpact van een bergingsinstallatie zouden door FANC gepreciseerd moeten worden vooraleer NIRAS de nodige nucleaire vergunningen kan aanvragen tijdens een eventuele projectfase. Deze bepalingen zijn in het bijzonder de dosisbeperkingen, de andere veiligheidsindicatoren dan dosis en de tijdsschaal waarover evaluaties moeten uitgevoerd worden. 2:,:
-
We onderscheiden drie intrusiescenario’s, namelijk de constructie van wegen of kanalen, een siteverkenning door boringen of archeologisch onderzoek en de residentie op het bij de constructiescenario’s uitgegraven materiaal. Bij deze intrusiescenario’s wordt er uitgegaan van een indringing in de installatie na het beëindigen van de actieve institutionele controleperiode van 200 à 300 jaar. De radiologische impacts voor intrusiescenario’s zijn vergelijkbaar of lager dan de gemiddelde radiologische blootstelling in België (3,6 mSv.jaar-1). De radiologische impact voor arbeiders die door constructie van een weg doorheen de installatie blootgesteld
NIROND
2005–01 N, April 2005
161
worden, bedraagt ongeveer 0,3 mSv. Voor de constructie van een kanaal is dit 1 mSv. Een siteverkenning met inspectie van de boorkern geeft aanleiding tot een dosis van 0,1 mSv. De hoogste radiologische impact is te wijten aan het residentiescenario, namelijk 1 mSv.jaar-1. NIRAS kan op basis van deze resultaten en de internationale aanbevelingen met betrekking tot intrusiescenario’s stellen dat ook in geval van intrusie de radiologische impact aanvaardbaar blijft. Een stellingname van FANC over de te beschouwen intrusiescenario’s, de tijdsperioden en de richtsnoeren voor de radiologische impact als gevolg van intrusiescenario’s is nodig, opdat NIRAS tijdens een eventuele projectfase de veiligheid van de oppervlaktebergingsinstallaties ten opzichte van intrusies zou kunnen nagaan en een correcte documentatie van dit alles zou kunnen maken in het voorlopig veiligheidsdossier bij het aanvragen van de nodige nucleaire vergunningen. De te beschouwen intrusiescenario’s bepalen uiteindelijk voor een deel welk afval in een oppervlakteberging aanvaardbaar is. 2:,:,
HE
I JK
-
De groep “Wat als …?” scenario’s omvat zeven scenario’s die onder andere veranderingen in grondwaterhuishouding nagaan door klimaatsveranderingen en die ook de gevoeligheid van de installatie testen door verschillende vroegtijdige degradaties te onderstellen. De gevoeligheidsanalysen met betrekking tot de grondwaterhuishouding hebben uitgewezen dat de dilutie in de watervoerende lagen onder de installatie relatief ongevoelig is aan klimaatsveranderingen, het dempen van kanalen en de parameterwaarden voor de geologische lagen onder de Zanden van Kasterlee. Een geheel ander geval is de degradatie van de installatiecomponenten. Een sterke en vroegtijdige degradatie aan de installatie heeft immers een sterke invloed op de radiologische impact. In dit verband zijn het vooral de verdelingscoëfficiënt en de diffusiecoëfficiënt van de radionucliden in beton die van belang zijn. De bevindingen uit de gevoeligheidsanalysen onderstrepen het belang van een zorgvuldig ontworpen en gerealiseerde bergingsinstallatie om het afval in onder te brengen en ze wijzen erop dat veranderingen aan de grondwaterhuishouding relatief weinig invloed hebben op de berekende radiologische impacts.
2:. Samengevat meent NIRAS te kunnen stellen dat er wat betreft de passieve langetermijnveiligheid voor de voorontwerpen van STOLA-Dessel en MONA voor oppervlakteberging, geen onoverkomelijke problemen vastgesteld werden die de overgang naar een eventuele projectfase zouden kunnen belemmeren. De chemische en radiologische langetermijnimpactevaluaties wijzen er ook op dat de drinkwaterreserves in de onderliggende aquifer door deze voorontwerpen op een doeltreffende wijze beschermd worden.
162
NIROND
2005–01 N, April 2005
1 [1]
NIROND
2005-05 N, Basisontwerp voor definitieve oppervlakteberging van laagactief en kortlevend
afval (Cat.A) in de gemeente Mol – MONA, NIRAS rapport, Maart 2005. [2]
NIROND
2005-06 N, Basisontwerp voor definitieve oppervlakteberging van laagactief en kortlevend
afval (Cat.A) in de gemeente Dessel – STOLA, NIRAS rapport, Maart 2005. [3]
STOLA-Dessel,
Het Belgisch laagactief en kortlevend afval: Thuis in Dessel? – Een geïntegreerd
bergingsproject met een technisch en een maatschappelijk luik, STOLA-Dessel rapport, November 2004. [4]
Meus B., Vanhoof L., Mona, een weg naar de aanvaardbaarheid van een berging van categorie A-afval in Mol? – Geïntegreerd eindrapport, mona, Januari 2005.
[5]
Cool W., Résumé des évaluations de sûreté radiologique à long terme pour un dépot final de déchets de catégorie à la zone nucléaire de Fleurus-Farciennes, note ONDRAF 2004-0426, 05 mars 2004.
[6]
NIROND
2005-07 N, Berging, op Belgisch grondgebied, van laag– en middelactief afval met korte
levensduur – Dossier ter voorbereiding van de overhandiging door NIRAS aan de federale regering van de dossiers van de lokale partnerschappen, NIRAS rapport, Maart 2005. [7]
NIROND
97-04, Vergelijking van de verschillende opties voor het beheer op lange termijn van
laagactief en kortlevend afval – Aspecten veiligheid en kostprijsverschillen, NIRAS rapport, Juni 1997. [8]
IAEA
Joint Convention on the Safety of Spent Fuel Management and on the Safety of Radioactive
Waste Management, IAEA, Wenen, 5 september 1997. [9]
2 Augustus 2002 – Wet houdende instemming met het Gezamenlijk Verdrag inzake de veiligheid van het beheer van bestraalde splijtstof en inzake de veiligheid van het beheer van radioactief afval, gedaan te Wenen op 5 september 1997, Belgisch Staatsblad 25 december 2002, pp. 58157-58174, 2002.
[10]
IAEA,
The principles of radioactive waste management, IAEA Safety Series No.111-F, Wenen,
1995. [11]
IAEA,
International Basic Safety Standards for Protection against Ionizing Radiation and for the
Safety of Radiation Sources, IAEA Safety Series No. 115, Wenen, 1996. [12]
ICRP,
1990 Recommendations of the International Commission on Radiological Protection, ICRP
Publication 60, Annals of the ICRP 21, No 1 to 3, 1991. [13]
IAEA,
Near Surface Disposal of Radioactive Waste – IAEA Safety Requirements, IAEA Safety
Standards Series No. WS-R-1, Wenen, 1999. [14]
ICRP,
Protection from Potential Exposure: A Conceptual Framework, A Report of a Task Group of
Committee 4 of the International Commission on Radiological Protection, ICRP Publication 64, Annals of the ICRP 23 No 1, 1993. [15]
ICRP,
Radiological Protection Policy for the Disposal of Radioactive Waste, ICRP Publication 77,
Annals of the ICRP 27, Supplement, 1998.
NIROND
2005–01 N, April 2005
163
[16]
ICRP,
Radiation Protection Recommendations as Applied to the Disposal of Long-lived Solid
Radioactive Waste, ICRP Publication 81, Annals of the ICRP 28, No 4, 2000. [17]
IAEA,
Safety Standard Series no. WS-G-1.1, Wenen, 1999.
IAEA
[18]
Safety Assessment for Near Surface Disposal of Radioactive Waste – IAEA Safety Guide,
IAEA,
Siting of Near Surface Disposal Facilities, IAEA Safety Guide, IAEA Safety Series no. 111-G-
3.1, Wenen, 1994. [19]
EC,
Richtlijn 96/29/EURATOM van de Raad van 13 mei 1996 tot vaststelling van de basisnormen
voor de bescherming van de gezondheid der bevolking en der werkers tegen de aan ioniserende straling verbonden gevaren, Publicatieblad van de Europese Gemeenschappen Nr. L 159, pp 1114, 1996. [20]
EC,
Mededeling van de Commissie betreffende de toepassing van Richtlijn 96/29/EURATOM van de
Raad tot vaststelling van de basisnormen voor de bescherming van de gezondheid der bevolking en der werkers tegen de aan ioniserende straling verbonden gevaren (96/C 133/03), Publicatieblad van de Europese Gemeenschappen Nr. C133 pp.3-22, 1998. [21]
EC,
Richtlijn 98/83/EG van de Raad van 3 november 1998 betreffende de kwaliteit van voor
menselijke consumptie bestemd water, Publicatieblad van de Europese Gemeenschappen Nr. L330 pp.32-54, 1998. [22]
KB,
20 juli 2001 Koninklijk Besluit houdende algemeen reglement op de bescherming van de
bevolking, van de werknemers en het leefmilieu tegen het gevaar van de ioniserende stralingen, Belgisch Staatsblad 30 augustus 2001, pp. 28931-29368, 2001. [23]
Brief van februari 1984 van de Dienst voor bescherming tegen ioniserende stralingen, P. Stallaert, secretaris van de speciale commissie, aan de N.V. Sybelpro betreffende de eventuele wederinbedrijfstelling van een fabriek voor de heropwerking van bestraalde brandstoffen.
[24]
KB,
14 januari 2002 Koninklijk besluit betreffende de kwaliteit van voor menselijke consumptie
bestemd water dat in voedingsmiddeleninrichtingen verpakt wordt of dat voor de fabricage en/of het in de handel brengen van voedingsmiddelen wordt gebruikt, Belgisch Staatsblad 19 maart 2002, pp. 11443-11458. [25]
EC,
Richtlijn 85/337/EG van 27 juni 1985 betreffende de milieu-effectbeoordeling van bepaalde
openbare en particuliere projecten, gewijzigd door de Richtlijn 97/11/EG van de Raad van 3 maart 1997, Publicatieblad van de Europese Gemeenschappen Nr.L0337 pp. 1-15, 1997. [26]
Advies 30.809/3 van de afdeling wetgeving van de Raad van State, Belgisch Staatsblad 30 augustus 2001, pp. 28915-28930, 2001.
[27]
Decreet van 28 juni 1985 betreffende de milieuvergunning, Belgisch Staatsblad 17 september 1985. Gewijzigd bij de decreten van 7 februari 1990 (Belgisch Staatsblad 13 maart 1990), 12 december 1990 (Belgisch Staatsblad 21 december 1990, err. Belgisch Staatsblad 15 februari 1991), 21 december 1990 (Belgisch Staatsblad 29 december 1990), 22 december 1993 (Belgisch Staatsblad 29 december 1993), 21 december 1994 (Belgisch Staatsblad 31 december 1994), 8 juli 1996 (Belgisch Staatsblad 2 augustus 1996), 21 oktober 1997 (Belgisch Staatsblad 10 januari 1998), 11 mei 1999 (Belgisch Staatsblad 20 augustus 1999), 18 mei 1999 (Belgisch Staatsblad 30 september 1999), 3 maart 2000 (Belgisch Staatsblad 30 maart 2000), 9 maart 2001 (Belgisch Staatsblad 30 maart 2001), 21 december 2001 (Belgisch Staatsblad 29 december 2001), 18
164
NIROND
2005–01 N, April 2005
december 2002 (Belgisch Staatsblad 13 februari 2003), 16 januari 2004 (Belgisch Staatsblad 3 februari 2004) en 6 februari 2004 (Belgisch Staatsblad 20 februari 2004). [28]
Besluit van de Vlaamse Regering van 6 februari 1991 houdende vaststelling van het Vlaams reglement betreffende de milieuvergunning, Belgisch Staatsblad 26 juni 1991. Gewijzigd bij de besluiten van de Vlaamse regering van: 27 februari 1992 (Belgisch Staatsblad 9 mei 1992), 28 oktober 1992 (Belgisch Staatsblad 2 februari 1993, err. 11 september 1993), 27 april 1994 (Belgisch Staatsblad 6 mei 1994), 1 juni 1995 (Belgisch Staatsblad 31 juli 1995), 26 juni 1996 (Belgisch Staatsblad 3 juli 1996), 22 oktober 1996 (Belgisch Staatsblad 15 maart 1997), 12 januari 1999 (Belgisch Staatsblad 11 maart 1999), 15 juni 1999 (Belgisch Staatsblad 4 september 1999), 29 september 2000 (Belgisch Staatsblad 22 mei 2001), 20 april 2001 (Belgisch Staatsblad 28 april 2001), 20 april 2001 (Belgisch Staatsblad 10 juli 2001), 13 juli 2001 (Belgisch Staatsblad 19 september 2001), 7 september 2001 (Belgisch Staatsblad 3 oktober 2001), 5 oktober 2001 (Belgisch Staatsblad 9 januari 2002), 31 mei 2002 (Belgisch Staatsblad 19 juni 2002), 19 september 2003 (Belgisch Staatsblad 10 oktober 2003), 28 november 2003 (Belgisch Staatsblad 13 februari 2004, eerste editie), 5 december 2003 (Belgisch Staatsblad 30 april 2004), 12 december 2003 (Belgisch Staatsblad 13 februari 2004, tweede editie, err. 18 maart 2004), 9 januari 2004 (Belgisch Staatsblad 18 maart 2004), 6 februari 2004 (Belgisch Staatsblad 1 april 2004) en het decreet van 18 mei 1999 (Belgisch Staatsblad 15 juni 1999)
[29]
Besluit van de Vlaamse Regering van 1 juni 1995 houdende sectorale bepalingen inzake milieuhygiëne, Belgisch Staatsblad 31 juli 1995. Gewijzigd bij de besluiten van de Vlaamse regering van: 6 september 1995 (Belgisch Staatsblad. 29 september 1995), 26 juni 1996 (Belgisch Staatsblad. 3 juli 1996), 3 juni 1997 (Belgisch Staatsblad. 25 juli 1997), 17 december 1997 (Belgisch Staatsblad 24 januari 1998 en 16 april 1998), 24 maart 1998 (Belgisch Staatsblad 30 april 1998, tweede editie), 6 oktober 1998 (Belgisch Staatsblad 20 oktober 1998), 19 januari 1999 (Belgisch Staatsblad 31 maart 1999, eerste editie), 15 juni 1999 (Belgisch Staatsblad 4 september 1999), 3 maart 2000 (Belgisch Staatsblad 3 juni 2000), 17 maart 2000 (Belgisch Staatsblad 17 mei 2000), 17 juli 2000 (Belgisch Staatsblad 5 augustus 2000), 13 oktober 2000 (Belgisch Staatsblad 7 februari 2001), 19 januari 2001 (Belgisch Staatsblad 30 maart 2001), 20 april 2001 (Belgisch Staatsblad 10 juli 2001), 20 april 2001 (Belgisch Staatsblad 31 augustus 2001, tweede editie), 13 juli 2001 (Belgisch Staatsblad 19 september 2001), 18 januari 2002 (Belgisch Staatsblad 14 februari 2002, derde editie), 25 januari 2002 (Belgisch Staatsblad 19 februari 2002), 31 mei 2002 (Belgisch Staatsblad 19 juni 2002, tweede editie), 14 maart 2003 (Belgisch Staatsblad 14 april 2003, besluiten (1) en (2)), 21 maart 2003 (Belgisch Staatsblad 1 augustus 2003), 19 september 2003 (Belgisch Staatsblad 10 oktober 2003), 28 november 2003 (Belgisch Staatsblad 13 februari 2004, eerste editie), 5 december 2003 (Belgisch Staatsblad 30 april 2004), 12 december 2003 (Belgisch Staatsblad 13 februari 2004, tweede editie), 9 januari 2003 (Belgisch Staatsblad 18 maart 2004) en 6 februari 2004 (Belgisch Staatsblad 1 april 2004).
[30]
13 December 2002 Besluit van de Vlaamse regering houdende reglementering inzake de kwaliteit en levering van water, bestemd voor menselijke consumptie, Belgisch Staatsblad 28 januari 2003 pp. 2907-2938, 2003.
[31]
Mallants D., Volckaert G., Near field simulations of unsaturated flow and radionuclide transport, and impact assessment for the generic repository design for the nuclear zone Mol-Dessel, SCK•CEN R-3562rev1,
[32]
december 2003.
Compte rendu des réunions du 16 avril, 7 mai et du 7 juillet 2003 concernant les commentaires AVN sur les documents SCK°CEN mentionnés ci-dessus – Objet 2: Compte rendu de la réunion
NIROND
2005–01 N, April 2005
165
du 7 mai 2003 relatif au Courrier AVN 2003-0157.doc du 3 mars 2003 intitulé ‘Commentaire AVN sur le document ‘Near field simulations of unsaturated flow and radionuclide transport, and impact assessment for the generic repository design for the nuclear zone Mol-Dessel, SCK°CEN R-3562 January 2002’, AVN ref. 2003-1193.doc, 28 november 2003. [33]
Mallants D., Weetjens E., Performance Assessment for Surface Disposal of Low-Level and ShortLived Radioactive Waste in the MONA Reference Working zone: 2
nd
iteration, SCK•CEN R-3801,
december 2004. [34]
Mallants D., Weetjens E., Performance Assessment for Surface Disposal of Low-Level and ShortLived Radioactive Waste in the STOLA-Dessel Reference Working zone: 2
nd
iteration, SCK•CEN R-
3804, december 2004. [35]
Mallants D., Wang L., Volckaert G., Evaluatie van de mogelijke impact van de chemotoxische componenten bij de berging van categorie A afval aan de oppervlakte, SCK•CEN R-3601rev1, december 2004.
[36]
Dierckx A., Van Humbeeck H., Evaluatie van het aantal monolieten voor de berging van radioactief afval van categorie A in een oppervlakte en diepe berging (nieuwe inventaris 2003), NIRAS
[37]
nota 2004-0807, 31 maart 2004.
Cosemans Ch., Inventaris van het radioactief afval : berekening van het referentievolume geconditioneerd afval, NIRAS nota 2003-1100, 22 april 2003.
[38]
Cosemans Ch., Inventaris van het radioactief afval van categorie A (dd. december 1998), NIRAS nota 2002-0535herz1, 26 mei 2005.
[39]
Mallants D., Volckaert G., Labat S., Parameter values used in the performance assessment of the disposal of low level radioactive waste at the nuclear zone Mol-Dessel, SCK•CEN R-3531rev1, december 2003.
[40]
Sweeck L., Zeevaert Th., Volckaert G., Vandecasteele Ch., Biosfeerparameters in performantieen veiligheidsanalysen, SCK•CEN R-3194, juni 1998.
[41]
Mallants D., Volckaert G., Gedetailleerde beschrijving van het bergingssysteem en zijn omgeving, SCK•CEN R-3321rev2,
[42]
april 2004
Hardy L. Mallants D., Volckaert G., Hydrogeological model for the safety evaluation: groundwater flow and transport calculations for the nuclear zone Mol-Dessel, SCK•CEN R-3550rev1, december 2003.
[43]
IAEA,
Classification of Radioactive Waste – A Safety Guide, IAEA Safety Series No. 111-G-1.1,
Wenen, 1994. [44]
EC,
Aanbeveling van de Commissie van 15 september 1999 inzake een classificatiesysteem voor
vast radioactief afval (1999/699/EG Euratom), Publicatieblad van de Europese Gemeenschappen Nr. L 265 pp. 37-45, 1999. [45]
NIROND
2001-05N, Technisch overzicht van het SAFIR 2-rapport – Safety Assessment and
Feasibility Interim Report 2, NIRAS rapport, December 2001. [46]
NIROND
94-04, De oppervlakteberging, op Belgisch grondgebied, van laagactief afval en afval met
korte halveringstijd: synthese en aanbevelingen, NIRAS rapport, April 1994 [47]
166
Van Humbeeck H., Inventaire Volumique A, note ONDRAF 2004-0506, 5 mars 2004.
NIROND
2005–01 N, April 2005
[48]
Cosemans Ch., Inventaris van het categorie A afval: radiologische spectra van het referentievolume geconditioneerd afval, NIRAS nota 2004-0196, 25 februari 2004.
[49]
Cosemans Ch., Inventaris van het categorie A afval: chemische samenstelling van het referentievolume geconditioneerd afval, NIRAS nota 2004-0975, 6 augustus 2004.
[50]
IAEA, Regulations
for the Safe Transport of Radioactive Material, IAEA Safety Standard Series No.
TS-R-1 (ST-1, Revised), Wenen, 2000. [51]
NIROND
98-02herz.1, Een algemene methodologie voor de bepaling van de werkzones voor
oppervlakteberging en voor diepe berging, NIRAS rapport, mei 1999. [52]
NIROND
2005–02 N, Berckmans A., Syntheserapport van een bibliografische studie en twee
geologische
terreinverkenningen
die
de
impactevaluaties
ondersteunen
van
een
oppervlakteberging van categorie A afval te Mol-Dessel, NIRAS rapport, Maart 2004. [53]
Cool W., Radiologische impact als gevolg van een inslag van een vliegtuig op een oppervlakte bergingsinstallatie te Mol-Dessel (Categorie A), NIRAS nota 2003-2048herz.1, 17 december 2003.
[54]
Volckaert G., Mallants D., Scenarioselectie voor de langetermijn veiligheidsevaluatie voor de berging van categorie A afval, SCK•CEN R-3811, december 2003.
[55]
IAEA,
Geological Disposal of Radioactive Waste – IAEA Draft Safety Requirements, DS 154,
Wenen, 10 februari 2005. [56]
Gedeon M., Mallants D., Hydrogeological model for the safety evaluation. Groundwater flow and transport calculations for the nuclear zone Mol-Dessel, SCK•CEN R-3797, januari 2004.
[57]
Gedeon M., Hydrogeological model for the safety evaluation: Groundwater flow and transport calculations for the nuclear zone Mol-Dessel – Slurry trench wall model, SCK•CEN R-3613, september 2003.
[58]
Gedeon M., Hydrogeological model for the safety evaluation: Groundwater flow and transport calculations for the nuclear zone Mol-Dessel. Reduced Aquifer Scenario, SCK•CEN R-3599, september 2003.
[59]
Volckaert G., Zeevaert Th., Radiological impact assessment for human intrusion scenarios, SCK•CEN
[60]
R-3769, maart 2004.
Zeevaert Th., Sweeck L., Biosfeer modellering in de performantie van een geologische afvalberging, SCK•CEN R-3437, april 2000.
[61]
ICRP,
Human Respiratory Tract Model for Radiological Protection, ICRP Publication 66, Annals of
the ICRP Vol. 24 No.1-3, 1994. [62]
ICRP,
Age-dependent Doses to Members of the Public from Intake of Radionuclides: Part 5
Compilation of Ingestion and Inhalation Dose Coefficients, ICRP Publication 72, Annals of the ICRP Vol. 26 No. 1, 1996. [63]
ICRP,
Age-dependent Doses to Members of the Public from Intake of Radionuclides: Part 1, ICRP
Publication 56, Annals of the ICRP Vol. 20 No. 2, 1990. [64]
ICRP,
Age-dependent Doses to Members of the Public from Intake of Radionuclides: Part 2
Ingestion Dose Coefficients, ICRP Publication 67, Annals of the ICRP Vol. 23 No. 3-4, 1994. [65]
ICRP,
Age-dependent Doses to Members of the Public from Intake of Radionuclides: Part 3
Ingestion Dose Coefficients, ICRP Publication 69, Annals of the ICRP Vol. 25 No. 1, 1995.
NIROND
2005–01 N, April 2005
167
[66]
BIOMOVS II,
Biosphere Modelling for Dose Assessments of Radioactive Waste Repositories – Final
Report of the Complementary Studies Working Group, BIOMOVS II Technical Report No. 12, 1996. [67]
IAEA,
Testing of environmental transfer models using data from the remediation of a radium
extraction site – Report of the Remediation Assessment Working Group of BIOMASS Theme 2, IAEA-BIOMASS-7,
[68]
IAEA,
Modelling the transfer of radionuclides to fruit – Report of the Fruits Working Group of
BIOMASS
[69]
2004.
Theme 3, IAEA-BIOMASS-5, 2003.
Pröhl G., Olyslaegers G., Zeevaert Th., Kanyar B., Pinedo P., Simón I., Bergsström U., Hallberg B., Mobbs S., Chen Q., Kowe R., Biosphere Models for Safety Assessment of radioactive waste disposal based on the application of the Reference Biosphere Methodology – BioMoSa, EC contract: FIKW-CT2001-20184, January 2004.
[70]
BNFL,
[71]
KB,
Drigg Post-Closure Safety Case: PRCSA results, September 2002.
17 Oktober 2003 — Koninklijk besluit tot vaststelling van het nucleair en radiologisch noodplan
voor het Belgisch grondgebied , Belgisch Staatsblad 20 november 2003, pp.55874-55940, 2003. [72]
Cool W., Een referentiewaarde voor de alfa-activiteit die vrijkomt uit een bergingsinstallatie cat. A afval : de alfa-activiteit in minerale meststoffen, NIRAS nota 2001-2431, 12 juli 2001.
[73]
De Putter Th., André L., Bernard A., Dupuis Ch., Jedwab J., Nicaise D., Perruchot A., Quinif Y., Oppervlaktegeologie en oppervlakteverwering – Natuurlijke en archeologische analogieën, NIRAS rapport NIROND 97-10, 1997.
[74]
ICRP,
Radiation Protection Principles for the Disposal of Solid Radioactive Waste, ICRP Publication
46, Annals of the ICRP 15, No 4, 1986. [75]
Mallants D., Jacques D., Performance Assessment for Deep Disposal of Low and Intermediate Level Short-Lived Radioactive Waste in Boom Clay – Geological disposal of category A waste, SCK•CEN
[76]
EC,
R-3793, May 2004.
Spent Fuel Disposal Performance Assessment (SPA Project) – Topical Report 3: Far-Field
data and models, Far-field performance assessment, European Commission DOC XII/11/99-EN, August 1999. [77]
NIROND
92–02, Bosselaers R., Volckaert G., Modelling Shallow Land Burial (MODSLB) –
Modelling and evaluation of the radionuclides release from the engineered section of a shallow land burial facility, ONDRAF/NIRAS report, March 1992.
168
NIROND
2005–01 N, April 2005
NIROND
2005–01N, April 2005
169
170
NIROND
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 1
Dit rapport, dat de veiligheid voor een oppervlakteberging te Mol-Dessel behandelt, is voornamelijk1 gebaseerd op technische rapporten en nota’s die tijdens de huidige voorontwerpfase opgesteld werden. Deze rapporten en nota’s vormen samen met het voorliggende syntheserapport het ‘Dossier Veiligheid Oppervlakteberging Mol-Dessel’ uit de voorontwerpfase. Het betreft: Mallants D., Volckaert G., Gedetailleerde beschrijving van het bergingssysteem en zijn omgeving, SCK•CEN R-3321rev2, april 2004 [34] Volckaert G., Mallants D., Scenarioselectie voor de langetermijn veiligheidsevaluatie voor de berging van categorie A afval, SCK•CEN R-3811, december 2003 [47] Hardy L. Mallants D., Volckaert G., Hydrogeological model for the safety evaluation: groundwater flow and transport calculations for the nuclear zone Mol-Dessel, SCK•CEN R-3550rev1, december 2003 [35] Mallants D., Volckaert G., Labat S., Parameter values used in the performance assessment of the disposal of low level radioactive waste at the nuclear zone MolDessel, SCK•CEN R-3531rev1, december 2003 [27] Mallants D., Volckaert G., Near field simulations of unsaturated flow and radionuclide transport, and impact assessment for the generic repository design for the nuclear zone Mol-Dessel, SCK•CEN R-3562rev1, december 2003 [29] Mallants D., Weetjens E., Performance Assessment for Surface Disposal of Low-Level and Short-Lived Radioactive Waste in the MONA Reference Working zone: 2nd iteration, SCK•CEN R-3801, december 2004 [31] Mallants D., Weetjens E., Performance Assessment for Surface Disposal of Low-Level and Short-Lived Radioactive Waste in the STOLA Reference Working zone: 2nd iteration, SCK•CEN R-3804, december 2004 [32] Mallants D., Wang L., Volckaert G., Evaluatie van de mogelijke impact van de chemotoxische componenten bij de berging van categorie A afval aan de oppervlakte, SCK•CEN R-3601rev1, december 2004 [33] Hardy L. Mallants D., Volckaert G., Hydrogeological model for the safety evaluation: groundwater flow and transport calculations for the nuclear zone Mol-Dessel, SCK•CEN R-3550rev1, december 2003 [35] Gedeon M., Mallants D., Hydrogeological model for the safety evaluation. Groundwater flow and transport calculations for the nuclear zone Mol-Dessel, SCK•CEN R-3797, januari 2004 [48]
1
De technische rapporten in verband met de biosfeer werden binnen het bergingsprogramma voor categorie B&C afval gerealiseerd.
NIROND
2005–01N, April 2005
171
BIJLAGE 1
Gedeon M., Hydrogeological model for the safety evaluation: Groundwater flow and transport calculations for the nuclear zone Mol-Dessel. Slurry trench wall model, SCK•CEN R-3613, september 2003 [49] Gedeon M., Hydrogeological model for the safety evaluation: Groundwater flow and transport calculations for the nuclear zone Mol-Dessel. Reduced Aquifer Scenario, SCK•CEN R-3599, september 2003 [50] Volckaert G., Zeevaert Th., Radiological impact assessment for human intrusion scenarios, SCK•CEN R-3769, maart 2004 [51] Cool W., Radiologische impact als gevolg van een inslag van een vliegtuig op een oppervlakte bergingsinstallatie te Mol-Dessel (Categorie A), NIRAS nota 2003-2048 herz.1, 17 december 2003 [47]
172
NIROND
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 2
!"
Deze lijst van FEPs voor berging aan de oppervlakte werd bekomen door de internationale lijst van de NEA voor diepe berging, uit te breiden met een FEP specifiek voor oppervlakteberging, namelijk het neerstorten van vliegtuigen. De FEPs die cursief staan aangeduid werden niet weerhouden in de verschillende scenario’s voor de langetermijnimpact van een oppervlaktebergingsinstallatie te Mol/Dessel uit de voorontwerpfase.
# $ 1.1.01
Meteorietinslag
1.1.02
Zonnestraling, variaties in zonneactiviteit
$
%
1.2.01
Platentektoniek (continentendrift)
1.2.02
Veranderingen in het aardmagnetische veld
1.2.03
Magmatische (vulkanische) activiteit
1.2.04
Metamorfose
1.2.05
Diagenese
1.2.06
Opheffing en subsidentie
1.2.07
Diapirisme
1.2.08 1.2.09
Seismiciteit/aardbevingen Breukactivering
1.2.10
Creatie van breuken
1.2.11
Heterogeniteit binnen de gesteenten/grondlagen
1.2.12
Niet-gedetecteerde geologische karakteristieken
1.2.13
Intrusie van natuurlijk gas
1.2.14
Afname van de plasticiteit van klei
$& 1.3.01 1.3.02 1.3.03 1.3.04 1.3.05 $(
' Neerslag, temperatuur en grondwaterbalans Extreme neerslag, smeltwater (sneeuw) en geassocieerde overstromingen Golfwerking, stormen en oceanen Veranderingen in het zeeniveau Periglaciale effecten en ijstijden %
1.4.01
Grondverschuiving
1.4.02
Erosie (denudatie)
1.4.03
Rivier-, stroom- en kanaalerosie
1.4.04
Riviermeandering
1.4.05
Transport en afzetting van sediment door rivieren
1.4.06
Kusterosie en ontwikkeling van estuaria
NIROND
2005–01N, April 2005
173
BIJLAGE 2
1.4.07
Transport en afzetting van sediment door de zee
1.4.08
Chemische verwering en verwering door vorst
$)
*+
1.5.01
Verandering in de rivieren en meren
1.5.02
Overstromingen
1.5.03 1.5.04 1.5.05 1.5.06
Infiltratie, toevoer naar een grondwaterlaag Grondwaterafvoer Grondwaterstroming Onverzadigde zone van een grondwaterlaag
1.5.07
Zout- of zoetwaterintrusies
1.5.08
Effecten aan zoutwater-zoetwater grenslaag
1.5.09
Natuurlijke thermische effecten
$,
-
1.6.01 1.6.02
Advectie en dispersie Diffusie
1.6.03
Matrixdiffusie
1.6.04
Transport van deeltjes met een gasstroom
1.6.05
Meerfasenstroming en gasgedreven stroming
1.6.06 1.6.07 1.6.08 1.6.09 1.6.10
Oplosbaarheidslimiet Sorptie Oplossen, neerslaan en kristalliseren Colloïdenvorming en -transport Complexanten (natuurlijke)
1.6.11
Mineralisatie in breuken en verwering
1.6.12 1.6.13
Accumulatie in bodems en organische stoffen Verdunning (massa-, isotopische en speciesverdunning)
1.6.14
Chemische gradiënten (electrochemische effecten, osmose)
$.
!
1.7.01 1.7.02
Opname door planten Opname door dieren
1.7.03
Opname door planten met diepe wortels
1.7.04
Bodem- en sedimentbioturbatie
1.7.05
Bodemvorming
1.7.06 1.7.07
Chemische omzettingen in bodems Microbiële interacties
1.7.08
Ecologische veranderingen
1.7.09
Ecologische respons op klimaatsveranderingen
1.7.10
Evolutie van planten en dieren
/ $
0
2.1.01
Niet-gedetecteerde vroegere intrusies
2.1.02
Veroudering en falen van afdichtingen in verkenningsboringen
174
NIROND
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 2
2.1.03
Veroudering (degradatie) en falen van de afdichting van schachten en toegangstunnels
2.1.04
Veranderingen in het geomechanische spanningsveld, zettingen, verzakkingen
2.1.05
Ontwatering van het gastgesteente
2.1.06
Materiaaldefecten
2.1.07
Het falen van alle barrières door eenzelfde oorzaak
2.1.08
Matige kwaliteit van de constructie
2.1.09
Ontwerpveranderingen
2.1.10
Thermische effecten: betonhydradatie
2.1.11
Chemische effecten: oxidatie van de gastformatie
2.1.12
Uitgravingseffecten
$
1
2.2.01
Fouten bij het bergen van het afval
2.2.02
Niet-afdoende opvulling van de galerijen
2.2.03
Gelijktijdige (en geplande) berging van verschillende afvaltypes
2.2.04
Niet-opzettelijke berging van ongewenste materialen
2.2.05
Heterogeniteit van het afval
2.2.06
Accidenten gedurende de exploitatie
2.2.07
Sabotage
2.2.08
Onder water lopen van de berging gedurende de exploitatie
2.2.09
Achterlaten van de niet-afgedichte/afgedekte berging
2.2.10
Matige kwaliteit van afsluiting/afdekking
2.2.11
Monitoring na sluiting
2.2.12
Effecten van een gefaseerde operationele fase
$&
0
2.3.01
Recuperatie van materialen in de berging
2.3.02
Opzettelijke intrusie
2.3.03 2.3.04
Verkenningsboringen Exploitatieboring
2.3.05
Geothermische energieproductie
2.3.06
Opdelven van grondstof
2.3.07
Tunnelbouw
2.3.08
Ondergrondse constructies
2.3.09
Archeologische onderzoekingen
2.3.10
Injectie van vloeibaar afval
2.3.11
Grondwateronttrekking
2.3.12
Ondergrondse nucleaire testen
$( 2.4.01 2.4.02
0
2
Verlies van informatie over de berging Bouwen van dammen, waterreservoirs en kanalen
2.4.03
(Her)Kanalisering van rivieren
2.4.04 2.4.05 2.4.06 2.4.07
Irrigatie Veranderende bodem- of oppervlaktewaterchemie Veranderingen in het landgebruik Veranderingen in de landbouw- en visserijmethoden
NIROND
3
2005–01N, April 2005
175
BIJLAGE 2
2.4.08 2.4.09 2.4.10 2.4.11
Demografische veranderingen en urbane ontwikkeling Antropogene klimaatsveranderingen Groeven, grondstofwinningen nabij de oppervlakte Neerstorten van vliegtuigen
& &$
/ -
3.1.01
Differentiële elastische respons
3.1.02
Niet-elastische respons
3.1.03
Veranderingen in de opening van breuken in de gastformatie
3.1.04
Door warmte veroorzaakte hydrologische veranderingen
3.1.05
Door warmte veroorzaakte chemische veranderingen
&$
4
3.2.01
Corrosie van metalen
3.2.02
Interacties van de gastformatie en het grondwater met materialen in de berging
3.2.03
Interacties van het afval en constructiematerialen met de gastformatie
3.2.04
Niet-radioactieve chemische contaminatiepluim in de gastformatie
3.2.05 3.2.06 3.2.07
Degradatie van cellulose Complexanten (aanwezig of gegenereerd in het afval) Microbiële effecten
&$& 3.3.01
Beweging van afvalverpakkingen
3.3.02 3.3.03
Veranderingen in het in-situ geomechanisch drukveld Verbrossing en scheurvorming
3.3.04
Verzakkingen, instortingen
3.3.05
Breukvorming
3.3.06
Gaseffecten
&$(
5
3.4.01
Radiolyse
3.4.02
Veranderingen in de materiaaleigenschappen
3.4.03
Kriticaliteit
3.4.04
Ingroei van radioactieve dochterisotopen
176
NIROND
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 3
&
Om berekeningen te kunnen uitvoeren moet eerst gedefinieerd worden in welke ruimte of welk domein wiskundige vergelijkingen opgelost worden. Daarna moeten voor dit domein de rand- en beginvoorwaarden vastgelegd worden. Ten slotte moeten de verschillende parameters uit de vergelijkingen opgegeven worden. De diverse domeinen en de randvoorwaarden worden met uitzondering van de hydrogeologie behandeld in Hoofdstuk 4 (Modellen), terwijl de voor het eindresultaat relevante 2 beginvoorwaarden, namelijk de radionuclideninventaris in Hoofdstuk 2 behandeld werden. Deze bijlage bevat de numerieke waarden van de verschillende parameters en de relevante wiskundige vergelijkingen, en voor de hydrogeologie ook de domeinen en randvoorwaarden. Inhoudsopgave Bijlage 3 1
Waterbeweging in onverzadigde zones (afdekking + installatie)
178
2
Waterbeweging in verzadigde zone (grondwater)
179
3
Migratie van contaminanten in installatie en grondwater
187
4
Biosfeermodel voor waterput en rivier
191
5
Biosfeermodellen voor intrusiescenario’s
200
2
Enkel de radionuclidenconcentraties zijn nodige beginvoorwaarden om de resultaten in termen van radiologische impact en de concentraties van de chemische contaminanten te bekomen. Bij de modellen voor de waterstroming, wordt gebruik gemaakt van de stromingssnelheden bij evenwicht. De stromingssnelheden bij evenwicht hangen niet af van de beginvoorwaarden. Voor de biosfeer wordt vertrokken van een ‘quasi-evenwichtsmodel’ dat tijdsonafhankelijk is. Als gevolg daarvan zijn er geen beginvoorwaarden nodig voor het biosfeermodel.
NIROND
2005–01N, April 2005
177
BIJLAGE 3
6
/
/
2
7
3 De waterbeweging in de installatie en in de afdekking speelt zich af in een onverzadigde zone. Voor deze waterbeweging wordt in de veiligheidsevaluaties vertrokken van een tijdsonafhankelijk (evenwichts)model. De wiskundige vergelijking die opgelost wordt is de Richards vergelijking, die bekomen wordt uit een combinatie van de massabalansvergelijking voor water en de constitutieve wet van Darcy voor poreuze media:
[
)]
(
∂θ = ∇. K (h(r , t )). ∇h(r , t ) − 1z − S (r , t ) ∂t
(1)
waarbij de vochtigheidsgraad [-] is, K de hydraulische doorlaatbaarheid [m/s], h de stijghoogte [m], 1z de verticale opwaartse eenheidsvector en S de sink-term [s-1]. Voor het bekomen van de waterbeweging in evenwicht wordt vertrokken van arbitraire beginvoorwaarden die men laat evolueren tot een steady state waarin de vochtigheidsgraad niet meer verandert in functie van de tijd. In de Richards vergelijking wordt vervolgens rekening gehouden met de verbanden (h) tussen de vochtigheidsgraad en de stijghoogte en K(h) tussen de hydraulische doorlaatbaarheid en de stijghoogte. In deze veiligheidsevaluaties werd hiervoor de Van Genuchten benadering gebruikt:
θ ( h) =
θr + θs
K ( h) =
θs −θr
[1 + αh ]
voor h < 0
n ( n −1) / n
voor h ≥ 0
(
K s .S e0,5 . 1 − 1 − S en /( n −1)
( n −1) / n
2
voor h < 0
,
(2)
voor h ≥ 0
Ks met Se =
)
θ −θr θs −θr
waarbij r de residuele vochtigheid [-] is, s de vochtigheid bij saturatie [-], de -1 luchtintredewaarde [m ], Ks de hydraulische doorlaatbaarheid in gesatureerde omstandigheden [m/s] en Se de effectieve verzadigingsgraad aan water [-]. Door rekening te houden met de uitdrukkingen uit vergelijking (2) wordt vergelijking (1) opgelost naar de onbekende h. Eenmaal de stijghoogte h gekend in functie van de plaats (en tijd), wordt de Darcy-flux q afgeleid door middel van de wet van Darcy:
(
)
q (r , t ) = K (h(r , t )). ∇h(r , t ) − 1z .
(3)
Vergelijking (3) wordt gebruikt om de waterflux doorheen de afdekking en de installatie te berekenen.
178
NIROND
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 3
Tabel B.1 – Gebruikte inputparameters voor berekening van waterbeweging in de afdekking en de installatie Materiaal
s
[-]
r
-1
[-]
[m ]
n
Ks [m/s]
AFDEKKING Teelaarde
0,48
0,055
1,6
1,57
5,8 10
-6
Zand
0,33
0,03
7,44
2,96
3,3 10
-4
Grind
0,42
0,005
493
2,19
3,5 10
-3
Leem
0,38
0,151
0,8
1,33
1,8 10
-7
Klei
0,44
0,0
0,0008
2
1,0 10
-10
INSTALLATIE Intact: 2,7 10 Beton/Mortel monoliet
Beton moduledak
Beton module wand- en vloer Dunne film tussen monolieten (2°iteratie)
0,225
0,1
0,00068
1,39
-12
Gedeeltelijk gedegradeerd: -10 2,7 10 Volledig gedegradeerd: -9 8,6 10
1°iteratie: 0,225
Intact: 2,7 10
-10
Volledig gedegradeerd: -9 8,6 10
0,1
0,00068
1,39
0,225
0,1
0,00068
1,39
Volledig gedegradeerd: -9 -7 8,6 10 (3,0 10 )
0,4
0,1
0,00068
1,39
3,0 10
2°iteratie: 0,3
Intact: 2,7 10
6
/
/
-10
-7
2
3
De waterbeweging in het grondwater speelt zich af in een verzadigde zone. Voor deze waterbeweging wordt in de veiligheidsevaluaties vertrokken van een tijdsonafhankelijk (evenwichts)model. De wiskundige vergelijking die opgelost wordt, wordt uit bekomen wordt een combinatie van de massabalansvergelijking voor water en de constitutieve wet van Darcy voor poreuze media, waarvoor een steady state ( h/ t = 0) ondersteld wordt:
[
]
∇. K (r ).∇h(r ) = 0 .
(4)
waarbij K de hydraulische conductiviteitstensor is [m/s] en h de stijghoogte [m]. Vergelijking (4) wordt opgelost in een bepaald domein dat onderhevig is aan randvoorwaarden, die verschillende vormen kunnen aannemen. We onderscheiden volgende typen: Netto-infiltratie bovenop de bovenste laag van het domein. Opgelegde stijghoogten aan de horizontale randen van het domein.
NIROND
2005–01N, April 2005
179
BIJLAGE 3
Stroming is nul aan de horizontale randen van het domein en onderaan de onderste laag van het domein. Rivierrandvoorwaarden die het contact tussen de rivieren en de aquifer vastlegt. Deze randvoorwaarden zijn een combinatie van het waterniveau in de rivier en een conductantie C van een rivierbed die gelijk is aan K×L×W/M waarbij K de hydraulische doorlaatbaarheid van het rivierbed is, L de lengte van de rivier, W de breedte van de rivier en M de dikte van het rivierbed. Afhankelijk van de waarden van de stijghoogte in de aquifer en de stijghoogte rivier zal de hoeveelheid water die in of uit de aquifer stroomt veranderen (Figuur B.1). Voor alle rivieren werd in deze evaluaties een zeer goed contact tussen de rivier en het gronwater ondersteld, door de waarde van de conductantie C/L per eenheid van lengte van de rivier overal gelijk te stellen aan 0,012 m/s. Voor het kanaal Bocholt-Herentals werden de conductanties gecalibreerd om de bestaande piëzometrie zo goed als mogelijk weer te geven (Figuur B.4). Hriv > Hijk > Ebottom : Qriv = C.(Hriv-Hijk) > 0
Hriv < Hijk: Qriv = C.(Hriv-Hijk) < 0 Hijk
Hriv C Qriv
Hijk
Hijk
Hriv C Qriv
Hijk Ebodem
Hriv > Ebodem > Hijk : Qriv = C.(Hriv-Ebodem) > 0 Hriv C Qriv
EbodemHijk
Figuur B.1 – Overzicht van de rivierrandvoorwaarde.
Lekken die water uit de aquifer halen zolang het waterniveau in het lek lager is dan de stijghoogte in de aquifer, maar geen water in de aquifer laten wanneer het waterniveau in het lek hoger is dan de stijghoogte. Het debiet waarmee water uit de aquifer stroomt is rechtevenredig met de conductantie C. Voor alle riviersegmenten die met behulp van deze randvoorwaarde ingebracht werden, werd in deze evaluaties een zeer goed contact tussen de rivier en het gronwater ondersteld, door de waarde van de conductantie C per eenheid van lengte van de rivier overal gelijk te stellen aan 0,012 m/s. Opgelegde stijghoogten en conductantie in de bovenste modellagen om sommige vijvers te modelleren. Andere vijvers werden gemodelleerd door een gedeelte van lagen 1 en/of 2 te onderstellen met een hoge doorlatendheid. Waterputten die een vast pompdebiet uit de aquifer halen. De verschillende beschouwde pompingen worden weergegeven in . In de eerste iteratie werden de rivierstanden geschat met behulp van enerzijds 5 meetpunten op de Hooibeek, Breiloop, Blekenloop, Daelemansloop en de Kleine Nete, en anderzijds topografische kaarten waarop ondersteld werd dat de rivierstand zich tussen 0,5 en 1 m onder het oppervlakteniveau aangeduid op de kaarten bevindt. Tijdens de tweede iteratie kon dit verfijnd worden omdat er tijdens de tussenliggende terreinverkenningen een bijkomend meetpunt op de Kleine Nete geïnstalleerd werd (Tabel B.2, Figuur B.2). Voor het kanaal Bocholt-Herentals werden de standen van het kanaal tussen de verschillende sassen genomen, dit wil zeggen 25,65 mTAW tussen sas 5 en sas 6, 23,72 mTAW tussen sas 6 en sas 7 en 21,23 m tussen sas 7 en 8.
180
NIROND
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 3
Het domein voor het ‘lokaal categorie A’ model wordt weergegeven in Figuren B.3 en B.5, terwijl de toegepaste randvoorwaarden weergegeven worden in Figuren B.4 en B.6 .
Tabel B.2 – Rivierstanden gebruikt in de modellering van de grondwaterstroming. Punt (zie Figuur B.2)
Rivierstand voor 1°iteratie [mTAW]
Rivierstand voor 2°iteratie [mTAW]
Kanaal Bocholt-Herentals tussen sas 5 en sas 6
25,64
25,64
Kanaal Bocholt-Herentals tussen sas 6 en sas 7
23,72
23,72
Kanaal Bocholt-Herentals tussen sas 7 en sas 8
21,23
21,23
Congo kanaal
—
23,81
Breiloop punt 1
23,22
23,22
Breiloop punt 2
—
22,93
Blekenloop
22,68
22,68
Daelemansloop
20,24
20,24
Hooibeek
23,70
24,08
Witte Nete
—
20,33
Kleine Nete
15,48
15,47
Kleine Nete-Schaapgoorbrug
—
16,47
Figuur
B.2
–
Punten
voor
de
rivierstanden
gebruikt
in
de
modellering
van
de
grondwaterstroming.
NIROND
2005–01N, April 2005
181
BIJLAGE 3
SO Lagen 1 tot 4 Laag 5 Laag 6 Laag 7 Laag 8 Laag 9 Laag 10 Laag 11 Laag 12 Laag 13 Laag 14
NW Laag 1 Laag 2 Laag 3 Laag 4 Laag 5 Laag 6 Laag 7 Laag 8 Laag 9
Zanden van Mol Zanden van Kasterlee Klei
Clay
Zanden van Diest
Zanden van Dessel
Laag 10 Laag 11
Zanden van Berchem en Voort
Laag 12 Laag 13
Zanden van Eigenbilzen en Boomse Klei
Laag 14
Figuur B.3 – Verticale doorsnede van het lokaal categorie A model.
Figuur B.4 – Gecalibreerde waarden voor de conductantie per eenheid van lengte en breedte voor het kanaal Bocholt-Herentals voor de eerste en tweede iteratie.
182
NIROND
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 3
Tabel B.3 – Beschouwde pompingen. Lambercoördinaten (m) X
Debiet 3 (m /jaar)
Aquifer of filter diepte
Y
Lambercoördinaten (m) X
Debiet 3 (m /jaar)
Y
Aquifer of filterdiepte [m]
196865
212063
3500
Mol
196592
207468
2500
Berchem+Voort
198558
213702
5000
Mol
196740
212315
2044
Berchem+Voort
198655
213830
1000
Mol
196947
208003
2500
Berchem+Voort
200090
215245
476
Mol
197020
212770
1825
Berchem+Voort
201365
210910
5080
Mol
197465
212038
5000
Berchem+Voort
201410
211280
1500
Mol
197540
212200
1800
Berchem+Voort
201890
208085
1200
Mol
197735
212680
4380
Berchem+Voort
200650
211900
15039
Mol+Kasterlee
198435
214565
5800
Berchem+Voort
194690
209380
4000
Kasterlee
198450
213580
11
Berchem+Voort
194985
211535
500
Kasterlee
198580
214440
950
Berchem+Voort
196175
212885
3200
Diest
198600
213880
17250
Berchem+Voort
196270
212285
5600
Diest
198745
212220
3285
Berchem+Voort
200980
212175
186243
Diest
199180
209770
1460
Berchem+Voort
195200
210075
0
Diest+Dessel
200365
212765
3086
Berchem+Voort
198310
210080
1910
Diest+Dessel
201450
210840
4200
Berchem+Voort
190730
210085
1095
Berchem+Voort
202180
211395
29999
Berchem+Voort
191241
211207
1060
Berchem+Voort
191165
210385
3000
9-15
191435
211000
3500
Berchem+Voort
191840
214650
1000
10-15
192097
211550
2500
Berchem+Voort
192825
210230
3285
11-13
193087
211573
800
Berchem+Voort
194305
214715
26280
37-44
194325
211140
10000
Berchem+Voort
197755
212460
6420
18-80
194495
208970
766
Berchem+Voort
198250
210735
912
128-138
194540
208820
1800
Berchem+Voort
198450
213580
3650
155-163
194598
207541
5500
Berchem+Voort
198485
213070
0
59-80
194690
212040
1500
Berchem+Voort
199520
212965
8000
16-90
194790
211630
3102
Berchem+Voort
199605
212960
25
21-85
194686
214632
3650
Berchem+Voort
200725
215500
3285
169-184
195100
211990
2555
Berchem+Voort
201260
209305
300
9-11
195230
210100
2800
Berchem+Voort
201810
212940
90000
175-191
195355
214505
2000
Berchem+Voort
201920
212550
21900
157-173
195645
212585
3000
Berchem+Voort
202165
208525
14478
35-50
196270
212285
2000
Berchem+Voort
202425
209375
1600
17-20
NIROND
2005–01N, April 2005
183
BIJLAGE 3
Figuur B.5 – Geometrie van de geologische lagen beschouwd in het lokaal categorie A model
184
NIROND
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 3
Figuur B.6 – Type van randvoorwaarden opgelegd in de verschillende lagen. Bovenaan laag 1 wordt ook nog een de netto-infiltratie van 290 mm/jaar ondersteld en onderaan laag 14 werd een stroming=0 opgelegd.
NIROND
2005–01N, April 2005
185
BIJLAGE 3
Ten slotte zijn ook de hydraulische doorlaatbaarheden voor de verschillende lagen nodig om het gestelde probleem op te lossen. Tijdens de eerste iteratie werden de doorlaatbaarheden van de Zanden van Mol en de kleirijke overgangslaag tussen de Zanden van Kasterlee en Diest gekalibreerd, waarbij een aanpassing van hun waarde in functie van de plaats gedaan werd om beter de geobserveerde piëzometrie te simuleren met het model (Figuur B.7). Tijdens de tweede iteratie bleek geen kalibratie van deze parameters nodig om de huidige opgemeten piëzometrie accuraat weer te geven. In de tweede iteratie werden de waarden voor de hydraulische doorlaatbaarheden voor de Zanden van Mol, Kasterlee en Diest en voor de kleirijke overgangslaag tussen de Zanden van Diest en Kasterlee als invoer gebruikt (Figuur B.7).
Figuur B.7 – Gekalibreerde waarden voor de hydraulische doorlaatbaarheid van de Zanden van Mol en voor de overgangslaag tussen de Zanden van Diest en Kasterlee.
Tabel B.4 – Gebruikte hydraulische doorlaatbaarheden voor de berekening van de grondwaterstroming. Geologische laag Zanden van Mol Zanden van Kasterlee
Hydraulische doorlaatbaarheid K [m/s] 1°iteratie -5
2°iteratie
5,8 10 tot 2,3 10 2,3 10
4
-5
-8
-6
1,61 10
-5
3,12 10
-5
Kh : 1,02 10
-5
Overgangslaag
1,6 10 tot 1,6 10
; Kv: 3,2 10
Zanden van Diest
2,5 10
-4
Zanden van Dessel
3,0 10
-5
1,4 10
-5 (*)
Zanden van Berchem en Voort
2,4 10
-5
1,4 10
-5 (*)
1,4 10
-9
-5
(*)
In de tweede iteratie werd voor deze dataset aangenomen dat de waarde van de doorlaatbaarheid voor de Zanden van Dessel en Berchem en Voort dezelfde is als deze voor de Zanden van Diest. Een gevoeligheidsberekening werd gemaakt door ook de parameterwaarden voor de eerste iteratie in te brengen. Het effect van de verschillen voor de doorlaatbaarheden van de Zanden van Dessel en Berchem en Voort bleek beperkt.
186
NIROND
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 3
& De migratie van de radionucliden en chemische contaminanten in de installatie wordt beschreven door een vergelijking die resulteert uit de combinatie van enerzijds een massabalans voor het radionuclide in kwestie en anderzijds de wet van Fick, lineaire reversibele sorptie en een oplosbaarheidslimiet:
R
∂C (r , t ) = ∂t
(
)
∇. D.∇C (r , t ) − ∇.
q (r , t )
ηe
C (r , t )
− R.λ .C (r , t ) + Rmoeder .λmoeder .Cmoeder (r , t )
∂U (r , t ) = ηe .∇. D.∇Copl (r , t ) − ∇. q (r , t ).Copl (r , t ) ∂t − λ .U (r , t ) + λmoeder .U moeder (r , t )
(
) (
)
als C(r , t ) < C opl (*) ,
(5)
als C(r , t ) ≥ C opl in (*)
met R de vertragingsfactor [-], e de effectieve porositeit [-], C de poriënwaterconcentratie [(mol of Bq)/(m3 poriënwater)], Copl de oplosbaarheidslimiet, U de totale concentratie van het element in zowel de vaste fase als de waterfase per eenheid van volume van het poreus medium [(mol of Bq)/(m3 poreus medium)] en D de hydrodynamische dispersietensor [m2/s] die de som is van een mechanische dispersieterm en een moleculaire diffusieterm:
Dij = α T v δ ij + (α L − α T ) Mechanische dispersie
vi v j v
+ D*δ ij ,
(6)
Moleculaire diffusie
met ij de Kronecker-delta ( ij = 0 als i j, ij = 1 als i = j), T de transversale dispersiviteit [m], L de longitudinale dispersiviteit [m], v de poriënsnelheid gedefinieerd als q/ e en D* de poriënwaterdiffusiecoëfficient [m2/s]. Voor de hydrogeologie worden met behulp van dergelijke berekeningen voor een nietvertraagd (R=1) langlevend ( =0) radionuclide de dilutiefactoren berekend uit sectie 5.2.1.1 “Gevoeligheidsanalysen met betrekking tot de hydrogeologie”. Voor de berekening van de migratie in de installatie worden de parameters gegeven in Tabellen B.2, B.3 en B.4. We merken op dat de vertragingsfactoren in de advectiekanalen grenzend aan het beton verschillen van deze in beton. De reden hiervoor is dat de effectieve porositeit in de advectiekanalen verschillend is, bij een gelijke verdelingscoëfficiënt Kd en dichtheid b.
NIROND
2005–01N, April 2005
187
BIJLAGE 3
Tabel B.5 – Elementonafhankelijke parameters voor de migratie in de installatie. Parameter
Waarde
Effectieve porositeit
e
in beton
0,08
Effectieve porositeit
e
in kalk gestabiliseerde leem
1°iteratie: 0,33
Effectieve porositeit
e in advectiekanaal (2°iteratie)
2°iteratie: 0,08
Longitudinale dispersiviteit
L
Transversale dispersiviteit
T in advectiekanaal (2°iteratie)
Longitudinale dispersiviteit
L
Transversale dispersiviteit
T in beton
0,40
in advectiekanaal (2°iteratie)
0,1 m 0,1 m
in beton
0,001 m 0,001 m
Poriënwaterdiffusiecoëfficient D* voor alle elementen in kalk gestabiliseerde leem (en advectiekanaal grenzend aan de kalk gestabiliseerde leem)
6,78 10
Vertragingsfactor R voor alle elementen in kalk gestabiliseerde leem (en advectiekanaal grenzend aan de kalk gestabiliseerde leem)
1
Poriënwaterdiffusiecoëfficient D* voor alle elementen in zand voor AES6 (en advectiekanaal grenzend aan zand)
6,78 10
Vertragingsfactor R voor alle elementen in zand voor AES6 (en advectiekanaal grenzend aan zand)
1
-11
m /s
2
-11
m /s
2
Tabel B.6 – Parameters voor de migratie van de radionucliden in het grondwater Parameter Effectieve porositeit
Waarde 0,37 Zanden van Mol en Kasterlee
e
0,34 Andere lagen Copl voor alle radionucliden voor alle radionucliden moeder
0
voor alle radionucliden
R voor alle radionucliden
1
Longitudinale dispersiviteit
L
Transversale dispersiviteit
T
Poriënwaterdiffusiecoëfficient D* voor alle elementen
188
0 0 (omdat numerieke dispersie groter is dan de fysische dispersie) 0 (omdat numerieke dispersie groter is dan de fysische dispersie) 0 (omdat advectie en dispersie sterk overheersend zijn)
NIROND
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 3
Tabel B.7– Elementafhankelijke parameters voor de migratie in de betonnen componenten van de installatie. Element /nuclide
2
D* [m /s]
R [-]
Coplosbaarheid [mol/l]
14
1,40 10
-11
55001
36
1,10 10
-12
137
1,54 10
3
H
Element /nuclide
2
D* [m /s]
R [-]
Coplosbaarheid [mol/l]
-5
229
8,70 10
-12
137501
48
—
238
8,70 10
-12
137501
3,4 10
-6 (*)
-12
84
—
234
8,70 10
-12
137501
1,5 10
-9 (*)
6,80 10
-12
1
—
230
8,70 10
-12
137501
4,0 10
-9
129
I
8,90 10
-13
1761
—
226
8,90 10
-12
8251
1,0 10
-7
94
Nb
1,80 10
-11
964
239
7,90 10
-12
118251
235
8,70 10
-12
137501
231
Pa
9,70 10
-12
13751
C Cl Cs
6,0 10
1°iteratie: -8 7,4 10 (**) 2°iteratie : -12 7,39 10
Th U U Th Ra
Pu
4,0 10
2,0 10
-9
-10
(*)
59
Ni
3,20 10
-11
3384
1°iteratie : -8 2,9 10
U
(**)
2°iteratie : -12 2,0 10
2,1 10
-7 (*)
(*)
63
1°iteratie : -10 7,2 10
3,20 10
-11
90
4,90 10
-13
51
1,0 10
-8
B
6,8 10
-12
28,5
99
1,60 10
-11
13751
3,0 10
-7
Be
6,8 10
-12
2
236
8,70 10
-12
137501
-10 (*)
Cd
6,8 10
-12
276
Metaal en oxide: (***) 1,70 10-5
232
8,70 10
-12
137501
4,0 10
-9
Pb
6,8 10
-12
13751
Metaal en oxide: (***) 5,02 10-3
237
1,80 10
-11
137501
1,0 10
-8
Sb
6,8 10
-12
276
Metaal en oxide: (***) 1,10 10-3
233
8,70 10
-12
137501
3,6 10
-6
Zn
6,8 10
-12
2751
Metaal: (***) 8,26 10-4 Oxide: 8,69 10-4
Ni
Sr
3384
2°iteratie -14 4,2 10
(**)
:
1,0 10
—
-8
(***) (****)
(***)
Tc
U Th Np
U
1,7 10
Metaal: 3,30 10-5 Oxide Be niet aanwezig in afval
(*)
Er werd rekening gehouden met een isotopische verdunning van de radioactieve isotopen van dit element om te komen tot deze ‘effectieve’ oplosbaarheid voor het isotoop in kwestie. Er werd rekening gehouden met een isotopische verdunning van de radioactieve en de niet-radioactieve isotopen van dit element om te komen tot deze ‘effectieve’ oplosbaarheid voor het isotoop in kwestie. (***) Voor de berekeningen van de chemische impact werden aparte geochemische berekeningen gedaan naar de oplosbaarheid, die ondermeer afhangt van of het element zich onder zoutvorm, metaalvorm of oxidevorm bevindt. Hierbij werd eerst nagegaan of er oplosbaarheidslimiterende minerale fasen bestaan in alkalische en licht reducerende condities. Vervolgens werd voor de oplosbaarheidslimiterende minerale fasen de oplosbaarheidslimiet berekend. Van de beschouwde chemische elementen bevindt enkel boor zich onder zoutvorm in het afval. (****) In de huidige (conservatieve) geochemische berekeningen werd geen minerale fase voor boor geïdentificeerd waardoor geen oplosbaarheidslimiet voor boor beschouwd werd. Dit is meer dan waarschijnlijk een conservatieve aanname omdat in het afval meer dan waarschijnlijk weinig oplosbare boorzouten zitten door de aanwezigheid van Ca(OH)2 in het conditioneringsprocédé. (**)
NIROND
2005–01N, April 2005
189
BIJLAGE 3
Tabel B.8 – Elementafhankelijke parameters voor de migratie in advectiekanaal grenzend aan betonnen
componenten
(monolieten,
modules
en
met
beton
gevulde
toegankelijke
inspectieruimte). Element /nuclide
2
D* [m /s]
R [-]
Coplosbaarheid [mol/l]
14
1,40 10
-11
11001
36
1,10 10
-12
137
1,54 10
3
H
129
C Cl Cs
I
94
Nb
Element /nuclide
2
D* [m /s]
R [-]
Coplosbaarheid [mol/l]
-5
229
8,70 10
-12
27501
10
—
238
8,70 10
-12
27501
3,4 10
-6 (*)
-12
18
—
234
8,70 10
-12
27501
1,5 10
-9 (*)
6,80 10
-12
1
—
230
8,70 10
-12
27501
4,0 10
-9
8,90 10
-13
353
—
226
8,90 10
-12
1651
1,0 10
-7
1,80 10
-11
239
7,90 10
-12
23651
235
8,70 10
-12
27501
231
Pa
9,70 10
-12
2751
194
6,0 10
1°iteratie: -8 7,4 10 (**) 2°iteratie : -12 7,39 10
Th U U Th Ra
Pu
4,0 10
2,0 10
-9
-10
(*)
59
Ni
3,20 10
-11
678
1°iteratie : -8 2,9 10
U
(**)
2°iteratie : -12 2,0 10
2,1 10
-7 (*)
(*)
63
1°iteratie : -10 7,2 10
3,20 10
-11
4,90 10
-13
11
1,0 10
-8
B
6,8 10
-12
2
1,60 10
-11
2751
3,0 10
-7
Be
6,8 10
-12
1
236
8,70 10
-12
27501
-10 (*)
Cd
6,8 10
-12
56
Metaal en oxide: (***) 1,70 10-5
232
8,70 10
-12
27501
4,0 10
-9
Pb
6,8 10
-12
2751
Metaal en oxide: (***) 5,02 10-3
237
1,80 10
-11
27501
1,0 10
-8
Sb
6,8 10
-12
56
Metaal en oxide: (***) 1,10 10-3
233
8,70 10
-12
27501
3,6 10
-6
Zn
6,8 10
-12
551
Metaal: (***) 8,26 10-4 Oxide: 8,69 10-4
Ni
90
Sr
678
2°iteratie -14 4,2 10
(**)
:
1,0 10
—
-8
(***) (****)
(***)
99
Tc
U Th Np
U
1,7 10
Metaal: 3,30 10-5 Oxide Be niet aanwezig in afval
(*)
Er werd rekening gehouden met een isotopische verdunning van de radioactieve isotopen van dit element om te komen tot deze ‘effectieve’ oplosbaarheid voor het isotoop in kwestie. (**) Er werd rekening gehouden met een isotopische verdunning van de radioactieve en de niet-radioactieve isotopen van dit element om te komen tot deze ‘effectieve’ oplosbaarheid voor het isotoop in kwestie. (***) Voor de berekeningen van de chemische impact werden aparte geochemische berekeningen gedaan naar de oplosbaarheid, die ondermeer afhangt van of het element zich onder zoutvorm, metaalvorm of oxidevorm bevindt. Hierbij werd eerst nagegaan of er oplosbaarheidslimiterende minerale fasen bestaan in alkalische en licht reducerende condities. Vervolgens werd voor de oplosbaarheidslimiterende minerale fasen de oplosbaarheidslimiet berekend. Van de beschouwde chemische elementen bevindt enkel boor zich onder zoutvorm in het afval. (****) In de huidige (conservatieve) geochemische berekeningen werd geen minerale fase voor boor geïdentificeerd waardoor geen oplosbaarheidslimiet voor boor beschouwd werd. Dit is meer dan waarschijnlijk een conservatieve aanname omdat in het afval meer dan waarschijnlijk weinig oplosbare boorzouten zitten door de aanwezigheid van Ca(OH)2 in het conditioneringsprocédé.
190
NIROND
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 3
( De biosfeerdosisconversiefactoren worden bekomen door de modellering van een aantal blootstellingswegen tussen enerzijds put- en rivierwater en anderzijds de mens (Figuur B.8). De belangrijkste blootstellingswegen zijn: de ingestie van drinkwater en van besmette voedingsmiddelen (fruit, groenten, melk, vlees, vis); de inademing van stofdeeltjes in de lucht boven besmette velden; de uitwendige straling van de bodem voor individuen die zich op de besmette velden of aan de oevers van de rivieren waarvan de sedimenten zijn besmet, zouden bevinden. De transfers van radionucliden tussen de waterput of rivier en de mens wordt beschreven door middel van een aantal analytische benaderingen. Voor de radionucliden 3H, 137Cs, 63 Ni, 90Sr en 129I werden enkel de dosis door ingestie van drinkwater beschouwd in deze evaluaties. filtratie*
ingestie
drinkwater
W A
T
ingestie
E
voedingsgewassen
R
uitwendige bestraling
transfer
V O
PUTTEN , WATER LOPEN
E R
radon emanatie, resuspensie irrigatie
ingestie
transfer
E N
weiland
D
inademing
lucht
BODEM
ingestie
vee
melk, vlees
ingestie
M E N S
drenking
E
L A A G
ingestie**
vis
sedimentneerslag**
sedimenten
ingestie uitwendige bestraling
* behalve voor kleine waterlopen ** behalve voor kleine waterlopen en voor putten
Figuur B.8 – Voorstelling van de transferwegen in het biosfeermodel voor waterput en rivier.
($
8
Het dosistempo door ingestie Hingestie [Sv/jaar] voor radionuclide i wordt bekomen als de som van de ingestie van drinkwater, voedingsgewassen, melk, vlees en vis: i i i Cdrinkwater .Qdrinkwater + C graan .Qgraan + Cbladgroent e .Qbladgroent e + i i H ingestie .Qaardappel + = DFing , i C ipeulvrucht .Q peulvrucht + Caardappel i C wort elgewas .Qwortelgewas
NIROND
2005–01N, April 2005
i .Qmelk + Cmelk
i .Qvlees + Cvlees
(7) i .Qvis + Cvis
191
BIJLAGE 3
i waarbij DFing de ingestiedosiscoëfficient uit ICRP is [Sv/Bq], C Ai de concentratie in het biosfeercompartiment A [Bq/(kg of l of m3)] en QA de jaarlijkse menselijke consumptie van het biosfeercompartiment A is [(kg of l of m3)/jaar]. Binnen de voedingsgewassen onderscheiden we granen, bladgroenten, peulvruchten, aardappelen en wortelgewassen.
Om de ingestiedosis te berekenen met behulp van vergelijking (7) moeten eerst nog de concentraties berekend worden in de verschillende biosfeercompartimenten die rechtstreeks of onrechtstreeks leiden tot ingestie, te weten drinkwater, de wortelzone van de bodem, voedingsgewassen, melk, vlees en vis. Deze concentraties worden berekend door middel van een aantal analytische uitdrukkingen die de verschillende optredende processen in rekening brengen. De ingestiedosiscoëfficiënten en de jaarlijkse menselijke consumpties zijn invoerparameters in het biosfeermodel. 1.4.1.1 Concentratie in drinkwater Bij de berekening van de concentratie in het drinkwater, wordt rekening gehouden met de oorsprong van het drinkwater, te weten putwater of rivierwater. i De concentratie van een radionuclide in drinkwater C drinkwater [Bq/m3] afkomstig uit putwater is gelijk aan de concentratie in de waterput: i Cdrinkwater = C w, i .
(8)
Dit wil zeggen dat er geen filtratie ondersteld wordt waardoor eventueel een gedeelte van de radionucliden uit het drinkwater zou gefilterd worden. i De concentratie van een radionuclide in drinkwater C drinkwater [Bq/m3] afkomstig uit rivierwater wordt berekend door rekening te houden met twee fenomenen, dilutie en filtratie. De radionuclidenflux A [Bq/jaar] naar een riviersegment wordt gedilueerd door rekening te houden met het waterdebiet Gw in dit riviersegment. Omdat rivierwater een zekere hoeveelheid aan gesuspendeerde materie bevat, onderstellen we een filtratie die deze materie verwijdert uit het drinkwater. Bovendien onderstellen we een lineaire reversibele sorptie van opgeloste radionucliden op deze materie, zodat met de filtratie een gedeelte van de activiteit van de radionucliden uit het drinkwater verwijderd wordt. Hierdoor wordt de uitdrukking voor de concentratie in het drinkwater afkomstig uit rivierwater:
i Cdrinkwater =
Ai , riviersegment
Gw, riviersegment .(1 + K d ,i M s )
,
(9)
waarin Kd,i de verdelingscoëfficiënt [m3/kg] van radionuclide i in zoet water is en Ms het gehalte aan gesuspendeerde materie in de rivier [kg/m3]. De concentratie in het ongefilterde rivierwater bedraagt:
C w, i =
192
Ai , riviersegment Gw, riviersegment
.
(10)
NIROND
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 3
1.4.1.2 Concentratie in de wortelzone van de bodem De bodems waarop voedingsgewassen geteeld worden of waarop weiland is, kunnen via hun wortelzone zorgen voor een transfer van radionucliden naar voedingsgewassen en gras. Daarom dient de concentratie in de wortelzone gekend te zijn om de concentratie te kunnen berekenen in voedingsgewassen en in vee dat graast op de weilanden. We onderstellen dat de wortelzone van de bodem besmet wordt door (periodieke) irrigatie van de bodem met put- of ongefilterd rivierwater. Door irrigatie zullen radionucliden geleidelijk in de bodem opgenomen worden door uitwisselingsprocessen tussen bodem en poriënvloeistof. Deze wisselwerking wordt door middel van een reversibele sorptie beschreven, gekarakteriseerd door een vertragingsfactor R [-]. De radionucliden zullen anderzijds ook uitlogen mee met het infiltrerende water. De uitloging wordt beschreven aan de hand van een exponentieel uitloogmodel, gekarakteriseerd door een uitloogconstante -1 s [s ]:
λs =
Vw , d v (θ s + ρ s .K ds , i )
(11)
met Vw de waterinfiltratiesnelheid in de bodem [m/jaar], dv de dikte van de wortelzone [m], 3 s het watergehalte van de wortelzone [-], s de bulkdichtheid van de wortelzone [kg/m ] en 3 Kds,i de verdelingscoëfficiënt van radionuclide i in de grond [m /kg]. De concentratie van de radionucliden in de wortelzone zal fluctueren in functie van de irrigatieperiode, omdat een zekere accumulatie van de radionucliden in de bodem zal optreden. De jaargemiddelden van de concentraties van radionucliden in de bodem, worden berekend als de gemiddelden tussen het begin en het einde van de irrigatieperioden. Volgende uitdrukking wordt gebruikt om de concentratie van radionuclide i in de bodem [Bq/kg droog] te berekenen:
C s , i = C w, i
exp(λs , i (Tir , v − 1)) − exp(− λs , i .Tir , v ) 1 I rr , v 1 +1 , . . . 2 Tir , v d v .ρ s .λs , i 1 − exp(− λs , i )
(12)
waarbij Irr,v het jaarlijkse irrigatiedebiet per oppervlakte-eenheid is voor het gewas v, Tir,v de fractie van een jaar dat het gewas v geïrrigeerd wordt, s,i de effectieve vervalconstante van het radionuclide i [s-1], dit is de som van de radioactieve vervalconstante i en de uitloogconstante s. 1.4.1.3 Concentratie in voedingsgewassen en weiland De concentratie in de voedingsgewassen en in het gras op de weilanden resulteert uit de som van de bijdrage van wortelopname uit de bodem en uitwendige depositie op de gewassen bij irrigatie. De wortelopname in gewassen wordt in dit model gekarakteriseerd door een grond-plant concentratiefactor Bv,i of Bp,i die de verhouding weergeeft tussen de de concentratie in de plant en bodemconcentratie [kg droog/kg vers]. Voor de bijdrage van
NIROND
2005–01N, April 2005
193
BIJLAGE 3
de uitwendige depositie wordt er ten eerste rekening gehouden met een massieke interceptiefactor Rv/Yv [m2/kg vers] die het irrigatiewater per eenheid van begroeiingsdichtheid Yv [kg vers/m2], uitdrukt dat door het gewas v onderschept wordt. Daarnaast wordt er rekening gehouden met een afname van de concentratie door verwering van de planten. Voor alle gewassen uitgezonderd wortelgewassen en aardappelen wordt voor de verwering een exponentieel verval ondersteld, gekarakteriseerd door de verweringsconstante w,v [s-1]. Voor deze gewassen wordt een eventueel reducerend effect van de bereiding of reiniging van de gewassen niet in rekening gebracht. Voor wortelgewassen en aardappelen is niet de concentratie op het uitwendige van de plant van belang, maar wel deze in het eetbare gedeelte (wortelgedeelte). Deze wordt bepaald door de translocatiefactor ft,i [-] die de fractie aangeeft van de hoeveelheid van radionucliden neergezet op het bovengrondse gedeelte van de plant die naar het eetbare gedeelte is overgegaan bij de oogst. Voor de wortelgewassen brengt de translocatiefactor ook het effect van verwering in rekening. Voor weiland geldt de besmetting door uitwendige depositie slechts voor een fractie van de grasopbrengst, die bepaald wordt door de verhouding van het irrigatieseizoen tot de effectieve groeiperiode van het gras tgr,p (ongeveer 2/3 jaar). Ten slotte worden op basis van deze onderstellingen volgende vergelijkingen afgeleid: 1.
Voor voedingsgewassen uitgezonderd wortelen en aardappelen: i C voedingsge was = B v ,i .C s ,i + C w,i .
I rr ,v Rv 1 − exp(− λ w,v .t e,v ) . . . exp(− t h,v .λ w,v ) , Tir ,v Yv λ w, v
(13)
waarbij te,v de uitwendige blootstellingsduur van gewas v is. 2.
Voor wortelen en aardappelen: i Cwortel / aardappel = Bv , i .C s , i + C w, i .
3.
I rr , v Rv . . f t ,i .te, v . Tir , v Yv
(14)
Voor weiland:
C p , i = B p , i .Cs , i + Cw, i .
(
)
) (
)
I rr , p R p 1 − exp − te, p .λw, p 2 te, p + 2t h, p . . . exp − t h, p .λw, p . , Tir , p Y p λ w, p t gr , p
(
(15)
waarbij te,p de uitwendige blootstellingsduur van gras is, tgr,pde groeiperiode van gras en th,p de tijdsduur tussen de irrigatie en de oogst (maaien of grazen). 1.4.1.4 Concentratie in melk en vlees De concentraties in melk en vlees van vee resulteren uit een inname van gras en van grond samen met het gras en de drenking van het vee. Door te onderstellen dat de concentraties in melk en vlees recht evenredig zullen zijn met de concentraties in het gras, de grond en het water, kan volgende vergelijking afgeleid worden: i Cmelk / vlees = C p , i .Q p , m .Fm , i + C s , i . X s .Q p , m .Fm , i + C w, i .Qw, m .Fm , i .
194
NIROND
(16)
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 3
In deze vergelijking is Qp,m de dagelijkse inname van gras door de koe [kg droog/dag], Fm,i is de transferfactor van radionuclide i in melk of vlees [dag/l of dag/kg], Xs is de verhouding tussen inname van grond en gras [-], Qw,m is de dagelijkse inname van water door de koe [l/dag]. Voor 14C wordt de transfertfactor Fm,i bekomen uit de uitdrukking
Fm =
[C ]m , Q p , m .[C ]p
(17)
waarbij [C]m het koolstofgehalte in melk of vlees is en [C]p het koolstofgehalte in droog gras is. Verder wordt voor koolstof geen bijdrage van de inname van grond of water ondersteld. 1.4.1.5 Concentratie in vis De concentratie in vis resulteert door een opname van besmet water door de vis. De concentratie in de vis wordt bekomen door te onderstellen dat de concentraties in het water [Bq/m3] en de vis [Bq/kg] recht evenredig zijn:
Cvis, i = Cw, i .CFvis , i .
(18)
De evenredigheidsfactor CFvis,i is de concentratiefactor voor zoetwatervis. ($
8
Het dosistempo door inhalatie Hinhalatie [Sv/jaar] voor radionuclide i is het resultaat van de inademing van besmette stofdeeltjes in de lucht en de inademing van geëxhaleerd radongas. i i H inhalatie = DFinh .Qa .Ts .(Cs ,i .Cd , a + K Rn / Ra .Cs , Ra ) ,
(19)
i waarbij DFinh de inhalatiedosiscoëfficient uit ICRP is [Sv/Bq], Qa het inademingsdebiet 3 [m /uur], Ts de jaarlijkse blootstellingsduur op de velden, Cs,i de concentratie in de bodem [Bq/kg], Cd,a de stofbelasting in de lucht [kg/m3], KRn/Ra de verhouding van de concentratie van radon in de lucht tot de concentratie van Ra in de bodem [kg/m3] en Cs,Ra de concentratie van Ra in de bodem [Bq/kg].
($&
9
Het dosistempo door externe bestraling Hstraling [Sv/jaar] boven besmette velden en besmette riviersedimenten wordt bekomen door rekening te houden met de concentratie in de bodem van de velden en in de riviersedimenten [Bq/kg], de dichtheid van de bodem [kg/m3], een omzettingsfactor DFRext tussen deze concentratie en de dosis die opgelopen wordt [(Sv.uur-1)/(Bq.m-3)], een afschermingsfactor SF [-], en de jaarlijkse blootstellingstijd Ts [uur/jaar]:
NIROND
2005–01N, April 2005
195
BIJLAGE 3
i H straling , veld = C s , i .ρ s .Ts .SFs .DFRext i H straling , sediment = C w, i .
hw vw .ki . .(exp(− λi .x / vsed ) − exp(− ki .x )) hsed vsed .ki − λi .Wsed .Tsed .SFsed .DFRext
(20)
waarbij voor het riviersediment rekening gehouden wordt met de geleidelijke depletie van rivierwater als gevolg van de adsorptie van radionucliden aan gesuspendeerde deeltjes en netto-depositie (totale sedimentatie min resuspensie) van deze deeltjes op de rivierbedding, evenals de laterale translatiebeweging van het bedsediment. De parameters die deze processen bepalen zijn de hoogte van de waterkolom hw [m], de dikte van de mobiele sedimentlaag hsed [m], de snelheid van de waterstroming vw [m/s], de snelheid van de mobiele sedimentlaag vsed [m/s], de depletieconstante voor sedimentatie van radionuclide i ki [m-1] en de afstand x [m] tussen het vrijzettingspunt van de radioactiviteit tot het blootstellingspunt. Wsed is een reductiefactor van de straling ten gevolge van de geometrie van de bron [-]. Voor dosis als gevolg van rivierwater uit de Desselse Nete en als gevolg van putwater wordt geen blootstelling door externe bestraling op riviersedimenten ondersteld, maar wel een blootstelling door externe bestraling op velden. Voor de dosis als gevolg van rivierwater uit de Witte en Kleine Nete wordt zowel blootstelling als gevolg externe bestraling op velden als op riviersedimenten ondersteld. ($(
!
Tabel B.9 – Terrestrische parameters Element
Kds,i [m3/kg] vgl.(11)
fi aardappel vgl. (14)
fi wortelgewas vgl. (14)
Bv,i graan vgl.(13)
Bv,i bladgroente vgl.(13)
Bv,i peulvrucht vgl.(13)
Bv,i aardappel vgl. (14)
Bv,i wortelgewas vgl. (14)
Bp,i gras vgl.(15)
Fm,i [d/l] vgl.(16)
Ff,i [d/l] vgl.(16)
C
0,0025
0
0
6
6
6
6
6
6
1,1 10-2
3,6 10-2
-2
1,0 10-1
-3
3,0 10-2
-3
1,1 10-2
-5
5,0 10-4
-3
2,0 10-3
-5
2,0 10-4
-6
1,0 10-4
-7
1,0 10-5
-4
2,0 10-4
-3
1,0 10-3
-6
Cl Cs I Nb Ni Np Pa Pu Ra Tc
0,001 0,135 0,001 0,170 0,043 0,010 0,550 0,410 0,500 0,00005
0,1 0,5 0,1 0,1 0,01 0,01 0,01 0,01 0,1 0,005
0,1 0,3 0,1 0,1 0,01 0,01
50
50
0,018 0,072 0,010 0,040 0,0023
0,01
0,0025
0,01
-6
0,1 0,005
5,2 10 0,01 0,93
50
0,2 0,45 0,1 0,11 0,045 0,0025 -4
1 10
0,1 10
50
0,075 0,035 0,010 0,23
50
0,15
0,051
0,024 0,050 0,035
0,018 0,001 -5
6,1 10
0,005 1,3
-3
6,8 10
0,001 -4
1,1 10
0,010 0,170 -4
0,110 0,010 0,160 0,035 -3
2,5 10
-3
4,1 10
0,050 3
1,7 10
0,13
8,0 10
1
5,0 10
0,1
3,0 10
0,26
3,0 10
0,037 -3
2,5 10
-4
2,3 10 0,12 8
1,0 10 4,0 10
5,0 10 4,0 10
2,0 10
Th
3,2
0,01
0,01
0,01
0,08
1,2 10
8,0 10
0,030
0,01
5,0 10
3,0 10-5
U
0,035
0,01
0,01
7,5 10-4
6,6 10-3
1,0 10-3
0,011
7,8 10-3
0,051
2,0 10-4
2,0 10-4
196
-4
50
NIROND
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 3
Tabel B.10 – Oppervlaktewater parameters. 3
Element
3
Kd,i [m /kg] vgl.(9)
CFvis,i [m /kg] vgl.(18)
-1
ki [m ] voor Kleine en Witte Nete vgl.(19)
C
2
5
5,0 10
-6
Cl
0,001
0,05
2,0 10
-9
Cs
20
1
3,0 10
-5
I
0,1
0,1
2,0 10
-7
Nb
0,5
0,2
1,0 10
-6
Ni
20
0,1
3,0 10
-5
Np
1
0,01
2,0 10
-6
Pa
50
0,011
6,0 10
-5
Pu
100
0,003
7,0 10
-5
Ra
2,5
0,05
5,0 10
-6
Tc
0,01
0,015
2,0 10
-8
Th
50
0,08
6,0 10
-5
U
2
0,002
4,0 10
-6
Tabel B.11 – Dosisfactoren. Radionuclide 14
C
36
Cl
135
Cs
129
I
94
Nb
59
Ni
237
Np
231
Pa
242
DFing,i [Sv/Bq] vgl.(7)
-1
DFinh,i [Sv/Bq] vgl. (19)
5,8 10
-10
5,8 10
-9
0
9,3 10
-10
7,3 10
-9
5,5 10
2,0 10
-9
8,6 10
-9
0
1,1 10
-7
3,6 10
-8
1,0 10
-16
1,7 10
-9
4,9 10
-8
2,2 10
-13
6,3 10
-11
4,4 10
-10
8,5 10
-18
1,1 10
-7
5,0 10
-5
2,2 10
-14
1,9 10
-6
7,1 10
-4
7,6 10
-14
-17
2,4 10
-7
1,1 10
-4
3,3 10
-18
226
2,8 10
-7
9,5 10
-6
3,8 10
-13
99
6,4 10
-10
1,3 10
-8
3,2 10
-18
Pu Ra
Tc
229
6,1 10
-7
2,6 10
-4
5,8 10
-14
230
2,1 10
-7
1,0 10
-4
2,5 10
-17
232
1,1 10
-6
1,7 10
-4
5,2 10
-13
Th Th Th
5,1 10
-8
9,6 10
-6
3,0 10
-17
234
4,9 10
-8
9,4 10
-6
1,2 10
-17
235
4,7 10
-8
8,5 10
-6
1,5 10
-14
4,7 10
-8
8,7 10
-6
6,0 10
-18
4,8 10
-8
8,0 10
-6
4,6 10
-15
233
U U U
236
U
238
U
NIROND
2005–01N, April 2005
-3
DFext,i [Sv h /Bq m ] vgl. (20)
197
BIJLAGE 3
($)
!
Tabel B.12 – Parameters om de dosis door ingestie te berekenen. Parameter
Symbool
Parameterwaarde
Menselijke consumptie (vgl. (7)) Inname drinkwater [m3/jaar] Inname graan [kg vers/jaar] Inname bladgroente [kg vers/jaar] Inname peulvruchten [kg vers/jaar] Inname aardappelen [kg vers/jaar] Inname wortelgewassen [kg vers/jaar] Inname melk [l/jaar] Inname vlees [kg/jaar]
Qdrinkwater Qgraan Qbladgroente Qpeulvrucht Qäardappel Qwortelgewas Qmelk Qvlees
0,4 110 50 15 94 46 160 50
Ms Ms
0,02 0,02
Gw Gw Gw Gw
2,5 107 2,8 107 8,2 107 1,4 108
3
Gehalte aan gesuspendeerde materie in waterkolom [kg/m ] (vgl. (9)) Witte Nete Kleine Nete 3
Debiet van het riviersegment [m /jaar] (vgl. (9)) Desselse Nete Witte Nete Kleine Nete, sectie 1 Kleine Nete, sectie 2 3
Massadichtheid van de bodem [kg dr/m ] (vgl. (11))
1350 kg/m
s
3
Dikte van de wortelzone [m] (vgl. (11)) Voedingsgewassen Weiland
dv dp
Watergehalte van de wortelzone [-](vgl. (11)) Infiltratiesnelheid in de bodem [m/jaar] (vgl. (11))
0,3 0,15
0,32
s
Vw
0,1
Irr,v/Tir,v Irr,v/Tir,v Irr,v/Tir,v Irr,v/Tir,v Irr,v/Tir,v Irr,v/Tir,v
0 0,15 0,1 0,19 0,26 0,03
Tir,v Tir,v Tir,v Tir,v Tir,p
0,27 0,27 0,27 0,27 0,25
Irrigatiedebiet tijdens irrigatieperiode [m/jaar] (vgl. (12) (13) (14) (15)) Graan Bladgroente Peulvrucht Aardappel Wortelgewas Weiland
Irrigatieperiode [jaar] (vgl. (12)) Bladgroente Peulvruchten Aardappel Wortelgewas Weiland -1
Verweringsconstante [jaar ] Bladgroente (vgl. (13)) Peulvrucht (vgl. (13)) Weiland (vgl. (15))
15,07 (uitgezonderd 31,51) 15,07 (uitgezonderd 31,51) 16,91 (uitgezonderd 31,51)
w,v
w,v
w,p
Uitwendige blootstellingsduur [jaar] Bladgroente (vgl. (13)) Peulvrucht (vgl. (13)) Aardappel (vgl. (14)) Wortelgewas (vgl. (14)) Weiland (vgl. (15))
te,v te,v te,v te,v te,p
0,11 0,14 0,14 0,11 0,082
Tijdsduur tussen irrigatie en oogst [jaar] Bladgroente (vgl. (13)) Peulvrucht (vgl. (13)) Aardappel (vgl. (14)) Wortelgewas (vgl. (14)) Weiland (vgl. (15))
th,v th,v th,v th,v th,p
0,082 0 0 0 0,02
198
NIROND
129
I:
129
I:
129
I:
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 3
Parameter
Symbool
Parameterwaarde
Massieke interceptiefactor Bladgroente [m2/kg vers] (vgl. (13)) Peulvrucht [m2/kg vers] (vgl. (13)) Aardappel [m2/kg vers] (vgl. (14)) Wortelgewas [m2/kg vers] (vgl. (14)) Weiland [m2/kg droog] (vgl. (15))
Groeiperiode van gras [jaar] (vgl. (15))
Rv/Yv Rv/Yv Rv/Yv Rv/Yv Rp/Yp
0,15 0,15 0,11 0,11 1,9
tgr,p
0,67
Qp,m Qw,m Xs
14 0,07 0,04
Inname door koe Inname gras [kg droog/dag] (vgl. (16)) Inname water [m3/dag] (vgl. (16)) Verhouding inname grond/gras [-](vgl. (16))
Tabel B.13 – Parameters om de dosis door inhalatie te berekenen. Parameter
Symbool
3
Stofbelasting in de lucht [kg/m ] (vgl. (19))
Parameterwaarde
Cd,a
3,0 10
Inademingsdebiet [m /uur] (vgl. (19))
Qa
1,2
Jaarlijkse blootstellingsduur op de velden [uur/jaar] (vgl. (19))
Ts
1500
KRn/Ra
0,02
DFinh,Rn
5 10
3
3
Verhouding concentraties radon in lucht/radium in grond [kg/m ] (vgl. (19)) -1
-3
Dosisfactor voor inademing van radon [Sv.jaar /Bq.m ] (vgl. (19))
-8
-5
Tabel B.14 – Parameters om de dosis door externe bestraling te berekenen. Parameter
Symbool
Parameterwaarde
Afschermingsfactor op veld [-] (vgl. (20))
SFs
0,7
Afschemingsfactor op sediment [-] (vgl. (20))
SFsed
0,8
Wsed Wsed
0,15 0,20
Jaarlijkse blootstellingsduur op de velden [uur/jaar] (vgl. (20))
Tsed
500
Hoogte waterkolom [m] (vgl. (20))
hw
1,5
Dikte mobiele sedimentlaag [m] (vgl. (20))
hsed
0,3
vsed vsed
500 820
x x x
5 000 10 000 15 000
Reductiefactor voor de geometrie van de bron [-] (vgl. (20)) Witte Nete Kleine Nete
Snelheid van de mobiele sedimentlaag [m] (vgl. (20)) Witte Nete Kleine Nete
Afstand vrijzettingspunt radioactiviteit tot blootstellingspunt [m] (vgl. (20)) Witte Nete Kleine Nete, sectie 1 Kleine Nete, sectie 2
NIROND
2005–01N, April 2005
199
BIJLAGE 3
($,
Tabel B.15 – Berekende biosfeerdosisconversiefactoren (BCF), gebruikt in de veiligheidsevaluaties. Voor de nucliden en waarden in grijs werd enkel de dosis door ingestie van drinkwater beschouwd. Radionuclide 14
C
36
Cl
137
Cs
3
BCF Waterput -1 -3 [Sv jaar /Bq m ]
Radionuclide
BCF Waterput -1 -3 [Sv jaar /Bq m ]
5,51 10
-10
U
2,18 10
-08
2,31 10
-09
230
234
Th
2,86 10
-07
5,20 10
-09
226
Ra
2,49 10
-07
7,20 10
-12
U
2,09 10
-08
129
I
6,11 10
-08
232
Th
2,49 10
-06
59
Ni
3,48 10
-11
237
Np
4,86 10
-08
6,00 10
-11
U
2,27 10
-08
229
Th
5,94 10
-07
239
Pu
1,00 10
-07
U
2,12 10
-08
Pa
8,84 10
-07
H
63
Ni
94
2,06 10
-08
90
Sr
1,12 10
-08
99
Tc
3,04 10
-10
2,14 10
-08
Nb
238
U
236
233
235 231
)
:
De biosfeermodellen voor de intrusiescenario’s zijn analoog aan het model voor de waterput en de rivier, maar ze gaan uit van andere blootstellingswegen en bijgevolg soms licht verschillende vergelijkingen. We onderscheiden drie typen van intrusiescenario’s waarvoor modellen ontwikkeld werden: constructiescenario’s, siteverkenning en residentiescenario. De radiologische impact wordt voor alle blootstellingswegen berekend door lineaire verbanden met de concentratie van de radionucliden in de installatie. Hierbij wordt ondersteld dat de radionucliden uitgespreid worden over het volledige (externe) volume van alle monolieten, namelijk 187 500 m3. )$
4
:
Bij intrusiescenario’s door infrastructuurwerken zoals constructie van wegen en kanalen, worden de constructiearbeiders blootgesteld aan ioniserende straling door externe bestraling en door inhalatie van geresuspendeerd stof. De dosis door externe bestraling Dext,i [Sv]:
Dext ,i = Cr ,i .Wr .Tk .
dk ,r d k ,tot
.DRFext ,i
(21)
met Cr,i de concentratie van radionuclide i in het afval [Bq/m3], Wr de reductiefactor voor het beperkte oppervlak van de bron [-], Tk de duur van van de werkzaamheden [uur], dk,r
200
NIROND
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 3
de diepte van de constructiewerken in het afval, dk,tot de totale diepte van de constructiewerken en DRFext,i de omzettingsfactor tussen radionuclidenconcentratie in een oneindig rechthoekig gebied en het dosisdebiet [(Sv.uur-1)/(Bq m-3)]. De dosis door inhalatie Dinh,i [Sv]:
Dinh,i = Cd , a .
Cr , i
ρr
.Qa . f d ,inh .Tk .
dk ,r d k ,tot
.DFinh,i ,
(22)
met Cd,a de stofbelasting in de lucht [kg/m3], Cr,i de concentratie van radionuclide i in het afval [Bq/m3], r de massadichtheid van het afval [kg/m3], Qa het inademingsdebiet [m3/uur], fd,inh de inadembare fractie van het geresuspendeerde stof [-] en DFinh de inhalatiedosiscoëfficiënt.
Tabel B.16 – Parameters voor constructiescenario’s. Parameter
Symbool
Parameterwaarde
Reductiefactor voor het beperkte oppervlak van de bron [-] (vgl.(21)) Kanalen Wegen
Wr Wr
1 0,5
Tk Tk
533 142
dk,r dk,r
8 2,8
dk,tot dk,tot
25,2 10,1
DRFext,i
zie Tabel B.11
DRFext,Cs-137
8,0 10
DRFext,Ni-63
0
DRFext,Sr-90
1,2 10
-15
DRFext,Pu-239
8,5 10
-18
Duur van de werkzaamheden [uur] (vgl.(21)) Kanalen Wegen
Diepte van de constructiewerken in het afval [m] (vgl.(21)) Kanalen Wegen
Totale diepte van de constructiewerken [m] (vgl.(21)) Kanalen Wegen
Omzettingsfactor tussen radionuclidenconcentratie en dosisdebiet -1 -3 [(Sv.uur )/(Bq m )] (vgl.(21))
3
Stofbelasting in de lucht bij constructiewerken [kg/m ] (vgl.(22)) 3
Massadichtheid van de afvalinstallatie [kg/m ] (vgl.(22)) 3
5 10
r
1600
Qa
1,7
Inadembare fractie van het geresuspendeerde stof [-] (vgl.(22))
fd,inh
0,2
Inhalatiedosiscoëfficiënt [Sv/Bq] (vgl.(22))
NIROND
2005–01N, April 2005
-6
Cd,a
Inademingsdebiet van werkers tijdens constructiewerken [m /uur] (vgl.(22))
-14
DFinh,i
zie Tabel B.11
DFïnh,Cs-137
3,9 10
-8
DFinh,Ni-63
1,3 10
-9
DFinh,Sr-90
1,6 10
-7
DFinh,Pu-239
1,2 10
-4
201
BIJLAGE 3
)$
;
Een intrusiescenario door boringen of archeologische onderzoekingen geven aanleiding tot een blootstelling ten gevolge van externe bestraling, inhalatie van geresuspendeerd stof en ingestie van besmet vuil. De blootstelling door externe bestraling in dit scenario is de blootstelling aan een boorkern. Dit is een configuratie die benaderd kan worden door een puntbron, in tegenstelling tot de benadering met een oneindig rechthoekig gebied in de andere scenario’s. Voor een puntbron is de dosis Dext,i [Sv] benaderend:
Dext ,i = 1,4.10−13.
2 Cr ,i .π .rkern .hkern .Ei
d2
.Texp ,
(23)
waarbij rkern de straal is van de boorkern [m], hkern de hoogte van de boorkern [m], Ei de gemiddelde gamma-energie van radionuclide i [MeV/verval], d de afstand tussen de boorkern en de onderzoeker [m] en Texp de blootstellingsduur van de onderzoeker. De dosis door inhalatie Dinh [Sv] is:
Dinh, i = Cd .
Cr , i
ρr
.Qa .Ta .DFinh, i ,
(24)
met Cd de inhaleerbare stofbelasting in de lucht [kg/m3] en Ta de blootstellingsduur. De dosis door ingestie Ding [Sv] is:
Ding ,i =
m
ρr
.Cr ,i .DFing ,i ,
(25)
met m de ingeslikte massa [kg]. Tabel B.17 – Nuclide-onafhankelijke parameters voor siteverkenning. Parameter
Symbool
Straal van de boorkern [m] (vgl. (23))
rkern
Parameterwaarde 0,08
Hoogte van de boorkern [m] (vgl. (23))
hkern
1
Afstand tussen boorkern en onderzoeker [m] (vgl. (23))
d
1
Blootstellingsduur routine onderzoek [uur] (vgl. (23))
Texp
1
Blootstellingsduur gedetailleerd onderzoek [uur] (vgl. (23))
Texp
50
Cd
5,0 10
Inademingsdebiet bij onderzoek boorkern [m /uur] (vgl. (24))
Qa
1
Blootstellingsduur aan inhalatie bij routine-onderzoek [uur] (vgl. (24))
Ta
0,1
Blootstellingsduur aan inhalatie bij gedetailleerd onderzoek [uur] (vgl. (24))
Ta
1,3
Inhalatiedosiscoëfficiënt [Sv/Bq] (vgl.(24),)
DFinh
zie Tabel B.11 en Tabel B.16
Ingeslikte massa bij routine-onderzoek [kg] (vgl. (25))
m
2,5 10
-5
Ingeslikte massa bij gedetailleerd onderzoek [kg] (vgl. (25))
M
1,0 10
-4
3
Inhaleerbare stofbelasting in lucht [kg/m ] (vgl. (24)) 3
202
NIROND
-6
2005–01N, April 2005
BIJLAGE 3
Tabel B.18 – Nuclide-afhankelijke parameters voor siteverkenning. Radionuclide
Ei [MeV/verval]
DFing,i [Sv/Bq],i
Radionuclide
Ei [MeV/verval]
DFing,i [Sv/Bq]
235
0,18
4,7 10
-8
236
U
0,00157
4,7 10
-8
Np
0,237
1,1 10
-7
0
2,3 10
-7
U
0,025
4,8 10
-8
Pu
14
C
0
5,8 10
-10
36
Cl
0
9,3 10
-10
6,3 10
-11
237
1,5 10
-10
238
59
Ni
0,0024
63
Ni
0
90
Sr
0
2,8 10
-8
94
Nb
1,57
1,7 10
99
Tc
0
129
6,4 10
U
Pu
238
-9
239
0
2,5 10
-7
-10
240
Pu
0,00173
2,5 10
-7
241
Am
0,0213
2,0 10
-7
I
0,025
1,1 10
-7
Cs
0
2,0 10
-9
241
0
4,8 10
-9
1,3 10
-8
242
Pu
0,00144
2,4 10
-7
4,9 10
-8
243
Am
0,23
2,0 10
-7
135 137
Cs
0,563
234
U
)$&
0,00173
Pu
5
In het residentiescenario wordt er nagegaan wat de impact is van een woning met moestuin bovenop het besmette materiaal dat uitgegraven werd bij de constructiescenario’s. De blootstellingswegen zijn externe bestraling, inhalatie van geresuspendeerd stof uit het besmette materiaal en ingestie van besmette groenten uit een moestuin bovenop het besmette materiaal. Bij de blootstelling door externe bestraling Hext [Sv/jaar] beschouwen we de som van de bestraling binnenshuis en buitenshuis:
H ext ,i = Cr ,i . f r .(Win .Tin + WbuitenTbuiten ).DRFext ,i ,
(26)
waarbij fr een reductiefactor [-] is ten gevolge van de vermenging van radioactief uit het afval met niet-radioactief materiaal uit de afdekking, Win de reductiefactor voor het beperkte oppervlak van de bron binnenshuis [-], Wbuiten de reductiefactor voor het beperkte oppervlak van de bron buitenshuis, Tin de verblijftijd per jaar binnenshuis [uur/jaar] en Tbuiten de verblijftijd per jaar buitenshuis [uur/jaar]. Het dosistempo door inhalatie Hinh [Sv/jaar] wordt:
H inh,i =
Cr , i . f r
ρs
.(Cd , a ,in .Qa ,in .Tin + Cd , a ,buiten .Qa ,buiten .Tbuiten ).DFinh,i ,
(27)
met Cd,a de concentratie van inhaleerbar stof binnen of buiten [kg/m3], s de massadichtheid van het uitgegraven materiaal vermengd met grond [kg/m3] en Qa de inademingsdebieten binnen en buiten [m3/uur]. Bij de dosis door ingestie beschouwen we ingestie van groenten gekweekt in de moestuin bovenop besmet materiaal. Om een moestuin te bekomen waarop groeten kunnen geteeld worden, wordt het besmette materiaal vermengd met vruchtbare teelaarde. Hierdoor treedt een bijkomende verdunning op die met een reductiefactor Ks ingebracht wordt. Als
NIROND
2005–01N, April 2005
203
BIJLAGE 3
groenten beschouwen we wortelen, uien en witloof als wortelgewassen, naast aardappelen, bladgroenten en peulvruchten. Deze keuze van beschouwde groenten verschilt van de beschouwde groenten in het biosfeermodel voor de waterput en de rivier, omdat hier bijvoorbeeld geen tomaten beschouwd worden die in serres gekweekt worden. Het dosisdebiet wordt berekend aan de hand van volgende vergelijking:
H ing ,i = Baardappel,i .Qaardappel .
C r , i . f r .K s
ρs
.DFing ,i .
(28)
Tabel B.19 – Nuclide-onafhankelijke parameters voor residentiescenario. Parameter
Symbool
Parameterwaarde
Reductiefactor ten gevolg van de vermenging van radioactief materiaal uit het afval met niet-radioactief materiaal uit de afdekking [-] (vgl. (26), (27), (28))
fr
0,333
Reductiefactor voor het beperkte oppervlakte van de bron, binnen [-] (vgl. (26))
Win
0,30
Reductiefactor voor het beperkte oppervlakte van de bron, buiten [-] (vgl. (26))
Wbuiten
0,66
Verblijftijd per jaar binnen [uur/jaar] (vgl. (26), (27), (28))
Tin
6960
Verblijftijd per jaar buiten [uur/jaar] (vgl. (26), (27), (28))
Tbuiten
1800
Massadichtheid van het uitgegraven materiaal vermengd met grond 3 [kg/m ] (vgl. (26), (27)) 3
Inademingdebiet binnen [m /uur] (vgl. (27)) 3
Inademingdebiet buiten [m /uur] (vgl. (27))
1500
s
Qa,in
0,8
Qa,buiten
1,45
Cd,a,binnen
1,5 10
-8
Concentratie van inhaleerbaar stof buiten [kg/m ] (vgl. (27))
Cd,a,buiten
3,0 10
-8
Reductiefactor voor vermenging van uitgegraven materiaal met teelaarde [-] (vgl. (28))
Ks
0,5
Consumptiehoeveelheid groenten per jaar [kg vers/jaar]
Qaardappel
170
3
Concentratie van inhaleerbaar stof binnen [kg/m ] (vgl. (27)) 3
Tabel B.20 – Nuclide-afhankelijke parameters voor residentiescenario. Radionuclide
Radionuclide
14
C
0,1
235
36
Cl
50
236
59
0,035
237
63
Ni
0,035
238
90
Sr
0,025
94
Nb
0,050
Ni
99
Tc
129
I
135
Cs
137
Cs
234
U
204
Bgroenten,i [kg droog/kg vers]
U
Bgroenten,i [kg droog/kg vers] 0,011
U
0,011
Np
6,8 10
Pu
238
-3
0,0011
U
0,011
239
Pu
1,1 10
-4
0,17
240
Pu
1,1 10
-4
0,024
241
Am
1,4 10
-4
0,15
241
1,1 10
-4
0,15
242
Pu
1,1 10
-4
0,011
243
Am
1,4 10
-4
Pu
NIROND
2005–01N, April 2005
NIROND
2005–01N, April 2005
205
206
NIROND
2005–01N, April 2005
