Innhold. Ø. Holter, F. Ingebretsen og H. Parr: Fysikk og energiressurser

Transkript

1 Innhold 7 Ioniserende stråling og miljøproblemer Strålingens fysiske egenskaper Absorpsjon og rekkevidde Enheter Strålingens biologiske virkninger Virkning på celler Store doser Små doser og dosegrenser Strålingsøkologi Vårt strålemiljø Spredning og opptak av radioaktive isotoper Fisjon, fusjon og miljøproblemer Kjernevåpen Rutinemessige miljøulemper Radioaktivt avfall Reaktorulykker Ø. Holter, F. Ingebretsen og H. Parr: Fysikk og energiressurser Blindern, 15. januar

2 Kapittel 7 Ioniserende stråling og miljøproblemer Miljøproblemene fra energiproduksjon ved nukleære prosesser er alt vesentlig knyttet til ioniserende stråling, ofte (feilaktig) kalt radioaktiv stråling. I dette kapitlet skal vi ta for oss noen sentrale emner som er viktige for å gjøre kvantitative vurderinger av denne type miljøproblemer. For en mer omfattende innføring i emnet, se f.eks. referanse [7]. Vi vil dernest se på noen globale konsekvenser av en eventuell storskala nukleær energiproduksjon. Selv om det ennå er uløste problemer når det gjelder å forstå virkningen av ioniserende stråling på biologisk materie, er det allikevel ingen annen enkelt miljøfaktor som er så omfattende studert. Dette har flere årsaker. For det første brukes ioniserende stråling i mange sammenhenger, fra medisinsk diagnostikk og terapi til overvåkning av industrielle prosesser. En annen grunn er også det faktum at studiet av ioniserende stråler har åpnet opp utfordrende og spennende forskningsfelt. Internasjonale komiteer og organisasjoner anbefaler regler for håndtering av radioaktive stoffer, og anbefalingene har i lang tid vært innarbeidet i nasjonale lover og regelverk. UNSCEAR (United Nations Scientific Committe on Effects of Atomic Radiation) og ICRP (International Commission on Radiological Protection) er to organisasjoner som tidligere samlet informasjon og ga anbefaalinger om bruk av stråling. ICRP anbefaler fremdeles retningslinjer på basis av stadig oppdatert kunnskap fra internasjonal stråleforskning. De siste retningslinjer ble publisert i 2008 [16]. UNSCEAR publiserer fra tid til annen status av forskning, metoder og doseberegninger, basert på tilgjengelige vitenskapelige arbeider. Siste oversikt kom i 2006 [19]. I dag er det IAEA (International Atomic Energy Agency) og EU (den Europeiske Union) som gir anbefalingene for de Europeiske landene. Ioniserende stråling er bærere av energi, og det er avsetningen av denne energien i biologisk materiale som kan gi skader. Den primære vekselvirkning mellom ioniserende stråling og materie skjer ved energioverføring til elektroner, ved atomære og molekylære eksitasjoner, og i noen tilfelle ved eksitasjon av atomkjerner eller ved kjernereaksjoner. Den hyppigst forekommende prosess, løsriving av elektroner. Ionene som dannes kan være reaktive, og disse reagerer igjen kjemisk slik at molekyler forandres. Strålingen har derfor den samme biologiske virkning som enkelte kjemiske stoffer. Forskjellen mellom kjemiske stoffer og stråling som forurensning er alt vesentlig bestemt av på hvilken måte stoffet eller strålingen tilføres. Mens kjemiske stoffer tilføres organismen via næringsveier, luftveier og til dels ved fysisk kontakt, kan organismen i tillegg utsettes for stråling utenfra uten direkte berøring. Studiet av ioniserende strålings biologiske virkninger er et omfattende forskningsfelt som omfatter flere disipliner, og refereres ofte til som strålingsvitenskap. 2

3 7.1. STRÅLINGENS FYSISKE EGENSKAPER Strålingens fysiske egenskaper Fenomenet radioaktivitet er beskrevet i kap. 4. I tillegg til α, β, nøytron og γ stråling fra nukleære prosesser, har røntgenstråling også så høy energi at den regnes som ioniserende stråling. (Dette gjelder også ultrafiolett lys). I fysikken kaller vi γ, røntgen og lys kvanter (eller partikler ) for fotoner Absorpsjon og rekkevidde De ulike typene stråling har ulike absorbsjonsforløp når de beveger seg i materie. α- og β-stråling er ladde partikler som vekselvirker sterkt med materien ved å slå løs elektroner langs sin bane. α-partikler gir hvert elektron en relativt liten kinetisk energi. β-partikkler avgir inntil all sin kinetiske energi i kollisjoner med andre elektroner, som derved overtar β partikkelens rolle. Nøytroner bremses i biologisk vev i alt vesentlig ved kollisjoner med protoner, som igjen avsetter sin energi ved å slå løs elektroner. γ og røntgenstråling har absorpsjonsegenskaper som er sterkt avhengige av bølgelengden, der de primære prosessene gir hurtige elektroner (foto- og comptonstøt). De sekundære hurtige elektronene oppfører seg deretter som β partikler, slik at virkningen av γ- og β-stråling er den samme. Før denne første prosessen er γ-kvantenes energi uforandret, mens strålingsintensiteten, I, (antall kvant) avtar eksponensielt med den absorberende tykkelsen d; I = I 0 e µd. (7.1) Svekkingskoeffisienten µ har dimensjonen lengde 1, og den inverse 1/µ kalles svekkingslengden (attenuation length). Både spredning og absorpsjon bidrar til å svekke noe av strålen. Ved partikkelstråling mister partiklene energi i påfølgende ioniserende kollisjoner inntil de til slutt kommer til ro. Derfor vil rekkevidden øke med partiklenes opprinnelige bevegelsesenergi. For alle typer stråling blir den karakteristiske inntrengningslengden gjerne dividert med stoffets tetthet for å få en spesifikk egenskap, µ/ρ kalt massesvekkingskoeffisient (mass attenuation coefficient). µ/ρ finnes i tabeller, f.eks. i ref. [18]. For γ, røntgen og nøytronstråling vil svekkingslengden variere fra stoff til stoff. For α og β stråling er det bare tettheten, dvs. antall nukleoner i partiklenes vei, som er avgjørende ved nedbremsingen. Tabell 7.1 gir noen karakteristiske absorpsjonslengder i luft, betong, bly og bløtvev. Rekkevidden av de ulike strålingstyper kan illustreres slik: α stråling absorberes av et papirark β stråling absorberes av noen mm metall røntgen stråling absorberes av noen cm metall n,γ stråling absorberes av opptil noen få meter betong. Dette betyr at vi for noen stråletyper med meget enkle midler kan skjerme mot direkte stråling. For en tilnærmet punktformig strålekilde vil strålingens intensitet svekkes som 1/r 2, der r er avstanden til strålekilden..

4 4 KAPITTEL 7. IONISERENDE STRÅLING OG MILJØPROBLEMER Tabell 7.1: Absorbsjonslengde for stråling i forskjellige stoffer. Stråling Materiale Svekkingslengde 1/µ Kommentar røntgen luft 51 m 0,0013 g/cm 3 (100 kev) betong 25 mm 2,35 g/cm 3 bly 0,18 mm 11,34 g/cm 3 bløtvev 60 mm γ luft 170 m (2 MeV) betong 9,5 cm bly 2,0 cm bløtvev 20 cm hurtige n luft - Virkningstverrsnittet (1 MeV) betong 3,1 cm er avgjørende bly - Rekkevidde luft 2,5 cm α betong - (4 MeV) bly 4,0 cm bløtvev 25 µm luft 1,5 m skalerer β betong 0,83 mm bare (0,5 MeV) bly 0,17 mm med bløtvev 2 mm tettheten Enheter I strålingsvitenskapen brukes en rekke begreper og enheter. De viktigste er: Bq bequerel: En strålingskildes aktivitet er definert som antall hendelser, dvs. antall opprinnelige kjerner som desintegrerer pr. tidsenhet. 1 Enheten for aktivitet er becquerel (eller Bq), oppkalt etter radioaktivitetens oppdager, Henri Bequerel: 1 Bq = 1 desintegrasjon/s. Ci curie: Den tradisjonelle enheten for aktivitet er curie (Ci); 1 Ci = 3, Bq. 1 Ci ble opprinnelig definert som aktiviteten til 1 g 226 Ra, og denne enheten ble brukt i all litteratur inntil 1975, da enheten Bq ble internasjonalt vedtatt. Gy gray: Når ioniserende stråler treffer materie, absorberes energien helt eller delvis. Den absorberte energi pr. enhet masse er i vår sammenheng den viktigste enheten, og kalles absorbert dose, eller i dagligtale dose. Enheten er gray (eller Gy), oppkalt etter fysikeren L.H. Gray; 1 Aktiviteten A kan uttrykkes ved halveringstiden t 1 2 : A = dn dt = N ln 2/t 1 2. (7.2)

5 7.1. STRÅLINGENS FYSISKE EGENSKAPER 5 1 Gy = 1 J/kg. rad: Den tradisjonelle enheten for absorbert dose er rad (Radiation Absorbed Dose): 1 rad = 0,01 Gy. R røntgen: Den historiske forløper for absorbert dose kalles eksposisjon, og refererer til absorbert dose i luft (egentlig summen av frigjorte ladninger med samme fortegn). Enheten for eksposisjon er røntgen (R) som brukes fremdeles; 1 R = 2, coulomb/kg. 1 R tilsvarer 8,69 mgy i luft. Definisjoner av røntgen gjelder i luft ved 76 mm Hg og 0 o C, og bare for fotoner (γ- og røntgenstråler) under 3 MeV. Den biologiske virkning av en stråledose er avhengig av stråletypen, dens energi og absorpsjonsmåte, og er derfor ikke alltid proporsjonal med dose målt i Gy. α-partikler, som har to ladninger, vil gi større ionisasjonstetthet, dvs. flere skader pr. celle, enn γ- stråler for samme dose i Gy. Vi skiller derfor mellom stråletyper som gir lite eller stor ionisasjonstetthet ved nedbremsing, hhv. lav LET og høy LET stråling. (Linear Energy Transfer). Figur 7.1 antyder forskjellen i ionetetthet langs sporet til en lav og en høy LET stråle. Figur 7.1: Illustrasjon av ionetetthet langs sporet av lav LET (øverst) og høy LET (nederst) stråling. Dose målt i Gy er avsatt strålingsenergi pr. kg masse. Det er ikke umiddelbart innlysende at Gy er et godt mål for biologisk virkning, som igjen er sterkt avhengig av typen og tetthet av skader på molekylnivå. Sv sievert: For å ta hensyn til biologiske forskjeller (egentlig for å sammenlikne virkningen av lav LET og høy LET stråling) brukes begrepet ekvivalentdose. Ekvivalentdose er definert som absorbert dose veiet (multiplisert) med en strålingsvektfaktor w R, som settes lik 1 for γ-, røntgen- og β-stråling. Gjeldende w R verdier ble foreslått i 1990 [16], og erstatter de tidligere kvalitetsfaktorer Q. Enheten for ekvivalentdose er sievert (Sv). For en dose, D T,S, til et gitt organ, T, fra flere stråletyper S, blir ekvivalentdosen i sievert, H T, til organet derfor: H T = S w S D T,S. (7.3) H T har dimensjonen J/kg, men enheten kalles sievert for å markere forskjellen fra absorbert dose D T,S i gray.

6 6 KAPITTEL 7. IONISERENDE STRÅLING OG MILJØPROBLEMER rem: Den gamle enheten for ekvivalentdose er rem (Radiation Equivalent Man), og er lik 0,01 Sv. Den biologiske virkningen av en gitt ekvivalentdose til et bestrålt organ varierer også fra organ til organ. For å finne et mål for den totale stråledosen på et individ må vi derfor summere ekvivalentdosen til hvert organ, veiet (multiplisert) med nok en vektfaktor, en organavhengig vektfaktor kalt w T, der Σ w T = 1. Effektivdose betegnes E, og er definert ved: E = w T H T, (7.4) T der H T er den midlere dose i organ T. E får også benevnelsen sievert. Midlere vektfaktorer w S og w T for praktisk strålevern er anbefalt av ICRP, og er gitt i tabellene 7.2 og 7.3. Tabell 7.2: Faktorene w S fra ref. [16]. Stråletype w S Fotoner, elektroner og myoner 1 Nøytroner kontinuerlig funksjon av energien Protoner og ladde pioner 2 α partikler, tunge ioner 20 Tabell 7.3: Faktorene w T fra ref. [16]. Kroppsdeler / organer w T Sum Benoverflater, hjerne, spyttkjertler, skinn 0,01 0,04 Urinblære, spiserør, lever, skjoldbruskkjertel 0,04 0,16 Gonader 0,08 0,08 Benmarg, mage, tarm, lunge, bryst, øvrig vev 0,12 0,72 Totalt 1,00 Siden disse anbefalte verdiene for w S og w T skal brukes i praktisk strålevern, er det valgt konservative, avrundede verdier. Den biologiske virkningen av stråling er også i mange tilfeller avhengig av absorbert doserate (eller doserate), dvs. hvor hurtig en dose er mottatt, og tidsforløpet mellom eventuelt flere bestrålinger. Absorbert doserate måles i Gy/s eller Sv/s. Når vi kjenner strålekildens aktivitet og strålingsenergi, gir dette doseraten dd/dt. Den totale (integrerte) dosen D t blir da: D t = 0 dd dt dt. (7.5) Spesielt blir den totale dosen fra radioaktivitet i kroppen (f.eks. etter inntak av mat som inneholder 137 Cs) der desintegrasjonskonstanten er λ; D t = 0 ( ) dd e λt dt = 1 dt 0 λ ( ) dd, dt 0 siden doseraten er proporsjonal med aktiviteten, og ( dd dt ) 0 er doseraten ved tiden t = 0.

7 7.2. STRÅLINGENS BIOLOGISKE VIRKNINGER Strålingens biologiske virkninger Ioniserende stråling gir altså forandringer på molekylnivå, mest i form av ionisasjoner. Dette kan videre utvikle seg til skader på makroskopisk nivå. Vi deler disse skadene inn i to hovedkategorier; deterministiske skader og stokastiske skader. Deterministiske skader er akutte, de inntrer umiddelbart eller innen få dager etter bestråling med høye doser. Stokastiske skader kan skje etter bestråling med lave doser, og kan eventuelt inntreffe flere år senere. For enkelte kreftformer kan latenstiden være opptil 20 år eller mer. For eksempel er solbrenthet en deterministisk skade, mens hudkreft er en stokastisk skade. Den skjer senere med en viss sannsynlighet Virkning på celler Ioniserende stråling danner, som navnet sier, ioner, noe som betyr at molekylære bindingr ødelegges, og det kan dannes reaktive ioner. På molekylært nivå har vi derved en lokal effekt der ionisasjonen skjer, eller effekter fra de reaktive ionene et annet sted i molekylet. I en organisme kan også radioaktive isotoper opptas i molekyler, der isotopen og derved molekylet omvandles ved radioaktiv desintegrasjon. For eksempel vil tritium kunne erstatte hydrogen, og deretter desintegrere til 3 He. Det er imidlertid den ioniserende virkning som er den viktigste. Primæreffektene finner sted innenfor en tidsskala på noen få mikrosekunder. Sekundæreffektene, som representer er kjemiske forandringer, skjer innenfor en tidsskala på noen sekunder. Dersom den makroskopiske biologiske effekt skjer, kommer den senere, fra dager til flere år. Den biologiske effekten av stråling absorbert i en celle er avhengig av hvilke molekyler som blir forandret, hvilken funksjon cellen har og spesielt hvor den befinner seg i delingssyklusen. Cellekjernen er langt mer strålingsfølsom enn cytoplasmaet. Spesielt har skader i DNA molekyler stor virkning. DNA molekylene i cellekjernens kromosomer er bærer av informasjonen om cellens vekst, oppbygging av dens proteiner, dens spesielle funksjon og dens delingsmekanisme. En feil i et DNA molekyl kan få følger for en eller flere av disse funksjonene, og derved også for cellen og eventuelt for individet. For en mer omfattende beskrivelse av DNA og strålefølsomhet, se f.eks. ref. [7]. En levende celle, som er et meget komplisert system, gjennomløper kontinuerlig en for cellen karakteristisk delingssyklus. Strålingsfølsomheten er ofte størst like før celledelingen (mitosen); en stråledose kan blokkere delingen eller ødelegge den helt. Vev i sterk vekst er derfor særlig følsomt for stråling. (Dette faktum kan nyttes til å drepe kreftceller som er i sterk vekst i forhold til omliggende normale celler med strålebehandling.) Bestråling av celler har derfor konsekvenser for individet; er mange celler ødelagt, vil dette forandre det bestrålte vev. Normalt skjer det av størrelsesorden 10 6 cellemutasjoner pr. dag i et menneskes ca celler. Det må derfor eksistere en effektiv reparasjonsmekanisme som hindrer utvikling av f.eks. kreft. Det er også rimelig å anta at reparasjonsmekanismen til en viss grad kan bli overbelastet ved høye doserater. Dette er det tatt høyde for ved fastsettelse av praktiske strålegrenser, i det man tar med en faktor 2 når en straaledose er avsatt i et kort tidsrom. En mutasjon i en kjønnscelle kan føre til ufruktbarhet eller til en forandring som nedarves til avkommet. Dette kalles en genetisk mutasjon. Skader på kjønnsceller (gonadene) kan ha konsekvenser for senere avkom. Selv om dette har vært venskelig å påvise, er man allikevel konservativ.

8 8 KAPITTEL 7. IONISERENDE STRÅLING OG MILJØPROBLEMER Det er kjent at mer enn tusen forskjellige kjemiske stoffer, karsinogener, også kan fremkalle kreft. Det er derfor ikke overraskende at ioniserende stråler også er kreftframkallende. Typisk for kreft er at den ofte begynner lenge etter at cellen er påvirket, latenstiden kan være mange år, ofte etter mange påfølgende delinger av de bestrålte (eller kjemisk påvirkede) celler. Vi vet at DNA molekylene er blant de deler av cellen der stråleskader har størst virkning, men mekanismene for stråleskader i celler er ikke fullstendig kjente. Det finnes en rekke halvempiriske modeller for strålingsfølsomhet. Følsomheten er også avhengig av det kjemiske miljøet. Det finnes stoffer som forsterker den biologiske virkningen av ioniserende stråling. Dette er viktig f.eks. i strålingsterapi. Slike stoffer kalles strålingssensitiserende. For eksempel vet vi at oksygenfattige celler er mer resistente mot stråling. Figur 7.2 viser et eksempel på dette. Figuren viser at effekten er Figur 7.2: Sterilisering av bananflue-testikler med og uten tilført kaffein [13]. forsterket med kaffein til stede, eller mer korrekt, kaffein blokkerer reparasjonsmekansismen Store doser Virkningen av stråling på et individ er en direkte følge av virkningen på cellenivå. Dødelig doser er minst for høyerestående dyr og størst for encellede dyr og virus. Vår viten om effekten av stråling på mennesker er for det meste fra forsøk på dyr, men også fra mennesker som har vært utsatt for stråling. Av den siste kategori er f.eks. befolkningen i Hiroshima og Nagasaki, innfødte på Rongelap-øyene (bombeprøver), urangruvearbeidere, folk som har arbeidet med stråling m.m. Typisk for de fleste tilfeller er at de gir best informasjon om virkningen av relativt store doser, der de deterministiske, eller akutte virkningene dominerer. Begreper store doser er upresist, men en regner gjerne doser over 1 Sv som stor. Det foreligger ikke data som entydig viser strålingsavhengige effekter for doser under 200 msv. UNSCEAR [19] uttaler seg derfor f.eks. ikke om effekter av doser under 200 msv. For store doser er det altså først og fremst de deterministiske, dvs. de akutte, skadene som er framtredende. For akutte skader er de mest strålefølsomme vev og kroppsdeler angitt tabell 7.4. Av senvirkninger fra store doser er leukemi (blodkreft), kreft og antakelig genetiske skader de mest vanlige. I tillegg er det en rekke andre mulige effekter som kan gi nedsatt levealder (statistisk sett). De akutte virkninger (kalt strålesyke) er ganske godt kjent. Virkningene, fra store doser til hele kroppen, kan grovt skisseres som angitt i tabell 7.5. Akutte virkninger kan variere fra individ til individ. Foster i tidlig stadium er f.eks. meget strålefølsomt, spesielt under dannelsen av organer (fra 2 til 6 uker). Videre er syk-

9 7.2. STRÅLINGENS BIOLOGISKE VIRKNINGER 9 Tabell 7.4: De mest strålefølsomme vev og kroppsdeler. Mest strålefølsomt: Bloddannede vev, kjønnsceller (gonader), tarmepitel. Moderat strålefølsomt: Overhud, slimhinner, øyet, spyttkjertler, lunger, bindevev, nyrer m.fl. Minst strålefølsomt: Ben og brusk, større blodårer, muskulatur og nervevev. Tabell 7.5: Store stråledoser og deres virkning. >100 Sv: Total biokjemisk kollaps etter få timer. 100 Sv: Død etter 2 4 dager. Væsketap, infeksjoner, indre blødninger. Stråledose av denne størrelse dreper alle nydannede celler Spesielt er epitel i tarmene, som stadig dannes, utsatt. Strålingen gir hull i tarmene, som fører til død Sv: Overlever ca. 3 uker, men bloddannende organer (benmarg) er ødelagt og fører til død. 3-4 Sv: Ca. 50 % overlevelsesannsynlighet. Hudskader, håravfall. Senvirkninger med latenstid på rundt 10 år eller mer oppstår med stor sannsynlighet. domsforløpet etter store stråledoser ( 5-10 Sv) avhengig av medisinsk behandling, i det immunforsvaret er svekket Små doser og dosegrenser I kjernekraftsammenheng er det i første rekke aktuelt å se på virkningen av små, kroniske doser, av størrelsesorden noen msv pr. år. Det er gjort store, omfattende undersøkelser, både av mennesker som er yrkesmessig eksponert, og i laboratorier på dyr, uten at man med sikkerhet i dag kan si hvordan doserespons sammenhengen er for små doser. Man leter her etter erfekter og symptomer som på forhånd er til stede i befolkningen. I praksis er alle utsagn om virkning av årsdoser under 200 msv basert på ekstrapolerte modeller. De former for leukemi som kan inntre som følge av ioniserende stråling kan bryte ut inntil ca. 10 år etter bestråling, mens kreft muligens har en hukommelse på inntil 25 år. Latenstiden er gjerne omvendt proporsjonal med dosen. Fra forsøk der det er indusert kreft på mus følger kreftforekomsten en kurve som vist på fig Under ca. 2 msv øker sannsynligheten (responskurven) tilnærmet som en annengradskurve, mens den flater ut og synker igjen over ca. 3 msv. Dette skyldes at antall overlevende celler er for sterkt redusert. Figuren er vanlig for kreftsannsynlighet generelt. For små stråledoser har det hittil vært vanskelig å finne entydige strålerelaterte effekter. Den vesentligste kunnskap vi har om strålingsrelaterte effekter er fra epidemiologiske undersøkelser i store befolkningsgrupper. Den viktigste gruppen er de japanske bombeofrene i Hiroshima og Nagasaki, der et utvalg på ca individer har vært nøye fulgt opp. Disse dataene sier imidlertid lite om lave doser. For å si noe om virkningen av lave stråledoser foretar derfor ICRP en ekstrapolasjon fra høye til lave doser. Figur 7.4 viser tre mulige ekstrapolerte responskurver.

10 10 KAPITTEL 7. IONISERENDE STRÅLING OG MILJØPROBLEMER Figur 7.3: Skjematisk framstilling av forekomst av kreft (i mus) som funksjon av dose. Figur 7.4: Tre mulige ekstrapolerte virkningskurver for lave doser. 1. lineær ekstrapolasjon, er den mest brukte. 2. viser en kurve med terskelverdi, mens 3. viser forbedring for lave doser, kalt hormese. Et mulig forløp er en kurve der doser under en viss terskelverdi ikke har noen virkning. Den mest konservative hypotesen er 1 på figuren, en lineær responskurve. Skulle vi beskrive kurve 2 og 3 på figur 7.3 med et polynom, ville en annengradskurve være bedre enn en rett linje. En annengradskurve, som er mer realistisk, ville ligge under den lineære kurve 1 i lavdoseområdet. Fra bl.a. dyreforsøk er det ikke urimelig å anta at det finnes en nedre terskel (kurve 2). Det er f.eks. ikke påvist kreftskader etter stråldoser under rundt 100 msv. Et annet meget aktuelt tema i dag er hormese, dvs. en faktisk redusert skadeforekomst for små doser. 2 Vi kjenner til en rekke kjemiske sporstoffer som har en hormetisk effekt, der kroppen trenger litt, men der mye er giftig. For mer om stråling og hormese, se ref. [15]. ICRP har valgt å se bort fra andre forløp enn den lineære, selv om det i dag finnes flere store undersøkelser av lavdoseeksponering, se f.eks. ref. [19]. Dette regnes i dag for å være i uoverensstemmelse med observasjoner. Men siden ICRPs anbefalinger gjelder regulering av bruk av stråling, er denne konservative hypotesen akseptable. En konsekvens av en lineær ekstrapolasjon er at f.eks. 1 Sv til personer, vil gi samme antall stråleskader som 10 msv til en million personer. Innenfor denne antakelse er derfor begrepet kollektivdose innført, med enheten mansievert, eller mansv. Det brukes to begreper; den første er kollektiv ekvivalentdose, som er summen av alle enkeltdoser til et gitt 2 En mulig forklaring på eventuell hormese er at mennesket som art har tilpasset seg optimalt til en viss bakgrunnsstråling.

11 7.3. STRÅLINGSØKOLOGI 11 organ i en befolkningsgruppe (f.eks. fra mammografi). den andre er kollektiv effektivdose, som er summen av alle effektivdoser. I dag er bruken av begrepet kollektivdose nedtonet av fagmiljøene. Når ICRP forsøker å tallfeste risiko, er det brukt reduksjonsfaktorer som til en viss grad tar hensyn til doserater, bestrålt organ, stråletype osv. På basis av Hiroshima- og Nagasaki-dataene er tallverdien for strålingsindusert dødsrisiko (dvs. krefttilfeller med dødelig utgang) nå økt fra pr. mansv til pr. mansv. På basis av antakelsen om mulige arveskader (som ennå ikke er påvist), angir ICRP pr. mansv som risiko for genetiske endringer. Tallene gjelder for lav-let stråling, lave doser <0,2 Gy, og lave doserater <0,1 Gy/time. Fra disse (og liknende) risikofaktorer og det som betraktes som akseptabel sannsynlighet for en skade, anbefaler ICRP følgende grenser for dose mottatt i ett år (årsdosen): Yrkespersonale som omgås stråling: 20 msv, midlet over 5-års perioder, og der ingen årsdose overskrider 50 msv. Befolkning forøvrig: 1 msv, med mulig økning i et enkelt år, uten at 5-års gjennomsnittet overskrider 1 msv/år. Det gis også anbefalinger for alle mulige typer bestråling, se ref. [16]. ICRPs anbefalinger er primært ment å gjelde for planlagt bruk av stråling, og er derved basert på flere konservative forutsetninger. Bruk av disse grensene til å beregne det faktiske antall skader i en befolkning er derfor faglig uakseptabelt. Ikke desto mindre blir det gjort i stor utstrekning. Anbefalingene sier ingenting om bakgrunnstrålingen vi til enhver tid utsettes for, og som er vesentlig større. Det hevdes derfor i dag at grensene for planlagt bruk av stråling heller burde defineres i forhold til bakgrunnstrålingen. 7.3 Strålingsøkologi Vårt strålemiljø Det er menneskets lodd overalt og alltid å være utsatt for ioniserende stråling fra omgivelsene. I tillegg kommer stråling fra medisinsk diagnostikk og behandling, radioaktiv forurensing fra bombeprøvene i atmosfæren i 50 og 60 årene, samt ørsmå doser fra fisjonsreaktorer i drift og fra kjerneindustri. De viktigste radioaktive nuklider i naturen som bidrar målbart til vår årlige dose er Kalium-40 og radondøtrene i kroppen og i murbygninger, samt Karbon-14, som også er dannet ved kosmisk stråing og ved kjernevåpenprøver. Radon hører til de radioaktive kjedene som starter med Uran-238 og Thorium-232. Kalium-40 sender ut β stråling og en relativt høgenergetisk γ stråling, mens radondøtrene alt vesentlig er α-utsendere. I tillegg er det over alt kosmisk stråling, som utenfor atmosfæren alt vesentlig består av partikler (mest protoner), og som gjennom prosesser i atmosfæren gir sekundær γ og partikkelstråling ved jordoverflaten. Årlige gjennomsnittlige stråledoser i Norge er: radon i boliger: ca. 2 msv, ekstern gamma: 0,5 msv, intern gamma: 0,37 msv,

12 12 KAPITTEL 7. IONISERENDE STRÅLING OG MILJØPROBLEMER kosmisk stråling: 0,35 msv ved havets overflate, ca. 0,7 msv 1500 m over havets overflate, medisinsk: 0,6 msv. Disse tallene er omtrentlige. Spesielt varierer den naturlige bakgrunnsstrålingen mye fra sted til sted. Doser fra kjerneindustri er forsvinnende små, mens gjennomsnittsdosen for den norske befolkning første år fra Tsjernobylulykken i 1986 var ca. 0,3 msv. I 1990 var dette anslått til ca. 0,1 msv. Dosebidraget fra medisinsk bruk, vesentlig røntgendiag- Tabell 7.6: Omtrentlige doser fra forskjellige røntgenundersøkelser. Undersøkelse Dose i msv Gonade Marg Lunge <0,1 0,4 Alle tenner <0,1 0,2 Ryggrad <0,1 2 Hjerneblodkar <0,1 15 Mavesekk m: 0,3, k: 1,5 3 Nyre m: 12, k: 7 1 Maveblodkar m: 0,5, k: Tykktarm m: 2, k: 8 6 Bekken-måling k: 12 3 Foster (lite brukt) f: 40, k: 12 8 m=mann, k=kvinne, f=foster nostikk, er sammenlignbart med den naturlige strålingen. Vanligvis gir røntgendiagnostikk lokale doser, der den genetiske dosen vies størst oppmerksomhet. Doser fra noen typiske undersøkelser er vist i tabell Spredning og opptak av radioaktive isotoper I 1958 ble det påvist 137 Cs i kroppen hos mennesker i Chicago som følge av prøvesprengninger av kjernevåpen i Stillehavet. Dette illustrerer to ting. For det første gir en bombe både globalt og lokalt nedfall. For det andre vil en rekke isotoper, som f.eks. cesium, som kjemisk er svært likt kalium, lett tas opp av organismen. For transport i luft og vann, se ref. [21]. Veien til mennesket kan være komplisert. Den kan være via innånding eller via matvarer. På sin vei gjennom næringskjeden konsentreres (anrikes) ofte en radioaktiv isotop ett eller flere steder før den tas opp i organismen. I vegetasjon og fauna, spesielt i vann, kan vi få anrikninger (se ref. [21]). I kroppen vil videre f.eks. jod konsentreres i skjoldbruskkjertelen, og derved øke sannsynligheten for kreft der. På den annen side vil en radioaktiv nuklide, som all annen materie, utskilles (fornyes) i et biologisk system. Den biologiske utskilling er ofte (til første orden) eksponensielt tidsavhengig. Den effektive aktiviteten C(t) av en gitt konsentrasjon blir derfor: C(t) = C 0 e λt e λ bt, (7.6) der λ b er den biologiske desintegrasjons konstanten. Den tilsvarende biologiske halveringstiden blir derfor: t b 1 2 = ln(2) λ b.

13 7.4. FISJON, FUSJON OG MILJØPROBLEMER 13 Fra likn. (7.6) ser vi at den effektive desintegrasjonskonstanten i kroppen blir lik λ + λ b, slik at den effektive halveringstiden blir: t1 2 = ln(2) λ + λ b. (7.7) Under normale livsvilkår er λ b en konstant, men kan ofte endres kunstig. For eksempel kan λ b for jod økes betydelig ved stort jod-inntak. Dette kan brukes til å fjerne radioaktivt jod fra organismen, og er en beredskapsprosedyre ved reaktorhavari og ved nukleærmedisinsk undersøkelse med jod. En fisjonsreaktor produserer store mengder av flere hundre forskjellige radioaktive isotoper, og flere av disse kan under uhell tas opp i organismen. Noen av de viktigste er gitt i tabell 7.7. Tabellen viser også beregnede doser etter inntak av mat og anrikning i saltvann. Tabell 7.7: Biologisk viktige isotoper fra fisjonsreaktorer. Dose ved inntak gjennom mat, kritisk organ og anrikning i saltvann, fra bl.a. ref. [16]. [18] (y=år, d=døgn; nsv = 10 9 Sv.) t 1/2 Dose Kritisk Anrikning Fysisk Biologisk nsv/bq organ i saltvann 3 H β 12,35y 19d 0,017 helkropp 85 Kr βγ 10,72y - - helkropp 89 Sr β 50,5d - 2,5 skjelett 8(muslinger) 90 Sr β 29,1y - 38,5 skjelett 95 Zr β 64d 180d 1 mage/tarmer 2000 (grønne 95 Nb βγ 35,2d 50d 0,7 alger) 106 Ru βγ 368d 20d 7,4 mage/tarmer 131 I βγ 8,04d 138d 14,4 skjoldbrusk (strand For barn:110 kjertel vegetasjon) 133 Xe βγ 5,25d - - helkropp 137 Cs βγ 30,0y 17d 14 helkropp 1000 (strand) 134 Cs βγ 2,06y 17d 20 helkropp 14 C βγ 5730y 35d 0,56 fettvev 32 P β 14,3d 3,3y 2,4 skjelett 4000 (alger, høyere planter) 55 Fe β 2,7y - 0,16 milt 7000 (strand vegetasjon) 59 Fe βγ 44,5d - 1,8 mage (hummer) tarmer 60 Co βγ 5,27y - 2,8 tarmer 2000 (fisk) 65 Zn βγ 244d 2,6y 4 prostata (muslinger) 4000 (hummer) 1000 (fisk) 238 Pu αγ 87,7y 1y/120y 870 skjelett/ 10(muslinger) 239 Pu αγ 24065y 1y/120y 870 lunger 240 Pu αγ 6537y 1y/120y Am αγ 432y 890d Cm αγ 163d 600d 31 mage/tarmer 7.4 Fisjon, fusjon og miljøproblemer Alle former for energiproduksjon har miljøkonsekvenser, en erkjennelse som ser ut til å komme sent i utviklingen av et system. Fisjonsreaktorer har vært i bruk så lenge at miljøproblemene i stor grad er kjent. Fusjon derimot framtrer for mange som en tilnærmet ren

14 14 KAPITTEL 7. IONISERENDE STRÅLING OG MILJØPROBLEMER metode. Imidlertid vil begge reaktortyper medføre problemer og ulemper delvis av samme karakter (ref [20], [9], [8]). De blir derfor her behandlet sammen. Sammenlikning med andre konvensjonelle metoder for energiproduksjon er bevisst unngått. Antar vi at jordas framtidige energiforsyning i vesentlig grad baseres på nukleær energi, vil det, for å dekke de tre alternative forbruk (se kap. 9), være nødvendig med henholdsvis , og kraftverk av størrelse 3000 MW t. Med en reaktorlevetid på ca. 30 år medfører det laveste alternativ én reaktor nedlagt (og én ny igangsatt) pr. dag. Det er bare to systemer som i dag er mulige kandidater til en så omfattende energiproduksjon; fisjonsbridere og fusjonsreaktorer. Vi skal se på noen hypotetiske globale miljømessige konsekvenser av et slikt tenkt system. Radioaktivt materiale kan i prinsippet tas hånd om på tre måter; ved fortynning til akseptable konsentrasjoner, ved isolasjon, ved transmutasjon (destruksjon ved nukleære metoder). Vi kan vurdere radioaktivt utslipp i lys av ICRPs anbefalinger av maksimalt tillatte doser, og tilsvarende konsentrasjoner i luft og vann. Vi skal bruke det som kalles DCL (Derived Concentration Limits), og som tidligere hadde betegnelsen MPC (Maximum Permissible Concentration). DCL beregner vi fra tabulerte verdier for yrkeseksponert personale ( ref. [12]). 3 Risikopotensialet er det volum luft (L) eller vann (V) som skal til for å fortynne en gitt mengde radioaktivt materiale til akspetable verdier, dvs. slik at konsentrasjonen er under DCL. For en storstilet energiproduksjon med fisjon og/eller fusjon kan vi, for å få en idé om omfanget, sammenlikne risikopotensialet med mengdene av luft og vann på jorda: Total vannmengde: 1, m 3, Havets øverste 75 m (sirkulerende vann): 2, m 3, Luft under 10 km: m Kjernevåpen Et av de største problem knyttet til anvendelse av kjerneteknologi i stor skala er øket tilgjengelighet av fissilt materiale som kan benyttes til produksjon av nukleære våpen. Et forsøk på løsning av slike problemer er en streng internasjonal kontroll gjennom bindende avtaler, slik den virker under International Atomic Energy Agency (IAEA). Selv med god kontroll vil fissilt materiale kunne komme på avveie eller produseres på si. Kritiske punkter i brenselsomløpet er der hvor høyanriket fissilt materiale finnes, kan framstilles eller blir transportert. Disse kritiske punkter finner vi ved anlegg for anriking, brenselfabrikasjon og brenselgjenvinning. Det er derfor i første rekke disse ledd i omløpet som må kontrolleres. Disse forhold er nøye vurdert og tatt hensyn til i planlegging av fremtidige kjernekraftverk. Muligheten for framstilling av nukleære sprengladninger er forskjellig for de to aktuelle former for energiproduksjon. En sprengladning basert på hydrogen og tritium (hydrogenbombe) kan ikke antennes uten å benytte en fisjonssprengladning. Muligheten for framstilling av en ren hydrogenbombe er imidlertid teoretisk til stede. Fusjonsreaktorer vil dessuten kunne benyttes til produksjon av fissilt materiale. Dersom hybridreaktoren blir realisert (en fusjon-fisjonsreaktor) [11], vil man få briderens ulemper med hensyn til f.eks. fissilt materiale og radioaktivt avfall. Hvor enkelt det er å lage et kjernevåpen, kanskje spesielt av plutonium, er gjenstand for diskusjon som vanskeliggjøres ved at tekniske detaljer er militære hemmeligheter. Referansen [6] anbefales som en god innføring i problemene rundt kjernevåpen, også de tekniske. 3 DCL beregnes her fra ALI (Annual Limit of Intake, 40 timer/uke) for yrkeseksponert personale, normalisert til anbefalte dosegrenser for befolkningen.

15 7.4. FISJON, FUSJON OG MILJØPROBLEMER 15 Kjernevåpen må være så isotopisk rent i 239 Pu (og eventuelt 241 Pu) som mulig, det settes gjerne en grense på 93 % for plutonium av våpenkvalitet. 240 Pu er en uønsket gift i våpensammenheng. Plutonium fra en fisjonsreaktor består av flere isotoper, jo større utbrenning av brenselet dess mindre 239,241 Pu-andel. Tabell?? viser en typisk sammensetning ved et normalt brenselskift, der 239,241 Pu-andelen er 62 %, og 238,240,242 Pu utgjør ca. 38 %. Et presist militært våpen av slikt reaktorplutonium med en forutsigbar effekt vil vanskelig kunne lages av f.eks. en terroristgruppe. Det er teoretisk mulig (og er gjort ved prøvespregninger). Mindre, primitive våpen med uforutsigbar effekt vil kanskje kunne settes sammen av små ressurssterke grupper med tilgang til tilstrekkelig kvalifisert personell som er villig til å ta til dels store risikoer. Figur 7.5: Utslipp og avfall fra en PWR. Det finnes metoder til å forurense fissilt materiale slik at våpenproduksjon vanskeliggjøres ytterligere. Hele dette problemkomplekset er først og fremst av politisk art, og det henvises til spesiallitteratur, f.eks. [1]. De politiske og økonomiske kontrollmuligheter vi har i dag vil antakelig være helt utilstrekkelige dersom enklere metoder for anriking av uran enn dagens blir en realitet Rutinemessige miljøulemper Rutinemessige miljøulemper ved drift av kjernekraftverk består av termisk forurensing ([5]) og utslipp av flyktige radioaktive stoffer. Termisk forurensing er prinsipielt uunngåelig. Forurensing i tilknytning til selve kraftverket er avhengig av virkningsgrad og på lengre sikt av alternative energibærere og omvandlingsprosesser. Med hensyn til utslipp av radioaktive stoffer er fisjonreaktorenes reprosesseringsanlegg for brukt brensel den mest utsatte del. Ved en fusjonsreaktor vil brenselsbearbeiding antakelig kunne foregå direkte i tilknytning til reaktoren. Dette er imidlertid også planen for framtidige fisjonskraftverk. Det rutinemessige utslipp av radioaktivitet fra dagens termiske reaktorer vil, iallfall for våre lokale forhold, være av størst interesse. Dette er vist skjematisk på figur 7.5. For

16 16 KAPITTEL 7. IONISERENDE STRÅLING OG MILJØPROBLEMER Tabell 7.8: Globalt beregnet maksimal grense (DCL) og risikopotensial ved rutineutslipp fra fusjonskraftverk. Rutine Stasjo- Risiko- Risikopotensial i m 3 utslipp nært DCL potens- Alt. energibehov (Tab.1.19) nivå ial Bq/W t år Bq/W t Bq/m 3 m 3 /W t 1990 A B C Luft , , , Vann , , ,094 0,44 1,1 4,4 mer detaljerte data henvises f.eks. til ref. [4]. Tallene på figur 7.5 kan variere ganske mye mellom forskjellige reaktortyper. Tilsvarende data for fusjonsreaktorer må baseres på gjetning. Det største problem ved DT-fusjon er utslipp av tritium, som diffunderer hurtig gjennom varme metallvegger. Ut fra en vurdering av et tenkt fusjonskraftverk [3] anslås tritiumutslipp fra reaktorteppet og kjøle /generatorsystemet å kunne bli opp til Bq/år. 10 % av dette utslippet gir verdiene i tabell 7.8, som antakelig vil være akseptable Radioaktivt avfall Med en konstant produksjon av kjerne energi vil mengden av forskjellige radioaktive avfallsprodukter etter ca. 4 5 halveringstider tilnærmet nå likevekt. Likevektsnivåer for noen av de viktigste radioaktive stoffene er gitt i tabell 7.9. Tabell 7.9: Stasjonær mengde av radioaktivitet for forskjellige stoffer ved konstant energiproduksjon. Type t 1/2 DCL Produksjon 1) Stasjonært avfall nivå år MBq/m 3 MBq/W t år MBq/W t Krypton-85 10, (L) 3,5 50 Tritium 12, (L) 0,22 4 Tritium 12, (V) 0,22 4 Strontium (V) Cesium (V) Niob-93 2) 13, (V) Niob-94 2) (V) 0, ) Årlig produksjon i MBq/W t; 2) I fusjonsreaktor med konstruksjonsmateriale av niob. Med vanadiumkonstruksjon vil avfall med lang levetid skyldes niobforurensning (faktor ca ). I vanadium vil derfor det stasjonære nivå reduseres med en faktor Det tilsvarende risikopotensial er angitt i tabell 7.10 for de alternative energiforbruk i tabell 9.19, basert på henholdsvis fisjons- og fusjonsreaktorer. De radioaktive avfallsproblemer er sammenliknbare for fisjonsreaktorer og for fusjonsreaktorer med niob som konstruksjonsmateriale. For begge disse reaktortyper vil mengden av radioaktivt avfall eventuelt bli så stort at fortynning i luft eller vann ikke representerer noen aktuell mulighet. For fusjonsreaktorer med f.eks. vanadium som veggmateriale vil imidlertid mengden av langtlivet avfall reduseres med 3 4 størrelsesordener. Det er en viktig prinsipiell forskjell på det radioaktive avfallet fra fisjons- og fusjonsreaktorer. I en fisjonsreaktor er radioaktivt avfall en uunngåelig konsekvens av energipro-

17 7.4. FISJON, FUSJON OG MILJØPROBLEMER 17 Tabell 7.10: Totalt risikopotensial i m 3 for radioaktivt avfall ved forskjellige konstante energiforbruk basert på kjernekraft. Risiko- Totalt risikopotensial i m 3 Type potens. Alternative energiforbruk (kap. 9) avfall m 3 /W t 1990 A B C Krypton-85 (L) 8, , , , , Tritium (L) 8, , , , , Tritium (V) 5, , , , , Strontium-90 (V) 1, , , , , Cesium-137 (V) 3, , , , , Niob-93 1) (V) 7, , , , , Niob-94 1) (V) 4, , , , , ) Fusjonsreaktorer med niob. Figur 7.6: Utslipp av plutonium som funksjon av antall år med konstant effekt W t basert på bridere. Forskjellige nivåer for akkumulert plutonium er angitt. duksjonen, det er de atomkjerner som ved spalting frigjør energi som også frambringer de radioaktive atomkjerner. I en fusjonsreaktor produseres det radioaktive avfall i reaktorens veggmateriale på grunn av intens nøytronbestråling. For fusjonsreaktorens vedkommende har man derfor i prinsippet muligheten til å løse avfallsproblemet ved eventuelt å benytte konstruksjonsmateriale hvor det i liten utstrekning induseres radioaktivitet. I et bridersamfunn vil plutonium i avfall representere et stort problem. 239 Pu har en halveringstid på ca år, og vil være i omløp i store mengder. Med de gjenvinningsprosesser som brukes i dag tas ca. 99,5 % av plutonium (og uran) ut. Teknisk sett kan denne andelen økes vesentlig. Av det plutonium som ikke tas ut vil noe komme på avveie ved utslipp, forurensing av utstyr, osv. 239 Pu desintegrerer ved alfastråling, og radiotoksisiteten (strålingsgiftigheten) er sterkt avhengig av hvilken kjemisk forbindelse og i hvilken form plutoniumet foreligger. Anbefalte konsentrasjonsgrenser varierer derfor med en faktor 100. Her er brukt tall for plutoniumoksyd, som vil være den vanligste kjemiske forbindelse. DCL er satt meget lavt, DCL(Luft) = 2 mbq/m 3, som tilsvarer ca. 5 tonn plutonium fordelt under 10 km høyde i jordatmosfæren, og DCL(Vann) = Bq/m 3. En grense på 10 9 kg/m 2 for ubeboelige landområder gir 100 tonn fordelt over jordas landmasse. Akkumulert plutonium i biosfæren fra en hypotetisk konstant, effekt på W t, basert på bridere, er vist på fig.??. Mengden av plutonium i tonn er vist som funksjon av

18 18 KAPITTEL 7. IONISERENDE STRÅLING OG MILJØPROBLEMER produksjonstid og av prosentvis utslippsrate. Med f.eks. en utslippsrate på ca % vil etter 100 års produksjon akkumulert plutonium være ca. 5 tonn. Det er imidlertid viktig å merke at plutonium i form av oksyd er kjemisk stabilt, og i vann har det vist seg å bli nær 100 % sedimentert. Den kritiske delen av plutoniumutslippet er derfor alt vesentlig den organiske fasen under reprosessering. 7.5 Reaktorulykker Katastrofale ulykker i kjernekraftverk vil kunne oppstå, og har oppstått, i situasjoner hvor store mengder radioaktivt materiale ( Bq) ved en eller annen ukontrollert prosess unnslipper til omgivelsene. Utslipp kan skje ved at en stor del av reaktorens potensielle energi kjerneenergi i brensel og avfall, kjemisk energi i kjølevæske og, for fusjonsreaktorer, energi i magnetfeltet frigjøres og ødelegger reaktoren og dens sikkerhetsbarrièrer. En reaktortypes ulykkespotensial blir derfor i første omgang bestemt av to forhold; mengden av radioaktivt materiale i reaktoren, potensiell energi i reaktoren. For de to aktuelle reaktortyper har vi i tabell 7.11 ført opp mengden av radioaktivt materiale og det tilsvarende risikopotensial. I tabell 7.12 har vi ført opp størrelsesorden for Tabell 7.11: De viktigste radioaktive stoffer og risikopotensial i luft ved reaktoruhell. Reaktor Stoff DCL Aktivitet Risikopotensial Bq/m 3 MBq/W t m 3 /W t Jod (L) , Brider Plutonium-239 0,0013 (L) 2,22 1, All Plutonium 666 5, Fusjon Tritium 4, , m/niob Niob-95 o.a , m/vanadium Scandium-48 o.a , den lagrede potensielle energi. Begivenheter som kan tenkes å starte et hendelsesforløp som leder til katastrofale ulykker er f.eks.: Naturkatastrofer, sabotasje og krigshandlinger og intern menneskelig og teknisk svikt i reaktoren. For at frigjøring av den potensielle energi i en reaktor skal finne sted, må det være fysiske prosesser som gjør dette mulig. Den kjemiske energi for begge reaktortyper finnes i kjølevæsken og er av samme størrelsesorden. Forholdsregler for å hindre kjemiske Tabell 7.12: Potensiell energi (joule) for to typer reaktorer. 1) Potensiell Reaktortype energiform Fusjons- Fisjonsreaktor brider Kjemisk (Li) (Na) Magnetisk Nukleær ) Sml. 1 tonn TNT = joule.

19 7.5. REAKTORULYKKER 19 reaksjoner vil derfor være av samme karakter. For fusjonsreaktorenes vedkommende må det også treffes tiltak slik at energien i magnetfeltet ikke kan frigjøres over korte tidsrom. En kjerne-eksplosjon som i et våpen er umulig både i termiske fisjonsreaktorer og i fusjonsreaktorer. På noen eldre reaktortyper kan det oppstå overkritikalitet med eksplosiv utvikling (jfr. Tsjernobyl). I en fusjonsreaktor vil bare en liten del (ca. 0,2 %) av brenselet befinne seg i reaktorens brennkammer. Det er dessuten flere innebygde fysiske prosesser i plasmaet som vil forhindre at energien i reaktorbrenselet frigjøres eksplosivt. I en natriumkjølt brider, hvor det benyttes høyt anriket brensel, er situasjonen vesensforskjellig. Det er i tilknytning til denne reaktortypen at man antakelig har den største risiko for en eksplosiv frigjøring av kjerneenergi. Ettervarmen fra radioaktive materialer kan føre til nedsmelting av deler av reaktoren dersom den normale kjøling skulle svikte. I det første øyeblikket etter svikt i kjølingen vil ettervarmen for en fisjonsreaktor være omkring 7 % av full termisk effekt og for en fusjonsreaktor omkring 0,3 %. Faren for nedsmelting representerer først og fremst et problem i de vannkjølte, termiske reaktorer. I fusjonsreaktorer regner man ikke med at dette vil bli noe alvorlig sikkerhetsproblem. Fisjonsproduktene i dagens termiske fisjonsreaktorer er atskilt fra biosfæren ved grovt sett tre barrièrer. Disse er brenselsinnkapslingen, reaktortanken, reaktorbygningen. Bygningen lages som et skall av forspent betong som skal tåle store fysiske belastninger. Det er teoretisk mulig at alle barrierer ryker, selv om dette er svært usannsynlig og hittil ikke har skjedd. De mest omfattende studier av uhellsrisiko og konsekvenser er utført for lettvannsreaktorer ( Generasjon II reaktorer)) av en gruppe ledet av N. Rasmussen, ref. [22] (Rasmussen-rapporten). Rapporten er omfattende, ref. [17] kan anbefales som en oversiktlig innføring i problemstillingen. Det verst tenkelige uhell i en lettvannsreaktor kan skje dersom kjølevannet plutselig forsvinner (LOCA Loss Of Coolant Accident). Dette inntrer dersom reaktortanken ødelegges eller ved at et hovedtrykkrør brister ved et guillotine -brudd. I det øyeblikk moderatoren forsvinner vil kjedereaksjonen stanse. Ettervarmen i en 1000 MW e reaktor er ca. 225 MW t. Effekten fra radioaktiviteten i brenselet etter normal drift i ett år, er gitt i tabell Dersom reaktorens nødkjølingssystemer ikke trer i funksjon vil brenselelementene raskt varmes opp. Allerede etter noen minutter skades brenselkapslingene, deretter smelter brenselet. Det vil etter 1-2 timer trenge gjennom gulvet i bygningen og ned i grunnen under ( Kina-syndromet ). Mulige hendelsesforløp som leder til totalt havari og deres sannsynlighet, er forsøkt beregnet i Rasmussen rapporten. Metoden er også beskrevet i ref. [10]. Konsekvensen av et havari varierer sterkt, og er avhengig av meteorologiske forhold, bosetningsmønstre, evakueringstiltak osv. Dødsfall og andre stråleskader, både deterministiske og stokastiske, kan teoretisk anta store dimensjoner med opptil flere tusen døde, og store landområder kan bli så forurenset at de ikke kan benyttes på årtier. Dertil kommer store materielle skader, også i form av radioaktiv forurensing av bygninger osv. Noen resultater av konsekvensberegningene i Rasmussen rapporten er vist i tabell IAEA har, i samarbeid med OECD laget en alvorlighetsskala for uhell i nukleære anlegg, med verdi fra 0 til 7 (INES International Nuclear Event Scale). 0 kalles mindre avvik, fra 1 til 3 hendelse,

20 20 KAPITTEL 7. IONISERENDE STRÅLING OG MILJØPROBLEMER Tabell 7.13: Radioaktivitet og desintegrasjonsvarme i en 1100 MW e som stanses etter ett års drift. Tid Aktivitet Termisk effekt dager Bq MW t 0 638, ,5 17,4 5 85,5 9, ,2 5, ,6 4, ,6 2, ,2 1, ,25 1,10 1 år 5,62 0,659 3 år 1,92 0, år 0,79 0,067 Tabell 7.14: Konsekvenser fra verst tenkelig reaktoruhell med lettvannsreaktor. Sannsyn- Konsekvenser pr. år lighet pr. Tidlige Latente Skjoldbrusk- Genetiske år pr. 100 skader kreft- kjertel effekter reaktorer (sykdom- dødsfall sykdommer (1. generasjon) mer) (10 40 år) 1 av 200 <1 <1 4 <1 1 av av av av Normale forekomster i Norge pr. år > 3 kalles ulykke. Reaktorhavariet i Tsjernobyl i 1986, er den eneste ulykken hittil som er klassifisert til nivå 7. En eksplosjon i et militært reprosesseringsanlegg i Kysthym (Sovjetunionen) i 1957 er klassifisert som nivå 6. Videre er en brann i en grafittmoderert reaktor (Windscale, England) i 1957 og en delvis nedsmelting i en amerikansk PWR-reaktor (TMI, Harrisburg) i 1979 klassifisert som nivå 5. I Sverige har det gjennom årene skjedd et par nivå 2 hendelser. Ved Tsjernobyl ulykken ble det frigjort ca Bq, hvilket var 3 4 % av det radioaktive innholdet i reaktoren. Dette tallet er relativt usikkert, og inkluderer ikke utslipp av edelgassene. Utslipp av de viktigste isotopene er vist i tabell Reaktortyper, som LMFBR eller HTGR, vil være sikrere mot hurtig nedsmelting på grunn av kjølemediets (Na) eller moderatorens (grafitt) store varmekapasitet. For en sikkerhetsmessig vurdering av disse reaktortyper henvises f.eks. til ref. [10]. Ingen av de to typer av kjernekraft kan antas å bli helt fri for problemer med spredning av strategisk materiale, behandling av radioaktivt avfall og risiko for ulykker. På basis av de kunnskaper man i dag har, synes imidlertid den samfunnsmessige risiko ved eventuelle