Embed Size (px)
Citation preview
NATURLIG RADIOAKTIVITET I KOL
Sven-Olov EricsonAIB - Allmänna Ingenjörsbyrån AB, Stockholm
Prpjekt
Kol-Hälsa-MiljöThe Coal • Health • Environment Project
Postadress • Mail AddressProjekt KOL • HÄLSA - MILJÖStatens VattenfallsverkThe Swedish State Power BoardS-162 87 VällingbySweden
Telefon • PhoneNat. 08 • 37 25 20Int. + 46 - 8 • 37 25 20
Telex • Telex19653 SVTELVX S
NATURLIG RADIOAKTIVITET I KOL
Sven-Olov Ericson,AIB - Allmänna Ingenjörsbyrån AB, Stockholm
PROJEKT KOL-HÄLSA-MILJÖ
TEKNISK RAPPORT 86
ISBN-91-7186-178-5ISSN-0280-3291
FÖRORD
Regeringen gav den 14 juli 1979 Statens Vattenfallsverk i uppdrag att
i samarbete med berörda kraftföretag och kommuner samt övriga intres-
senter utreda och redovisa hälso- och miljöproblemen vid kolanvändning
samt hur dessa skall kunna lösas på ett tillfredsställande sätt.
Utrednings- och redovisningsarbetet, som påbörjades i november 1979,
bedrivs i projektform under namnet Projekt KOL-HÄLSA-MILJÖ med förkort-
ningen Projekt KHM. En allmän beskrivning av projektet ges i en särskild
informationsbroschyr, "Kan en ökad kolanvändning bli miljömässigt accep-
tab 1 '.En detaljerad projektplan finns utgiven i serien KHM Information.
I • xer 1981 avlämnades till regeringen en lägesrapport från projektet
oi • . lecember samma år en tilläggsrapport som mer i detalj behandlar
e.ii;s.on av svavel vid eldning av kol och olja.
~y -dnings- och forskningsarbete som stöds av Projekt KHM, bedrivs före-
- ;'desvis i lämpligt avgränsade och definierade objekt som genomförs av
u ;:etag, högskolor, universitet och enskilda forskare. Resultaten redo-
v ;as normalt i form av tekniska och vetenskapliga rapporter. För innehål-
li : i dessa rapporter svarar uppdragstagaren/författaren.
Ovannämnda skrifter liksom ytterligare exemplar av denna tekniska rapport
kan erhållas efter hänvändelse till Projekt KHM.
Projekt KOL-HÄLSA-MILJÖ
Maj 1983
INNEHÅLLSFÖRTECKNING
Sammanfattning
Summarv
1.1.11.2
3.
4.4.14.24.34.4
5.5.15.25.3
6.fe.I6.26.36.4*.56.66.7
7.
8,
10.
InledningBakgrundKortfattad beskrivning av radiologiska begrepp
Förekomst av naturlig radioaktivitet i kol och torv
Förbränningsprocessen - den naturliga radioaktivite-tens fördelning mellan olika utgående strömmar
Egenskaper hos aska och slaggInnehåll av radioaktiva ämnen i flygaskaInnehåll av radioaktiva ämnen i bottenslaaqInnehåll av radioaktiva ämnen i avsvaviingsproduktPrRadonavgång från flygaska, bottenslagg och avsvav-lingsprodukter
Utsläpp till atmosfärenRadioaktivitet i renad rökgasRadonavgång till atmosfären vid förbränning av kolRadonavgång från upplag av kolaska
StråldoserInhalationsdosDosfaktorer genom intag via födaAnrikning i näringskedjorMarkbeläggningSuesseffekterSammanställning av totala stråldoserJämförelse mellan kärnenergi och kol
Utlakning av radioaktiva ämnen till grundvatten fr^nupplag av aska och slagg
Radiologiska aspekter på användning av avfallsproduk-ter inom byggmaterialindustrin
Genomförd och pågående forskning med anknytning tillnaturlig radoaktivitet i kol och torv i de nordiskaländerna
Referenser
Pilaga 1 Utlåtande från Statens Provningsanstalt
SAMMANFATTNING
I rapporten ges en sammanställning av tillgängliga littera-turuppgifter rörande förekorrst av naturligt radioaktiva ämneni kel och torv samt hur dessa ämnen fördelas i oliVa förbrän-ningsanläggningar. Betydelsen av reningsteknik diskuteras. Irapporten ges även en sammanställning av olika beräkninupr avstråldoser till följd av utsläpp från koleldade anläacrnincar.
Slutsatserna som kan dras av tillgänglig information är attkol har lägre halt av naturligt radioaktiva ämnen än som <irvanligt i jord och berggrund. Pe doser som orsakas av noderraanläggningar är ytterst små och saknar praktisk betydelse.Tet kan inte uteslutas att kolel^ninc totc.lt sett oer enviss, ytterst liten reduktion av den naturliga strålningengenom att halten kol-14 i levande organismer minskar tillföljd av att atmosfären tillförs C0 2 som är fri från kol-14.
Personer, som är bosatta intill, en stor modernläggning och som utnyttjar lokalt producerade livsmedelfå en stråldos av storleksordningen ]<")-£ Sv/år till fö!kolets innehåll av naturligt radioaktiva ämnen. Hetta mrar den stråldos man erhåller genom att vistas nnaon tien normal svensk bostad. Uppskattningar av denna typ ärtid behäftade med mycket stor osäkerhet. Pe roende rv°- olantaganden och förutsättningar har olika for fet t.=; re pulrat uppgifter från ca 10 till över "": t /.-ning som förekommer idömts <
Sv/idagens bostadsbestån
i medeltal ca 7 x 10 Pv/år och person
r . Pe n s tSveriqc h
, k- ci
O t T-'nrr i-"1
?. 1i v ?,
1 icr.
X'.\ \ar
an
1 -
Slutsatsen av denna sammanställning är att modern kol teknolo-gi inte ger någon närrnvärd ökning av stråldoserna. Pettö ar iöverensstämmelse med vad flera forskare påpekat under senarfoo
är
"The radiological exposure from fossil fuel, plants is of nea-lible public health significance and, for this reason, fur-ther study of the environmental aspects of fossil fuel plantsshould focus on other pollutant?." /Martin 7.1/
.. ", our studies indicate that the coals, related po.lir's,their Leactrates and emanations present very little radio-activity of environmental concern." /VJaqner 90/
"Zusamir.enfassend känn festaestellt 'vorden, darr, die 5'.t rah 1 en-exposition durch Kohlekra f twerke und durch Kernkra ftv;rr!.o m,Normalbetrieb im hinblick auf den Gosunriheitfischut?. tier Ke-völkerung ohne bedeutung iKt." /Prhmier !(-./
1PV
This report is a compilation of information from open lite-rature on the occurrence of natural radioactive nuelides incoal. Special attention is given to the distribution of thesenuclides on the different streams leaving coal-fired plantsin relation to combustion technology and flue-aas cleaninn.Different calculations of resulting doses to orifical groupos well as collective dose commitnient are compiled.
The conclusion to be made is that coal in general contain?less natural activity than ordinary soil and rock. The dosescaused by modern plants are indeed very small and it is pos-sible that the use of coal results in a certain, thouoh in-significant, reduction of doses, calculated as collective• lore commitment throuah the Fuess-effect. Combustion of coalreleases C0-> free of carbon-14 into the atmosphere, v.'h i cVresults in a somewhat lower activity of carbon-] 4 in livir,^<">raar:i srr.s .
People, who live ir the vicinity of a large modernplant ant eat locally produced food, could get a dose ff
about \o~" Sv/vcar, due to the occurer.ee of natural r^diactive nuclides in coals. This is approximately the ?srothat iR caused by some hours exposure to R typical rortcction of radon daughters in the air in Swedish horrr,. Kstmates of this Vind are verv inaccurate. In
i.-t lie>4values have been found from 10 to above ]C
depending on the assumptions made by the various authorsradiation in living quarters, today, in Sweden hove beermated to give 7 x 10 Fv per year and person.
e s t: -
The conclusion to be made from this literature review, inthat modern col technology will only give a npcl. iMe increasein doses. This is in accordance with conclusion' made irrecent years.
"The radiolonical exposure from fossil fuel plants ir r-f nee-lible public health significance and, for this reason, fur-ther study of the environmental aspects of fossil fuel nlantishould focus on other pollutants." /Martin 71/
.. ", our studies indicate that the coal?:, related solids,their Leactrates and emanations present very little radio-activity of environmental concern." /V/acner 80/
"Zusammenfassend k ann festgestellt werden, class die Strah] en-exposition durch Kohlekraftwerke und dcreb Kernkraftwortr irMorrnalbetrieb im hinblick auf den OesundheitRschntz der r>e-völkerunq ohne bede-utunq ist." /Fchmier 76/
1/1
1 . INLEDNING
1.1 Bakgrund
Föreliggande rapport är saru.nanställd på uppdrag av ProjektKol Hälsa Miljö.
Syftet med rapporten är att presentera en sammanställning avlitteratur rörande naturligt radioaktiva ämnen i kol samt attge underlag för en bedömning av eventuella effekter av ut-släpp från olika led från kolgruva till avfallsupplag.
Rapporten är disponerad så att avsnitt 2 - 8 innehåller ensammanställning av vissa litteraturuppgifter för kedjan mel-lan naturligt radioaktiva ämnens förekomst i kol via dessaämnens fördelning under förbränningsförloppet till de strål-doser som kan orsakas av de strömmar (aska, slagg, rökgaser)som lämnar förbränningsanläggningen. I avsnitt 9 ges en över-siktlig beskrivning av den verksamhet som genomförts/pågår ide nordiska länderna. Avsnitt 10 utgörs av referenser.
Under arbetet med denna rapport har KHM's ar? hoc-grupp förradiologiska frågor givit många värdefulla kommentarer ochförslag till förbättringar.
Gruppen har haft följande sammansättning:
Ronny Bergman, Försvarets Forskningar.staltHans Ehdwall, Statens StrålskyddsinstitutThönis Papp, Svensk KärnbränsleförsörjningGunnar Wallinder, Försvarets ForskningsanstaltKarl-Erik Wikdahl, Oskarshamns Kraftgrupp
1.2 Kortfattad beskrivning av radiologiska begrepp
En del grundämnen är radioaktiva. Det innebär att de utanyttre påverkan sönderfaller under utsändande av joniserandestrålning, såsom alfa-, beta- och gammastrålning, för att såsmåningom nå ett stabilt tillstånd. En del ämnen genomgår ettstort antal sönderfall innan de når ett stabilt tillstånd.Ett exempel på detta är uran-238, som genomgår 14 omvand-lingar under utsändande av radioaktiv strålning innan det om-vandlas till det stabila ämnet bly-206. Detta är ett exempelpå vad som brukar kallas en sönderfallskedja. Het finns ävenradioaktiva ämnen sr,m når en stabil form efter endast en om-vandling, t ex kalium-40.
Ju mer instabilt ett ämne är, desto större är sannolikhetenför att en viss atom kommer att omvandlas inom en viss tids-rymd. Detta motsvaras av ämnenas halveringstid, som innebärden tid efter vilken det är 50% sannolikhet att en viss aK,-..skall ha sönderfallit. For mycket instabila ämnen kan halve-ringstiden vara en ytterst liten bråkdel av en sekund. Detfinns även ämnen vars instabilitet är så liten att de enskil-da atomerna existerar under mycket lång tid. Ett exempel på
1/2
detta utgörs av uran-238 med 4,5 x 1CK års halveringstid. Ien sönderfallskedja kan det utvecklas radioaktiv sönderfalls-jämvikt. Detta innebär att det per tidsenhet bildas och sön-derfaller lika många atomer av varje mellanled. Vid sådanjämvikt är antalet atomer av de olika ämnena proportionelltmot respektive ämnes halveringstid.
I naturen är det vanligt med vissa avvikelser från sönder-fallsjämvikt. Detta kan bero på att ämnena har olika lättatt förflyttas med t ex strömmande grundvatten. Om modernuk-liden har förflyttats, t ex uran har lakats ut och sedan fal-lit ut under reducerande förhållanden, tar det mycket långtid innan sönderfalls jämvikt hinner utvecklas genom hela ked-jan.
Med aktiviteten hos ett radioaktivt ämne avses antalet sön-derfall per tidsenhet. Enheten för aktivitet är bequerel (Bq)och en Bq definieras som i medeltal 1. sönderfall per sekund.När aktiviteten av t ex radium-226 anges till 100 Bq/kg inne-bär detta att varje kg av materialet ifråga innehåller <?åmycket radium-226 att det varje sekund i genomsnitt sönder-faller 100 atomer. Aktivitet mättes förr i enheten curie (Ci)och 1 Ci = 37 GBq.
För radonets kortlivade sönderfallsprodukter gäller dock attmed en Bq avses en godtycklig blandning av poionium-218, bly-214, vismut-214 och polonium-214, som vid fullständigt sön-derfall till bly-210 avger lika mycket energi i form av alfa-strålning som en Bq av vardera av dessa fyra nuklider.
När joniserande strålning träffar kroppens vävnader avger denenergi. Den mängd energi som mottas per kilogram kroppsvävnadkallas absorberad dos, i dagligt tal kallad stråldos. Absor-berad dos mäts i enheten gray (Gy) som är 1 J/kg. En äldreenhet för absorberad dos är rad. 100 rad motsvarar 1 Gy. Vidmätning i luft kan 100 röntgen (R) antas motsvara 1 Gy.
Det finns inget enkelt samband mellan absorberad dos och bio-logisk effekt. Den biologiska effekten är i hög grad beroendepå vilka vävnader som absorberar strålningsenergi samt påvilket sätt energin avges.
Man skiljer mellan tät- och gles joniserande strålning. Tätjo-niserande strålning innebär att energikvanta avges med kortlineärt avstånd (0,3 - 3 nm) utmed den väg som strålr.ings-kvanta penetrerar vävnad. Exempel på tät joniserande strålningär alfapartiklar. Vid gles joniserande strålning är avståndetmellan avgivna energikvanta mycket större (30 - 300 nm). Gam-mastålning är gles joniserande. För att kunna summera och jäm-föra stråldoser har man infört begreppet dosekvivalent somuttrycks i sievert (Sv). Dosekvivalenten erhålls genom attden absorberade dosen multipliceras rred :"!en s k kvalitets-faktorn, som är en viktningsfaktör. Kvalitetsfaktorn har avden Internationella Strålskyddskommissionen ICRP definieratslika med 1 för gammastrålning och lika med 20 för alfastrål-ning. Även dosekvivalenten kallas ofta något oegentligt förstråldos.
1/3
För att kunna jämföra risken vid bestrålning av enskilda or-gan med risken vid bestrålning av hela kroppen används be-greppet effektiv dosekvivalent. Utifrån i och för sig ofull-ständiga kunskaper om risker för skada i olika organ vid be-strålning har den internationella strålskyddskommissionen(ICRP) definierat olika viktningsfaktorer för beräkning avden effektiva dosekvivalenten från den genomsnittliga dos-ekvivalenten i respektive organ.
Om man t ex får en homogen bestrålning med alfapartiklar avhela lungorna så att dessa erhåller 1 Gy absorberad dos mot-svarar detta dosekvivalenten 20 Sv till lungorna. För lungor-na har omrakningsfaktorn definierats till 0,12, varför deneffektiva dosekvivalenten blir 2,4 Sv. Detta innebär att manbedömt att 1 Gy alfastrålning till lungorna innebär likastora risker som 2,4 Gy gammastrålning till hela kroppen/Radon 83/.
I litteraturen, beträffande naturligt radioaktiva ämnen ikol, är det inte ovanligt att det inte entydigt anges huruvi-da en kvantifiering avser absorberad dos, dosekvivalent ellereffektiv dosekvivalent.
Den stråldos som en enskild individ utsätts För benämns oftaindividdos till skillnad från kollektivdos eller befolknings-dos, som är summan av stråldoser till alla berörda människoroch ofta betecknas manSv.
Med dosinteckning avses summan av alla stråldoser som erhållsi framtiden till följd av en viss verksamhet. Även desinteck-ning kan relateras till en individ eller ett kollektiv.
2.
2/1
FÖREKOMST AV NATURLIG RADIOAKTIVITET I KOL OCH TORV
I tabell 2-1 har ett antal uppgifter om koncentration av na-turligt radioaktiva ämnen i kol sammanställts.
I två omfattande studier har innehållet av radioaktiva ämneni 800 /Swanson 76 ref av Wagner 82/ resp 2000 /Facer 79 refav Wagner 82/ olika USA-kol dokumenterats. Överensstämmelsenvar god mellan de två studiernas resultat. Det aritmetiskamedelvärdet var 22 Bq/kg uran och 78% av proven hade mellan 4och 37 Bq/kg. Fördelningen framgår av figur 2-1. Motsvarandefördelning har erhållits bland 20 prov samlade av Los AlamosNational Laboratory /Wagner 82/.
z
o « too
D lOS
MEDIAN-, -ARITHMETIC MEANIB ppm
I 10 10ppm URANIUM
Fig 2-1 Fördelning av uranhalten i 800 olika kol från USA/Wagner 82/ (1 ppm uran = 12,3 Bq/kg)
Det har ofta förekommit uppgifter i litteraturen att kol frånvästra USA i allmänhet har ovanligt hög uranhalt. De ovan-nämnda studierna har visat att så ej är fallet /Wagner 82/. Ibl c. västra Canada och USA har man dock på en del platserfunnit höga uranhalter i vissa kolfyndigheter. Uranet antasha lakats ur yngre vulkaniska bergarter, transporterats medgrundvattnet och fällts ut i kol fyndighetens översta flöts,som ofta är en tunn lignitflöts med hög askhalt. Särskiltstark anrikning fås på punkter där denna flöts har en lokalnedåtböjning. Vid prospektering efter uran har man i mångafall funnit koncentrationer från tiotals till hundratals gramuran per ton. Detta är dock inte representativt för ångkol/Cameron 70/.
Kol och torv innehåller i allmänhet lägre halt av naturligtradioaktiva ämnen än medelvärdet för jordskorpan. I USA har
2/2
UPPMÄTT KONCENTRATION I KOL, Bq/kg
Sovjet,
Sovjet
Donetsk 4
, Ukraina
n
Kuznetsk
tonbasa
40K 2.
340
»U 2 3 SU 226Ra
18-10718-107
89
2 1 4 Bi 2lOpb 2lC'*> 232™7-5207-520
228Ra 2 2 a m
/Knizhnikov "77//Jaworuwsky 74/ref av I lyin 78
/ I ly in 78/I'avlcjLjrad 355Voroshl lograd 170Dneproteruvak 274Donetsk 540
14107118
18
155
133
CAM <37
26~n—
~4,41,5-11
<18-26
/Schnier 76/
/Jacobi 81//Jacoci 81/7 kolfält vid Rhen,/Kirchner 74//Schmier 76/
HHD. brunkollihjj, stenkulIihD, brukol, medelvärde 17
var lat lunsbreti!
15374,9
2.6-1Ö
1130
18 <37-140 <18-33
[iHii, Sdarbenjtferke WIII-2Fil lW1IHII
68148206241
12283022
22334830
86
5
11-27230
5,6-10 5,2-11 /Kolb 79//Fisher 77/
HM), Refrin m vupridmnq
4,9(2,5-52)
475(1,6-11)
/Kirchner 74/ref av Bergström 79
UKb, Soar
ukl', Scut Udvaria
62
370
/Kirchner 74 /ref av Bergström 79
7 1 /kraftv Zeran>w 'Jjrzyeh
brunkol Turo6zow
12,23.354,22
33
Pfjlun
Tje.*. u lovak lenluv bi~U[Lk£)lJVO brunitfjl
15-90<30107+40» 78+40»
1,5
413
/Knizhnikov 77//Schmier 7b//Berqstra.i 79/
Kina
Indien KdnjurKor,.i.JlMdSlk
2615,1822,4822
44 25% aska26,33 /Mishra HO/26,3333-41
al i>;nl . i ' j r i i t
15-26250
/Mastinu 79/
Lt>A rrt.ll.inVdfLitiunBtjrwWHO J1 .U l
va,iatl«,.l,ire.H
VIA kraftverk Akraftverk B
Alltn bt.eo.1 PlantAllen .Sle<im PaintV.u.tra UiiA
USA West KentuckyL<ist Teruw>»ueet.vrth AULinBWxdrMs Creek, Alabama
" " "
"
USA hela, aritmetiskt m.vdiiirocit m.vt'iijfriwi,Ht m.v5iiU)H.u™r*»t1.1'jnif.
HliA Wyrjninej
Muotana
111 lriuis
Atfvilachen^(,1 lkd luil lor
>900
14
1231
19
. 799
. 53
. 5WIHJ
543
4
3
521-74070<4-2OO
2752
" 41+37104+35207+3770-174
110-148
<4<456
<40-90)17B
22<4-55O215-67
9 0,431 1,4
2721-41
11*4
56+4 " •33+269+58+5,4-1 3 + 1
5-31
2218231631
15(13-20)
<45
23(16-31)
3012
824
11+4
15+0,22+5,0710+0,26-Tl
5-31
26-33
6'j
23(16-27)
21
102510
27-+12
21+11
" 3 2 44(18-44) (33-63)
18<4-2009
<4-17
621
B10-12
3+0,2275+0,24+0,41+0,4-14+11-15
1922201426
i 2 6
<4<46
(4-B)16
2-12
621
prev frSn gruvor./Beck 80/prov från kraftverk/Beck BO/
9,21 aska /Coles 78/23,3» aska/KaaJtinen 75//Klein 75//Mcilride 77/19 aktiva gruvor,
/Bedroeian 70/"
"
/Mcflride 77/
/Mcflride 78/
/Schmier 76/
/Fartter 77/
/Beck 7H/
"
/Lövblad 77/ref av Horgstrom 79
Tabe l l 2-1
2/3
UPPMÄTT KONCENTRATION I KOL, Bq/kg
Brasil ien
Venezuela
Sydafrika
Spetsbergen
Australien Big Ben ochGreat Northern
Canada Nanticote
Mette lXcncentraticn
jord
n
1
2
1
1
3
1
• " K
370
no110
220
26,4+0.
440
fc20
380
2 3 ^ 235U
6 12,4+0,3
33
22
13
2 2 6 R B 21,
100
<33
30
44
30-48
33
n
lBi 2 1 0Pb 2 1 °R> 2 3 i m 2 2 8 R
67
na18
33
7,53+0,17
26
39
24
8
a » « i h
/schmier 76/
7schruer 76A
/Schmier 76/
/Schmier 76/
/Styren 81/161 aska,/Bayliss 66/
Appalachema + våstr*Canada /Tracy 81//Schmier 76/
/Beck 78//Schmier 76//Been 78/
/Kirchi.er fa"/
tftglanJ medelvvariat ieaisbredd
tagldnd mxtelvvanat iarwbreiii
13 1811-29
5
1
3127-367,4
6520-94
142,4-19
3,7
ref av Bergstrrini 79/!fcuriltoi /ref av ("infil in 80/Qwplin 80 /
,'Msley Ti'ref av GnpUn W/Anderson 56/ref av Cnnplin 80
Tabell 2-1 Sammanställning av uppgifter över innehåll avnaturligt radioaktiva ämnen i kol
man t ex analyserat 8257 representativa jordprover och funniten fördelning för uranhalten som liknar den för kol enligtfigur 2-1. För jordproven är dock kurvan förskjuten mot högreuranhalt och har ett aritmetiskt medelvärde vid 74 Bq/kg, dvsca 3 gånger högre än motsvarande värde för kol /Wagner 82/.
I flera fall har enligt tabell 2-1 uppgivits högre halter avpolonium-210 och bly-210 än av radium-226. Detta ar n£gotförvånande, eftersom ett vanligt antagande är att kortlivadedotterprodukter brukar vara i sönderfalls jämvikt med långli-vade element högre upp i sönderfallskedjan. En hypotetiskförklaring kan vara att radon diffunderar in i kolet frln om-givande bergarter med högre aktivitet /Beck 78, Horn 78/. Enannan förklaring kan vara att man mätt aktiviteten av uranoch förutsatt sönderfalls jämvikt med radium-226, när det isjälva verket varit högre aktivitet av radium, till följd avatt uranet lakats ut /Beck 78/. Ytterligare en möjlig förkla-ring kan vara fel i bestämningen av aktiviteten för poloniumoch bly. Denna senare hypotes stöds av att det inte funnitskolprover med officiellt standardiserad aktivitet av dessaämne i att tillgå för kalibrering /Styron 78/.
I tabell 2-2 har sammanställts uppgifter rörande normal akti-vitet av uran-238/radium-226 och thorium-232 i svenska berg-och jordarter.
2/4
granit (normal)granit (uran- och
thoriumrik)gnejsdioritsandstenkalkstenskiffermellankambrisk alunskifferöverkambrisk eller under-
ordovicisk alunskiffermorängrussandmomjälalera
Uran-238(radium-226)
25
10025166
12120
60018256123030
- 120
- 500- 120- 25- 60- 25- 120- 600
- 4300- 150- 100- 50- 86- 100- 117
thorium-232
21
402144488
814254142129
- 80
- 370- 80- 40- 40- 8- 60- 40
- 40- 82- 74- 49- 54- 66- 87
Tabell 2-2 Normal aktivitet av uran-238/radium-226 ochthorium-232 i svenska berg- och jordarter.Aktiviteten har beräknats ur sambandet 1 g/tonuran-238 = 12,3 Bq/kg och 1 g/ton thorium-232=4,1 Bq/kg /Radon 83/.
2.1 Brytning av kol
Brytning av kol ger upphov till stråldoser genomradonhalten i gruvatmosfarengammastrålningen i gruvanutsläpp av radon till atmosfären genom ventilationav gruvan.
Radon i g_ruvatnio£fär
I USA har Department of the Interior studerat förekomst avradon och radondöttrar i luften i kolgruvor /Roch et al Ib/,Man gjorde 1581 mätningar i 223 olika kolgruvor i 15 delsta-ter. Resultatet blev
<37 Bq/m radondövtrar i 96,1 % av mätningarna>37 <370 " " 3,0 % - " -'
>370 <740 " " 0,4 % - " ->740<1070 " " 0,5 % - " -
Samtliga mätningar var således under gränsvärdet för svenskagruvor 1100 Bq/m-* och i ca 97 % lägre än medelkoncentrationeni Sveriges bostadsbestånd (53 Bq/m-').
2/5
Gammast.rålning_i_kolg_ruvor
Gammastrålningen i kolgruvor kan uppskattas med hjälp avformeln /Krisiuk 71/:
gammastrålning uR/h = 0,126 C R a + 0,181 Crp + 0,01 Cj
där C R a = innehåll av 226Ra i kolet (Bq/kg)
"Th ~
-K
232Th
40K
Med representativa 20 Bq/kg 2 2 6Ra, 10 Bq/kg 232Th och 100Bq/kg ^°K erhålls 5,3 >jR/h, vilket för 2000 h motsvarar ca0,08 mSv. Samtidigt är man vid gruvarbete avskärmad från denkosmiska strålningen, som under 2000 h motsvarar ca 0,08 mSv.Arbete i kolgruva ger därför ingen ökning av stråldos av gam-mastrålning.
Ut£3läp£ av_radon_t_il_l atmosfären genom_veji_ti_lation_av cjrvjvanoch hanterincj £v_kol
Radonavgivningen från kol har studerats i betydligt mindreutsträckning än innehållet av t ex uran. Vic" Los Alamos Na-tional Laboratory i USA har man dock mätt radonavgivningenfrån 7 olika kol /VJagner 82/. Resultatet framgår av tabell2-3. Spridningen mellan 0,5-31% är vanlig vid försök attkvantifiera radonavgivning från fasta material. En sådanspridning kan förklaras av olika fukthalt vid mättillfället,olika kornstorlek samt mätfel. Resultat av denna typ behöverej nödvändigtvis innebära att radonavgivningen är olika förde olika kolen. Kol synes dock avge radon i samma utsträck-ning som andra fasta material. Pa grund av att radon har enhalveringstid (3,8 dygn) som är betydligt kortare än frakt-tider, terminaltider och lagertider kan radonet nybildas ochdärmed avgå till atmosfären vid varje led i hanteringen. Dvsen radonmängd motsvarande 1-30% av kolets aktivitet av radiumkan avges vid brytning, lastning av fartyg, lossning avfartyg samt uttag ur lager och förbränning.
2/6
Material
M-16*
M-17
M-18
M-33
M-34
M-35
M-l Cote
Bitumi-nöst kol
Lignit
Kol
Antalprov
6
3
122)
Radium-innehållBq/kg
10
34
17
20
28
26
5
524-52
RadonavgangBq/kg % av totalt
bildad radon
0,
0,
0,
4
8
8
0,
7
2
1
04
6,8
0,5
0,9
19,8
28,9
31,4
0,7
2011-37
5344-63
0,88mv 5, 5
spridn 0,8-23
Ref
Wagner 82M
il
il
il
II
il
Beck 80
II
Wagner 80
* beteckning enligt /Wagner 82/l' torrt2> ej torkat
Tabell 2-3 Radonavgang från kol
3/1
3. FÖRBRÄNNINGSPROCESSEN - den naturliga radioaktivite-tens fördelning mellan olika utgående strömmar
Den radioaktivitet som förs in i en koleldad anläggning medkolet lämnar anläggningen fördelat på 4 delströmmar, nämligen
- bottenaskan som avsätts i pannans nederdel och matasut från denna i torr form eller som vattens lurryflygaska som följt rökgasen ut ur pannan och avskiljsi efterföljande reningsutrustninqden del av flygaskan som följer rökgasen genom re-ningsutrustningen och avgår till atmosfären
- de radioaktiva ämnen som förekommer i gasfas i rökgn-sen och passerar reningsutrustningen
De flesta uppgifcer om utsläpp av naturlig aktivitet från.koleldade anläggningar baseras på mätning av någon av ovannämnda delströmmar och bedömning/uppskattning av övriga para-metrar som krävs för att det sammanlagda utsläppet skall kun-na anges.
Provtagning i rengasströmmar som passerat modern apparaturför stoftavskiljning ger inte större provmängder än maximalt1 g. Aktiviteten i så små prov kan i allmänhet inte bestämmasgenom direkta spek I: r ometrisk a mätningar. Man ar därför hänvi-sad till kemisk upparbetning av provet /Chatter jee P.o/. oftahar därför utsläppet av radioaktiva ämnen uppskattats genomatt mäta aktiviteten i avskild flygaska och koncentrationenav stoft i rengasen och anta att stoftet i rengasen har sammakoncentration av radioaktiva ämnen som det avskilda stoftet/Keller 78/.
För att en studie skall vara kvantitativt övertygande bör iprincip samtliga delströmmar mätas och summan av koncentra-tion gånger flöde för utgående strömmar bör visas var i över-ensstämmelse med tillförseln av resp isotop med kolet. Endastett fåtal undersökningar har genomförts med sådan hön ambi-tion. Ett exempel är en tysk studie över två kraftverk/Jacobi 81/.
De studerade kraftverken är emellertid av typer som intp åraktuella i Norden. Det ena var eldat med stenkol i en cyklon-ugn vid 1800°C. I denna typ av anläggnino smal ter askan ochavtappas till stor del som smalt slagg ur botten. Den my ek othöga temperaturen gör att flyktiga element, dvs främst polo-nium och bly, kan förångas och anrikas i det stoft som följermed rökgaserna genom pannan till efterföljande utrustning förstoftavskiljning. Anrikningen förstärks av att stoft oftaåterförs till pannan, varvid flyktiga ämnen anrikas i rengas-stoftet efter principer som har stora likheter med destina-tion.
3/2
Det andra kraftverket eldades med normal pulverteknik. Bräns-let var emellertid brunkol som genom hög vattenhalt och lågtvärinevärde ger en förbränningstemperatur på ca 1100°C.Brunkol är inte aktuellt för import till Norden. Brunkol kansägas vara ett mellanting mellan stenkol och torv;
Tabell 3-1 och 3-2 innehåller uppmätt fördelning av de radio-aktiva isotoperna i uran och thoriumserien på olika strömmartill och från de två kraftverken.
Det är förvånande att aktiviteten av Ra-2 26 i kolet uppgesvara lägre än Pb-210 och Po-210. Det omvända förhållandetskulle vara mer rimligt och skulle förklaras av att en vissdel av mellanprodukten radon-222 avgått ur kolet.
Den kraftiga anrikningen av Po-210 i det stoft som avskiljs ielfilter och som avgår med rengasen från det stenkoleld^dekraftverket förtjänar särskild uppmärksamhet. Eftersom äskat;utgör endast en del av kolet kommer koncentrationen av radio-aktiva ämnen att bli högre i askan än i kolet. Om kolet t exinnehåller 10% aska blir koncentrationen i askan 1C gångerhcgre än i kolet. För flyktiga element gäller att dessa kananrikas på det stoft som lämnar pannan med rökgaserna ochsärskilt på de finkorniga fraktionerna av detta stoft. Påmotsvarande sätt måste då gälla att den bottenaska som blirkvar i pannan måste vara utarmad på dessa element. Det följerav att materialbalansen måste uppfyllas så att summan avmassflöde gånger koncentration för samtliga utgående strömmarför varje element måste överensstämma med motsvarande för in-gående strömmar, dvs huvudsakligen det förbrukade kolet. Idetta fall är koncentrationen av Po-210 ca 63 gånger höare idet stoft som avskiljs i el filtret än i inkommande kol. Häravföljer att mängden stoft oin avskiljs i elfiltret maximaltkan motsvara 100/63 = 1,6% av kolförbruknirgen. I dokumenta-tionen av undersökningen ingår inte uppgifter om mängden askaavskiljd i panna resp elfilter. Kolförbrukningen kan beräknasur uppgivet värmevärde i kolet och antagande om normal verk-ningsgrad (37%) hos kraftverket. De uppgivna mätvärdena förPo-210 är i överensstämmelse med följande fördelning:
104 ton/h kol med 30 Bq/kg Po-210 =3,1 MBq/h12% aska motsvarande 12.500 kg/h
bottenslagg1 1 . 0 0 0 kg med <• -20 E q / k g " = 0 , 2 2 MEq/h
88,5%1 1 , 5 %
skfLygaska som följer rökgasenut ur pannan1440 kg/h
e l f i l te rs tof t13B0 kg1900 Bq/kg2,6 MBq/h
1 1%0,5%
renqasstoft60 kg/h, 60 mg/m3
5000 Po/ka, O", 3 MBq/h
3/3
Nuklid
Uranserien
U-238U-234Th-230Ra-226Rn-222Pb-210Po-210
Thoriumserien
Th-232Ra-228Th-228Ra-224
Koncentrationkol
37
18
2630
I18
botten-aska
210
195
9520
90
Bq'kgelfilter-aska 1'
2' D
200
16001900
110
rengas-stoft2'
330300300300
25005000
130130130130
beräknademission i% av koletsinnehåll
0,51%
0,96»
4,4-5.6%9,7%
0,56%
Tabell 3-1
1* Den emitterade rengasen l-106 m3/h innehåller 60 mg/m3
stoft. Detta motsvarar med 37% verkningsgrad + värme-värde 3-104 kJ/kg kol och 12% askhalt ett utsläpp av0,5% av kolets askinnehåll.
2' 60 mg/m3
Radioaktiva ämnens fördelning på tillfört kol,bottenaska, elfilterstoft, rengasstoft och be-räknad emission i procent av kolets innehåll förstenkolseldat kraftverk 320 MWe med våt botten/Jacobi 81/
Nuklid
Uranserien
U-238U-234Th-230fta-226Kn-222Pb-210Po-210
Thoriumserien
Th-232Ra-228Th-228Ra-224
Koncentration Bq/kgkol
15
i12
1111
<7
elfilter-aska 1'
60
35
4040
22
rengas-stoft 2'
90909090
1503 50
35353535
beräknademission i% av koletsinnehall 3'
0, 1
>0, 1
0,20,3
0,05
*' Värmevardet 8*10 3 kJ/kg och verkningsgraden 33* geren förbrukning av ca 820 ton/h brunkol
2> 30 mg/m 3 och 2,7-10 6 m 3/h
3' Beräknat ur maseflodet 820 ton/h kol och 0,081 ton/hstoft i rengasen.
Tabell 3-2 Radioaktiva ämnens fördelning på tillfört kol,bottenaska, elfilterstoft, rengasstoft och be-räknad emission i procent av kolets innehåll förkraftverk 600 MWe eldat ned brunkol /Jacobi 81/
3/4
Dessa siffror tyder på att nästan 90% av askan stannar i cyk-lonugnen, vilket är högre än normala 70-80% för denna panntyp/ASEA ATOM/. Bottenslaggen är i detta fall så utarmad på po-lonium att endast 7% återfinns i dessa nästan 90% av askan. Ielfiltret avskiljs 96% av flygaskan motsvarande 11% av totalaaskmängden tillsammans med 84% av poloniummängden. Rengaseninnehåller 0,5% av askmängden men hela 9,7% av kolets inne-håll av Po-210.
Om motsvarande fördelning av askan tillämpas på uppmätta kon-centrationer av Pb-210 finner man att i utagende strömmar harpåvisats 26% mer Pb-210 än i inkommande kol med följande för-delning:
MBq/h
2,71,042,210,15
% av uppmätt mängdi kol
10038825,6
% av summa upp-mätt mängd i ut-gående strömmar
7931654,4
i koli bottenslaggi elfilterstofti rengasstoft
Osäkerheten i bestämning av koncentrationen av Pb-210 i koltorde vara så stor att detta kan förklara att materialbalan-sen inte stämmer perfekt. Koncentrationen uppgavs till 26Bq/kg, vilket är nära detektionsgränsen för den ytnyttjademetoden gammaspektrometri på 35 g prov.
För thorium, radium och uran gäller att koncentrationen irengasstoft endast är måttligt förhöjd jämfört med bottenaskaoch elfilterstoft. Koncentrationen är 0-50% högre i rengas-stoft än i elfilteraska. Detta innebär att penetrationen avdessa ämnen kan antas vara i motsvarande qrad högre än pene-trationen av stoft. Om således t ex 0,5% av kolets askinne-håll avgår till atmosfären kan man anta att 0,5-0,8% av ko-lets innehåll av dessa ämnen medföljer stoftet.
Vid en mindre fullständig undersökning har man vid två sten-kolseldade kraftverk med våt botten och återföring av flyg-askan fått resultat som beträffande bly-210 tyder på betyd-ligt mindre uttalad anrikning till det stoft som medföljerrökgasen ur pannan /Keller 78/. I de aktuella fallen var ko-lets askhalt ca 20% varför medelkoncentrationen i olika ask-fraktioner måste vara 5 gånger högre än i kolet. För kaliumoch radium, som inte har någon särskild tendens att anrikaspå de finare partiklarna, har anrikningen relativt kolet upp-mätts till 4-6. För bly var däremot halten i avskild flyg-aska 9-10 gånger högre än i kolet, vilket tyder på att rela-tiva emissionen av bly-210 är dubbelt så stor som stoftemis-sionen.
Kalium-40 Radium-226 Thorium-228 Bly-210anrikning* i stoft fränförsta reningssteget 4,4sista reningssteget 4,4
5,56,5
4,85,8
6,89,8
* Med relativ anrikning menas i detta fall. koncentration iresp askfraktion dividerat med koncentration i kolet
3/5
Vid det cykloneldade kraftverket T A Allen uppmättes 3-13,8gånger högre koncentration av stabilt bly i det stoft sompasserade elektrofiltret än den koncentration som skulle er-hållits om kolets innehåll av bly fördelats jämnt på samtligaaskfraktioner. Av kolets askinnehåll emitterades vid en mät-ning 0,22% tillsammans med 3% av dess innehåll av bly. Vid enannan mätning avgick 1% av kolets askinnehåll tillsammans med3% av innehållet av bly /Klein 75/.
Fördelningen av radioaktiva ämnen mellan olika askfraktionervid normala pulvereldade pannor kan illustreras med följandeanrikningsfaktorer uppmätta vid kraftverk som utnyttjar kolfrån Saar i Västtyskland /Keller 78/.
askhalti
kol
beräknadmedelanrik-ning tillolika ask-fraktioner
Uppmätt relativ anrikning*40K 226
R a228
T h210Pb
720 MWe kraftverk från 1976 med utsläpp av 0,9% av askmängdenmed rökgasen
stoftavskiljarensl:a del 9slutsteg
11,1 711
813
68
713
150 MWe kraftverk från 1968 med utsläpp av 2,2% av askanrökgasen
stoftavskiljarensl:a del 12slutsteg
56
55 9
510
* koncentration i aska dividerat med koncentration i kol.
Vid mätning av aktiviteten i det stoft som avskiljs i renings-utrustningens sista steg i 14 kraftverk i Västtyskland har manfunnit att vid pulvereldning med torr botten var bly-210 ickeanrikat jämfört med rad^um-226. Vid 5 mätningar i 4 olika an-läggningar var kvoten (-10Pb aska/210Pb kol) / (226Ra aska// 2 2 6Ra kol) 0,66, 0,72, 0,91, 1,0 och 1.1. Detta tyder på atti denna typ av anläggningar innehålls Pb i praktiskt tagetsamma utsträckning som stoftets massa. Resultaten från 21 be-stämningar i 10 olika kraftverk med våt botten var resultatethelt annorlunda. Den relativa anrikningen av ?Eb var mel-lan 1,6 och 21 gånger högre än motsvarande för Ra i detstoft som avski.1 jdes i reningsutrustningens slutsteg. Median-värdet för kvoten mellan relativa anrikningen av 2-"^Pb och
ä var ca 5. Variationen mell<~n olika anläggningar vardock stor. Några anläggningar låg vid flera mätningar förhål-landevis lågt medan andra visade genomgående kraftigare anrik-ning. Det var Mven en tydlig tendens att anläggningar byggdaunder 1960-talet gav kraftigare anrikninq än anläggningar från1950-talet /Kolb 79/.
3/6
Vid ett kraftverk eldat med kol från västra USA innehållande23,3% aska avskiljdes stoftet till 99,2% i venturicyklon pa-rallellkopplat med ett kallt elektrofilter som avskiljde97,1% av stoftet. I olika kornstorleks fraktioner hos rengas-stoftet fann man följande anrikningsfaktorer definierade som(koncentration i stoftet/koncentration av 4^K i stoftet) /(koncentration A kol/koncentration av 4 0 K i kol) varvidförutsattes att kalium är jämnt fördelat på alla partikel-fraktioner /Coles 78/:
diameter*jjm
18,56,03,72,4
2 2 8Th
1.01.11,11,2
2 2 8Ra
1,01,21,41,6
210 p b
1,33,04,15,0
226 R a
1,11,41,61.9
238 Ö
1,31,62,32,8
235(J
0,941,42,02,8
* partiklarnas mediandiameter bestämd med centrifugsedimen-tation
Vid ett äldre hörneldat kraftverk 212 MWe i Sydney uppmättesatt ca 5-6% av kolets aska passerade elektrofiltret och^föli-de rökgaserna ut genom skorstenen. Koncentrationen av 2 / 6Ravar i rengasstoftet dubbelt så hög som i den avskiljda askan,vilket innebär att ca 11% av kolets innehåll av Ra av-gick till atmosfären buret av 5,5% av askan /Bayliss 66/.
Vid kraftverket Valmont i Boulder har man uppmätt en koncen-tration av ^ ?b och Po i rengasstoft som ar 3,8 resp4,2 gånger högre än som skulle varit fallet om dessa ämnenfördelats jämnt över olika askfr^ktioner /Kaakinen 75/.
Som framgår av tabell 3-2 har man i rengasen från det brun-kolseldade kraftverket endast påvisat 0,05-0,3% av koletsinnehåll av resp nuklid. Den uppmätta stoftemissionen mot-svarar att ca 99,95% av kolets askinnehåll avskiljs i pannanoch el filtret. Detta innebär således en god överensstämmelsemellan uppmätt koncentrationsskillnad mellan el filteraska ochrengasstoft och beräknad emission. För thorium, radium ochuran blir resultatet liksom vid det stenkolsedlade kraftver-ket att relativa emissionen kan antas blir 0-50% större änrelativa emissionen av stoft. För bly och polonium förefalleranrikningen till rengasstoftet vara inte fullt så uttalad somvid det cykloneldade kolkraftverket.
Eftersom de studerade kraftverken kan sägas vara extrema yt-terligheter med avseende på temperatur och förutsättningarför anrikning av flyktiga ämnen till det finkorniga stoftet,kan de uppmätta värdena bilda rimliga intervall för hur storpenetrationen av resp nuklid kan antas vara:
uranradiumthoriumblypolonium
1,0-1,5 gånger penetrationen för stoft1,0-1,51,0-1,52-106-20
3/7
Beck har presenterat följande uppskattning av hur kraftigtutsläppet av radioaktiva ämnen blir relativt utsläppet avaska /Beck 78/:
elfilter 99.5% elfilter 90%uranradiumthoriumblypolonium
21,5155
11122
Försiktighet bör iakttas om dessa erfarenheter tillämpas påanläggningar där stofthalten i rengasen avviker väsentligtfrån 30-60 mg/m^. Högre stofthalt i rengasen torde innebäramindre kraftig anrikning av flyktiga nuklider. Det finns ingamätvärden som visar hur en väsentligt lägre stofthalt påver-kar det relativa utsläppet av främst 210 Pb och 210 Po. Omstoftavskiljningen sker med spärrfilter kan man dock antn attanrikningen möjligen reduceras eftersom penetrationen genomspärrfilter är mindre selektiv beträffande partiklarnas stor-lek.
Kolets innehåll av bly utgörs till helt övervägande del avstabilt bly-206 som inte bildats genom radioaktivt sönderfalli kolet. Dessutom finns små mängder instabilt bly-210 samtbly-206 som bildats genom radioaktivt sönderfall i kolet. Denovan angivna anrikningen av bly-210 till det finkorniga ren-gasstoftet kan ej kvantitativt verifieras med högre nogqrann-het genom analogi till materialbalans för stabilt bly-206.Provtagnings- och analyssvårigheterna har gjort det mycketsvårt att upprätta sådana massbalanser. Anrikningsmekanismenkan även vara något olika för de två isotoperna. Bly-206 ärnämligen företrädesvis knutet till de större mineralinne-slutningarna i kolsubstansen medan bly-210 bildats genomradioaktivt sönderfall i flera steg från uran-238 i kolsub-stansen. Eftersom uranet tenderar att vara bundet till denorganiska fasen kan man anta att bly-210 i mindre utsträck-ning än bly-206 är bundet till mineralinneslutningar ochdärför har större möjligheter att förångas och anrikas til Iden finkorniga askfraktionen och motsvarande mindre möjlig-heter att inneslutas i de större askpartiklar som bildas urmineralinneslutningarna. Anrikningen till finkorniga partik-lar bör därför väntas eventuellt vara kraftigare för bly-210än för bly-206.
Vid University of Colorado /Kaakinen 75/ har man studerat an-rikningen relativt aluminium till olika askfraktioner för ettantal spårämnen vid 5:e enheten vid kraftverket Valmont /Kaa-kinen 75/. I denna anläggning renas rökgasen först mekanisktvarvid 86% av stoftet avskiljs. Därefter delas rökgas flödet itvå parallella flöden som renas med elfilter resp våtskrubber.Elfiltret avskiljde 35% av stoftet och vitskrubbern 92%.
Bland de studerade elementen fanns Pb-206, Pb-210 och Po-210och Ra-226. Resultatet beträffande anrikning av dessa elementframgår av figur 3-1. Till skillnad frön övriga element synesradium icke anrikas till rengasstoft . Anrikni naon for A.e öv-riga elementen förefaller v;ar>i er, faktor S-b, dvs i ] <-t,tfall har ca 35-40% av kolets innehall ^v (jus.-vi imnon \ tcrf un-nits i de 7% av ask innehn 1 1 ef: r,<>i» ...i-.r- r r.i<le •> ].*••'< tm f i i t ret. -
3/3
•0
« •
» •
o5Z |ai °*E
• o»-
O «
0 3
O l -
\
i
*x*x
' /
ii
i1
1
i
/
i
* * ' ^
X
t
1
; [
t
• ."•§•
»••• 0
1
SS
BA = bottenslaggMA = aska avskild i cyklonPA = stoft avskilt i elfilterSS = slam från våtskrubberPO = rengasstoft efter elfilter
Fig 3-1 Anrikningsfaktorer relativt aluminium för Pb-206,Pb-210, Po-210 och Ra-226 i olika askfraktioner i5:e enheten vid kraftverket Valmont /Kaakinen 75/
Den information om radioaktiva ämnens fördelning vid andraomvandlingsprocesser än förbränning, som påträffats i lit-teraturen, är ytterst fragmentarisk. Vissa inledande studierav naturligt radioaktiva ämnens fördelning vid tillverkningoch förbränning av Solvent Refined Coal har dock genomförts iUSA /Koester 78/.
4/1
4. EGENSKAPER HOS ASKA CCH SLAGG
4.1 Innehåll av radioaktiva ämnen i flygaska
Flygaskans innehåll av radioaktiva ämnen bestäms av:
kolets innehåll av dessa ämnenkolets askhalttyp av förbränningsanläggning
- princip och effektivitet i stoftavskiljningen
I tabell 4-1 har sammanställts uppgifter om innehåll av radio-aktiva ämnen i avskiljd flygaska.
För USA har presenterats en sammanställning av 23 prov analy-serade med neutronaktivering /Furr 77/ och en sammanställningav 11 prov analyserade med gammaspektrometri /Beck 80/. Me-dianvärdet i den l:a var ca 90 Bq/kg och i den senare 155Bq/kg för 238y# y ^ analys av samma prov med dessa metoderhar man i en annan undersökning fatt genomgående lägre värdenmed neutronaktivering /Coles 78/. Man analyserade i dettafall olika kornstorleksfraktioner tagna från rengasen efterett elektrofilter. Resultatet blev:
Partikel fraktion ppm urangammaspektrometri neutronaVtivering
18,56,03,72,4
16+320+230+436+5
9+216+322+429+4
Flygaska synes i allmänhet innehålla ca 150 Bq/kg radium-226och ca 200 Bq/kg thorium-232.
4 / 2
r. 4 ^ W S u 23^ 2 2 4 ^ 2 2 * ^
£ov)*t Exists 1700-2200 185IBS 440 440
85-320IBS
120115
/Knizhmkov 77// I l v in 77/
bruitkol
txn^vrke Will
F i l l
WII
B ! I
iTMdelvarcWvax 1311 ci jt hr » i
11
121
1212
2 7
il
454729781B28902h J 4
891113700J40-1100
260bO
2UU35
10115814115115919811811521581-390
lbOU40
158288Ib332230744a237251
19UU40
1IU22
12659-255
e l f . 60 mg/m' /Jaocble l f . 30 mg.'m3 81/rengas i rensad
SO6146544fl623S29
100 !na/nJ
150
100
800
0.9»/teller2.2k
0.91
6.4%
27 olika >-r«ftverk,Kolb 7d-'Schuer 76/ ref i Itorn 78
X"lora-kkj
• •-« ['j'.rt
I : . - ,K.-.--.v».kyM.rylax».'KlEUftOL F.t.M«ftt*"id.: im":^T.:;,t^
*ljr:t.i:-i
•«•• :-t |»t.:re> - • >%-ili.ij
**. *V-aicu:«.i. Y.rk.•ijrti. wirulina.»•io.'w».th t 'arol iru
taj.~;at. Vir^jlr.ia
1209091
15064
na915 9
i 4870
lou109257
100U9
l i ei B9
230795162
l l ' j
*2C' neiit rcxiaktivering1*1 'y.irr 77.'1 9 0;RT1202101 701 6 0
15.J1 4 01 7 0Ibw: K ;
2W25D230
-,J
2;«i
i-X91
110
7S-1B5 67-115 7H-122
K-T-.t »«y juiu 77 7*3Jin: ri. .kier l i t 75
r^rv 75kx^rtverk m v
cl ;a
i e r j j , / : vel;n» 3'Ä)
v.irwr iu«l t«J.) li LlC-lObO
n-:.., , . 11 3/tv.ui.i». i.«jir;rt.W 74-740V..» nni-a 9 3.AJ 3i J. J4 rtbra t ÄS'i 5
torra kushiro
Trailer. Kaii|air I
Tlllur/ it 1 15»)ir. V 21
v a r l o t ;(X.bl>re<M
lr,!« K*: 365-1776'be l AI t
10b jm>-lH0U
C.inai-1 Nai.tu.rrte 204*4
tw.la.-i 2
Idlfrurk 4t ir.in 1905 kiaftverk I'M» 910
iwk-1 5 II)BtaftUdlawikeLbv 2!f)
96»5
320
31795
11644-239
104
69-39C
15565-240
70130133
10067,70
150,17052, B9, 74
13077-190
92*3
92
9011951-2095-11141104
3H-123 59-
133B5-23O
R5107III
1330
3b4
23
850440
63-61037*263-610107+401
200-340
154O
no21016023
: ; s 196
no1:» 133"'7-470 32-392
178
J5074-700
52
ml i "J4
ine, 1103di) -»r,;
73.,39fX)
HI
27-152
44
15-74
""M
4-;-i'4
12'),13O
78,110,140
7,*4O,
5H*2
70UK)Ui'
36
17-2689
100
63H9
43
7C>*4
%44
1C4
63
92
570250
• 53-322'"""
33-3 /
K
ef
•'•
t, '
<a
,'V
lelr. 75 '
r*l i i t ;er 7B
*-!:ier H2 '
fektivl' .e^ e^ v. ::ver.
t:J'r i:1e 77etinssLart "'C
t<-jst. av 2 ; ^ ^
i.t.jri 99,2»i.i,i , Hbl Vaakir.i-n 7-.!• efter rtit.i M
••
* i%MA Mishra fir.
Ui-kKim 79/'. av Canfillr. d")
w.-iko 7fl/
•r./nn'.^rr • p l f i l ' e r -
1 * 7 Ml, H2 '
• ' * ' ' * " ' " p 1 '
•|trtk fl I r
Tabell 4-1 Uppmätt koncent ration av n^turlic? ra'1 iorikti vif-.i avsk.il jcl f
4/3
4.2 Innehall av radioaktiva ämnen i bottenslagg
I tabell 4-2 har sammanställts uppgifter om koncentration avradioaktiva ämnen i bottenslagg.
Polen Zeran kraftverk
•Ivwrlatirnahrartrt
4242
226-22J'22S-220OSCO 46280-1200 17-100
23*319-45918-460
15-120
/Jaworowki 71/22-592 a 1*93 frin kolpannor22-590 /Penako 78/
/Ttmexyn'aka 80/ ref avUNSCEAP 62
•axuan
variationsbreddw i v t delen
watn dalan
10
7
10
300
22-7402 SO
230
160
67-32056
104
3
4
150
59-28070
72
81
1B-18021
31
70
41-10456
78
56
BI
5 analyser «v ""Po/Back 80/
tarcjentialecSled 9.2%aska CDles 73/23.21 Mk* /Qalca 76/
Allan S u n PlantLouiville. Ken- juni 76ti*>y K M U p l . juni 77wywlnj
Pennsylvania.USA H-l
M-Mn-99
Canada Kanticot*
Sovjet
466
245+4
370
180
96
6720611662
91*3
8*3 185*43*2 115*4
22
59252131
70
78
210
92l'X41
7.4
18037
18IB4
5859+448*7
52448739
61*2
70
70+463+4
cykloneldad /Klein 75 //Krieqer 78/
/Farmer 77/ ref av Back 76/Kaakinen 75/
/Beck 78//Vagnar e2/
/Tracy 81. 82/
/UasaOicnko 81/ ref avUSOAH 82
Tabell 4-2 Sammanställning av uppgifter om koncentrationav radioaktiva ämnen i bottenaska, Rq/kg
4.3 Innehåll av radioaktiva ämnen i avsvavlingsprodukter
Avfall från avsvavling av rökgaser kan tillföras radioaktivaämnen huvudsakligen genom flygaska som i vissa processer av-skiljs helt eller delvis i samma steg som svavlet. I vataprocesser förekommer det att all flygaska avskiljs till san-mans med svavlet. Det är dock vanligare att flygaskan av-skiljs i ett separat filter varefter svavlet avskiljs i ettseparac steg. I detta fall blir avsvavlingsprodukten prak-tiskt taget fri frän inblandning av radioaktiva ämnen fränkolet.
Den våttorra tekniken som introducerats nnder åe senaste areninnebär i de flesta fall att flygaska och svavel avskiljs iett steg. I Sverige ges dock tekniken en sådan utfornninc att90% av flygaskan avskiljs separat varefter resterande 10%,som innehåller den finkprniga fraktionen och därmed bör varaanrikad på 2 1 0Pb och Po, avskiljs tillsammans med svavlet.
I tabell 4-3 har sammanställts olika uppgifter om förekomstav radioaktiva ämnen i avsvavlingsprodukter.
4 / 4
n 40K 235U 224^ 226^ 214Bi 210^ 232-
USA:våt process 1 210M-15 StrubbervStska *M-15 " **M-l " *M-l " **M-98
1107566
10910471
967776
10010085
130108108230230122
1117415213352
185649131240
/a*** BO//Wagner 82/
* Före reningsutrustning** Efter - " -
Tabell 4-3 Sammanställning av uppgifter rörande förekomst avradioaktiva ämnen i avsvavlingsprodukter, Bq/kg
4.4 Radonavgång från flygaska, bottenslagg och avsvav-lingsprodukt
I tabell 4-4 har sammanställts uppgifter om radonavgång frånkolaska och slam. Genomgående har radonavgången från avfalls-produkterna varit mycket liten. En trolig förklaring tilldetta är att askans innehåll av radium är hårt bundet inne it ex askans glasfas eller att mätningarna skett på torra pro-ver. Radonavgången är erfarenhetsmässigt mycket låg från tor-ra prover och kan öka upp till flera tiotals gånger när mate-rialet fuktas.
4/5
Material
flygaska
bottenslagg
flygaska
bottenslagg
antalprov
33
11
11
9
10
8
gipsslam från våtrökgasavsvavling 1
vanlig jord
Prov frånaskdeponi
111
flygaska Cheswick,avskiljd flygaska
fuktighet1
torkade
0,390,450,46
Penn
koncentrationav radiun\-226
Bq/ka
mv 9663-144
mv 6737-133
medianvariationsbreddmv 92-280median
variationsbredd
medianvariationsbreddmedelvärdemedianvariationsbredd
160+8162+6175+8
104118
andel av bildadRn som avgär
%
mv 0, 540.20-1,16
mv 0,700,24-1,53
<2<l-30,70,30,03-2,8
<2<l-50,17
0,07-0,35
4
15
0,22+0,030,45+0,060,46+0,06
57*
/Pensko 80//Pensko 78/
/Pensko 80//Pensko 78/
/Beck 80/
/Wagner 80/
/Beck 80/
/Wagner 80/
/Beck 80/
/Beck 80/
/Styron 81B/
/Goldstein 71//Wagner 82/
torr aska
flygaska, Danmark:AmagervaerketEnstedvaerketFynsvaerketVestkraft
127209150138
137+15133+15122+11100+11111+11
150180160150
0,0,1,0,4
0,0,0,0,
8884
47444188
/Hornibrook 81/
/Ulbak 83/
I f lygaskan rådde sönderfa l Is jämvikt m e l l v . 2 3 4 Th och 2 2 6 Ra m e (j104 Bq/kg, medan a k t i v i t e t e n av 2 1 4 P b och •' ! 4Bi uppmättes t i l l44 Bq/kg, v i l k e t s k u l l e kunna förklaraE av a t t 57% av b i ldad radona v g å t t från askan t i l l omgivande l u f t .
Tabell 4-4 Sammanställning av uppgifter om radonavgång frånflygaska, bottenslagg och avsvavlingsprodukter
5/1
5. UTSLÄPP AV RADIOAKTIVA ÄMNEN TILL ATMOSFÄREN
5.1 Radioaktivitet i renad rökgas
Radioaktivitetsinnehållet i renad rökgas bestäms av
- koncentrationen av flygaska i renad rökgasaktiviteten i den fraktion av flygaskan som passe-rat reningsutrustningenkolets innehåll av radon, som avgår fullständigt igasfas
- eventuell förekomst av andra radioaktiva ämnen igasfas
Den rökgas som lämnar moderna och tillkommande anläggningarinnehåller 10-50 mg/m-* flygaska. Detta motsvarar <0,5% avaskinnehållet i ett kol vars massa till 10% utgörs av aska.
Äldre anläggningar har ibland reningsutrustning som tillåter5-20% av askan att avgå med rökgasen. För 10 år sedan inne-höll den renade rökgasen från kraftverk i USA i medeltal 8%av kolets askinnehåll.
Vissa uppskattningar av utsläpp med rökgas bygger på för Mor-den helt orealistiska förutsättningar med praktiskt taget o-befintlig rening av rökgaserna, t ex /Knizhnikov 77/.
I tabell 5-1 har sammanställts uppgifter om koncentration avradioaktiva ämnen i det stoft som avgår till atmosfären medden renade rökgasen. Den kraftiga anrikningen av •I-0Pb och210po förefaller vara knuten till cykloneldade anläggningar.I tabell 5-2 har sammanställts uppgifter om utsläpp med denrenade rökgasen per energienhet tillfört bränsle.
Vid kraftverket George Neal i USA har man mätt förekomsten avuran och thorium i rökgasen före och efter el filtret, som vidtillfället avskiljde 99,7% av rökgasens stoftinnehåll:
uranthorium
före elfilter/"g/m
93+1,8105,7+0,9
efter elfilter,ug/m
0,49+0,760,028+0,001
Ur dessa värden kan avskil jningsgraden beräknas till 9(',5%(>98,6%) för uran och 99,97% för thorium.
5 / 2
n 40K 235,, 238y 226,,,, 2 1 0 ^ 2>0po 2 3 2 ^ 278^ 22fiR
Sovjet, Donet»
PRD, stenkolBRD, brunkolDRD, stenkol
BRD Nordtyska kraftverk -72 2-78 3-72 14-78 7
västtyska kraftverk 1sydtyska kraftverk 1
PRD
USA stenkol
Stenkol västra USA23,3» aska, venturi 99,2»och p a r a l l e l l t ka l l ESP 97,1»
USAUSA Allen Steam Plant
o l j ee ld kraftverk, medelv 5spridning
medelv 4spridning
1
Australien
1500
260270275260
6101418
30090
210
220
330210560370
520
200250370440
7125-120
400120-610
370
150
30090
290
150220270300290440
120170200220
15
520
630
2500180
1800
100220
1800190018003200
160370520630630
570
5000350
700
150
13035
120
350
100
22R-4O
80
85
130
9678
140110120140
)00130148155
81Bl
140120130150
104122122122
Uffwkattninq for nnl-STTnlril n*nn•toftavskl ljnlrrj /Kntrhnlkov 77/
cyklon»Mn, f.O nq/i-^ /.,'*nr>-pulvereltln, 30 ro/n hi n i /rolpmt kraftverk 3m * > ,0,5» av s*Mn avrj.'r /Knlb 7" >'pulverelrln n • /Kolb / a /torr bnttenv i t hottenH „
H „
/Kautr 75/ mf av Halbri^-r =:
750 MWe rs^ 05, i* ItxvV'.- •"*.'
18,5 unfraVti l i /CnlM 7n/6 urr3,7 un2,4 vin
/Kaaklwn 75/**Cyklon, 0.2% ,iv vrjio*!! -isvaemitternt /Klein 71//Henry BO/
e l f i l t e r /Henry HO/
kalks«n«.Bkn,t*er /Henr-/ ^ /
kall FSP 92,4* /naylisu f>.'
Hitvarrien avser ntoft avski l j t i reningsutrustningens sista st*?q7,4% av Koleta asVa harte passerat e l f i l t e r kopplat efter meXanisk
Tabell 5-1 Uppskattad/uppmätt koncentration i emitteradflygaska, Bq/kg
IKT I9S], i r.:r.Vol
" V>;-. i r -w-st kol
USA
kraftverk 1000 MWe
USA 1964
T A Allen Stear. PlantNr 2
1970
t.ixlOb
:xic6
5xl0b 4x)07
no,
5x10' rulvrelrtn 30 ma'm/Jacxt.i 81/
2xlOb ryVlraieid 60 nn/ir3
/Kairtr 75/ ref av Halbritter 81
I,4xlOb 1.4x10* 1.4xlCb 4.7xlOP 1.4xlO6 l,<lxlO6 4.7xlO8 l . lxlO6 l . lxlO6 1. Ixl0*/Bohlinaer 78/a>
6.4xlOb 9xlO4-7. 3xlO6
5.4x10,6 i)
1.1x103,4x10*
7 b)
1,8x10-? l,«xlC^ 6.4x10? /flergström 79/-*.4xlOfc -6,4xlQb,Tl,4xl0'
b Dl16,7x10 b ) 1
9X105
6,7xlOr "{2.2*108c)
/Eisenbuch 64/
/Klein 75//Boitai 73/30 MBq//W Ra+TTi Atart in 71/
l.PxlO7 l.fcxlO7 1.2xlO7 4xlO7 4xlO7 l,6xlO7 8,7xlO6 BxlO8 6,4xlO6 6,4xlO6 6,4xlO6 normal„ , 7 „ - 7 7 „ , 7 anl i U » e ) /B«* 80/
1.6x1O8 7.3xiO7 7.3x10' l.SxlO8 1,5x10° 7.3xlO7 7,3xlO7 BxlO8 6xio' 6x10' 6xlO7 /Beck BO/
0,3-1.3x107xiOB
kraftverk 750 MWe 1.9x10,8
C,P-2xlO7
0,2?r9xl05
SxlC"
1.3x108
värsta fall i USA f )
ESP 971 /Cndov 79/Ver.turi 99,7» /Cndov 79/Ventiiri 99,7% *
/Cndov 78/ e l f i l te r 95.3%
P)
rtxierr.t.
• i c i >'.)
1.5x10 1.3x10' 9.6x10° 3,2x10' 3.2x10'
0,8-2,4xlO"
5 , F J ! 0 7 4 , É S 9 , 2 4 , 8 X ] 0 7 4,flxlO7 4,8xlO7 /Beck 78/
6. * 1 0 b 4,6-9,2 5xlOb 5xlOb 5x10"XlO8
1.& b 3,7S12 1,4-4,5 I,4j4,5 1 ,4T4,5 /Lee 77/ ref av Beck 78xlOh xlOH xlOb xlOb x!0b
1972 3,3x10? 1.4x10° d ' l . 2 x l 0 9 d)3,3xl0B a ) l , 8x l0 8 d ) 2,4xlO8 l,4xlO8 ,/Kriizhnikov 77//Karsner 81/ M /Uyin 78/
t Tockolja
>Ylfl^ 2,7xlO5 2,7xlO5 1,5x10®
215
ESP 99,5 g >
/Tracy 81,82/1 OWe år antaget = 60 PJ/Vinck 73/ ref av Horn 78
80/
r) 1.9xlO7 l,9xin7 l,9x]07 l,9x]07 'U! 02/
Uppskattade/uppmätta emissioner, P.q/PJ tillfört, bränsle. Beträffandeförutsättningarna a - r, se följande två sidor.
5/4
Tabell 5-2:
a) Antaget 9 Bq/kg uran och 7 Bg/kg thorium. 2x500 MWe ochutsläpp av 0,3% av varje nuklid med undantag för 210 P o
och 2 ^ R n för vilka antagits utsläpp av 100%..
b) Emission beräknad med antagande att stoftutsläppet är 75ton/PJ, vilket motsvarar 97,5% avskiljning av stoft vidpulvereldning med kol innehållande 9% aska. Askans akti-vitet antagen 141 Bq/kg av 226Ra och 89 Bq/kg av 2 2 8Ra.
c) Samma förhållande sen b) med undantag från stoftutsläppetsom antas vara 2400 ton/PJ, vilket motsvarar en pulverel-dad anläggning helt utan stoftavskiljning där 45-65% avkolets askinnehåll följer med rökgaserna.
d) Uppskattning för en anläggning som förbrukar 3,4x10° ton/år kol och släpper ut 0,13 xlO6 ton/år stoft (3,8% avkolets vikt) dvs helt utan rening.
e)
f)
g)
Kol med värmevärdet 28 PJ/kg 13% aska och utsläpp av 1%av askan med rökgaserna. Det emitterade stoftet antagetanrikat 5 gånger med avseende på 2 ^ P b och 2^^Po, 2gånger med avseende på 2 38u ocll ^ 5 gång med avseendepå 2 2 6Ra. Kol med normal aktivitet, dvs 21 Bq/kg 2 3 8U och9 Bq/kg 232Th.
Största utsläpp förekommande från äldre anläggningar iUSA utan effektiv stoftavskiljning och där drygt 9% avaskan avgår med rökgaserna. I detta fall antas 2^^Pb och»10Po vara anrikade med ew faktor 2 i rengasstoftet.
nat ur aktivitet i avskiljd flygaska med antagandet1 Pb och 2*-"Po är anrikade till 3 gånger högre
Beräattkoncentration i rengasstoftet
h) Omräknat från 4,2x10 ° g/MWe som uppgivits vara typiskt förkoleldade kraftverk i Sovjet. 2,77xl0"11 g/Bq och 2,66MWhe/ton kol ger emission ca 4 Bq/kg kol, dvs 4-22% avkolets innehåll av 2 2 6Ra (tabell 2-1).
i) Omräknat från 0,02 g/min från anläggning på 290 MWe. Vidmättillfället motsvarade stoftutsläppet 1,3% av koletsaskinnehåll. I utgående rökgas påvisades 0,7% av koletsuraninnehåll. Vid ett annat mättillfälle avgick 0,24% avaskan, men för denna mätning redovisas ej uranutsläppet.
j) I 1,6-3,7% av uranet passerade genom ESP med 97% avskilj-ning och 0,2-0,7% av uranet passerade genom venturiskrub-ber. Kolet innehöll ca 2 ppm U.
k) 0,7-1,8% av ämnet thorium passerade ESP och 0,02-0,07%passerade venturiskrubber.
m) 20 Bq/kg i kolet och utsläpp 2%.
5/5
n) Elfilter 99,5%, 1100-4900 ton/MWe, är utsläppt med rök-gas.
o) Utsläpp 1-2% av askan, 0,1 lb/106 BTU.
p) Kraftverk normalt i USA 197 2, 8% av askan släpps ut medrökgasen.
q) 115 mg/m3 stoft, utsläppt stoft 500 Bq/kg 2 3 8U, 2 3 2 T h
och 4 ÖK.
r) Typiskt kraftverk med 97,5% stoftavskiljning.
5.2 Radonavgång till atmosfären vid förbränning av kol
Vid förbränning av kol kan förutsättas att radon-222 motsva-rande sönderfalls jämvikt med kolets innehåll av radium avgårtill atmosfären. Med radiumhalten 20 Bq/kg motsvarar detta20 GBq 2 2 2Rn p e r M t o n fcoi. Koncentrationen i rökgasen blirdärvid ca 2 Bq/m3, dvs endast 1% av vad som f n tillåts i nyabostäder i Sverige. Där rökgasplymen når marken kan denna geen lokal ökning av radkonhalten med maximalt 4xlO~4 Bo/m3
/Beck 78/. Radonavgången från ett kraftverk på 1000 MWe mot-svarar naturlig radonavgång från ca 10 ha (0,1 km2) normalmark /Beck 78/.
Normal radonavgivning från markytan till atmosfären har an-givits till SxlO11 Bq/km2,år /Styron 81/ och öxlO11 Bq/km2,år/Harley 75 ref av Beck 78/, /UNSCEAR 82/. I Sverige har ra-donavgången studerats bl a i samband med planeringen av uran-utvinning i Ranstad. Man uppmätte radonavgången till 90-5300atomer/m2, s motsvarande 2xlO~4 - lxlO"2 Bq/m ,s eller 6xlO~9 -- 4X10"11 Bq/km2,år /Mineral 77/.
Det innebär avsevärda svårigheter att bestämma radonavgångenfrån en markyta. Anledningen är främst att radonavgången upp-visar mycket kraftigare variationer i tiden och även mellanmycket närbelägna punkter.
I ett projekt initierat av radonutredningen studerades olikametoder för bestämning av radonhalt i markluft samt radonav-gång till atmosfären /Hesselbom 81/. Resultatet beträffandebestämning av radonavgång framgår av tabell 5-3.
Område
C:2
typ av mark
granit med hög halt avuran och thorium över-lagrad av sandig morän
granit med hög halt avuran och thorium över-lagrad av morän
uppmätt radonavgångBq/m ,s Bq/km ,år
Ranstad
Tabell 5-3
0,25-0,77
1,1-3,3
0,36-0,54
8 x l O 1 2 - 2 x l O U
3 x l O - 1 3 - l , l x U ) 1 4
Uppmätt radonavgång från e t t par o l ika marktyper/Hesselbom 8 ] /
5/6
För Sveriges yta (ca 4x10^ km2) motsvarar radonavgången 5x10*1Bq/km2,år en total avgång till atmosfären om 2xlO*7 Bq/år 2 2 2Rn,vilket resulterar i en koncentration utomhus av ca 4 Bq/m^radondöttrar. Tillskottet från förbränning av ca 24 Mton/årkol, enligt KHM's åskådningsexempel 3, skulle därm«d bli ca5X1011 Bq/år.
Genom ventilation av bostadsbeståndet tillförs utomhuslufteni Sverige ca 4x10*4 Bq/år 2 2 2Rn.
Om all eldningsolja i Sverige skulle ersättas med kol skulleradontillförseln till atmosfären således bli följande:
frän marken 2xl017 Bq/år
från bostäder 4xlO14 Bq/år
från användning av kol 4x10 Bq/år
Radonhalten utomhus ger ca 4 Bq/m^ radondöttrar, vilket en-ligt den svenska radonutredningens riskuppskattning hypote-tiskt kan antas vara relaterat till ca 25 (5-50) dödsfall/år.Bidraget från koleldning torde motsvara ÖxlO"^ Bq/m^ eller etthypotetiskt dödsfall per 20.000 år bland Sveriges befolkning.
Effekten av utsläpp radon från koleldade anläggningar kansåledes anses försumbar.
5.3 Radonavgång till atmosfären från upplag av aska ochslagg frän koleldade anläggningar
Askdeponierna vid kraftverket George Neal i USA har uppgivitsavge 10 Bq/m ,år Rn. Detta är mindre än avgången från noi-mal mark som brukar uppges till ca 5x10^ Bq/m2,år. Askan viddetta kraftverk innehåller 165 Bq/kg 2 2 6Ra /Styron 81/.
I vissa bedömningar av de totala stråldoserna vid koleldninqhar radonavgång från askdeponier spelat en stor roll. Man hardärvid utgått från att andelen fri radon från flygaska är li-ka hög som från milltailings (det sandartade material somåterstår sedan uran lakats ur krossad malm) /Lee 77/ elleratt en godtyckligt antagen andel, t ex 5%, avgår till atmo-sfären. Det finns emellertid ingen anledning att befara attentäckt deponi skulle avge mer radon än normal mark. Man bördärför vid en realistisk riskuppfattning utgå från att depo-nier inte påverkar radonhalten i atmosfären.
6/1
6. STPÄLDOSER
Len radioaktivitet som avges från koleldade anläggningar Var.ge upphov till stråldoser genom att innehåll av radioaktivaairnen ökar
i inandningslufteni livsmedeli markens ytskikt.
Den följande beskrivninqen av de stråldoser som rökgaser rr"-v.koleldning kan antas ge nnphov till baseras huvudsak lioor. prberäkningar för två moderna kraftverk i Tyskland /Jacobi il/.Vid omräkningar har man i denna studie generellt givit a I fa-strålning kvalitetsfaktorn 20 och gjort omräkninnar mellanoraandcser och helkroppsdos i enlighet ned ICFP'? publ. ikatj • rnr"26 /ICRP 77/.
t. .1 Inbalationsdos
Sar t id io t sorr roVaasplyrren sprids och blandas ired lu*> nerdess innehåll av radioaktiva sinnen up-phcv t i l l en viss s t r å l -dos aenorn a t t inandninas 1 uf t en ae:' er ökad ha l t avva ämnen.
Ett beräknat samband mellan inhale rad a k t i v i t e t ochr av t a b e l l f>-l /Jacobi 8 1 / .
organ/kroppedel
lungorbenens ytskiktröd bennSrglever 0,003njurnr 0,50mjSlte 0,003mage, tunn och tjocktarm 0,015övriga vävnader 0,003
50 ära doeekvivalent i 10"6 Sv per Bq inhalerad aktivitet
U-238 t>-234 Th-230 Ra-226 Pb-210 PO-210 1^-232 Ra-22fl Th-22fl
1101,20,08
01,40,090,0030,570,0030,0170,003
120920711,50,20,20,20,2
8,03.30,30,050,050,050,060,05
4161,77,03,40,60,120,2
100,20,20,25,09,00,120,2
51048003901,30,150,150,170,15
430,30,000,ns0,090,0fl0,0fl
2904003430,40,4n,50,4
effektiv dos 13 15 51 1,1 2,0 2,2 250 0,61
T a b e l l C - l I n h a l a t i o n s d o s f o r vuxna a v n a t u r l i g r a d j o a t": i vit e t i f l y c a s k a b e r ä k n a t e n l i g t I C P P ' s p u b l i k a -t i o n n r 30 / .Jcicobi PAT~
Rerekni r.garna av inhalationsdosen baserades på er ny node"för mer.abol isir och dosirretri enlict T.CI'P's publikation nrVid beräkningarna b-paktadc-s att flygaskan har ringa lör,li<h<?t. Isotoper av bly och polonium antogs vara ipest 1 ?< 11 i 1"gängliaa. För varje nuklid antons 80% föreligga i en inor >t i 11 gängl ia orrr; och 20% i en mer lättillgänglig förr.
Isotoperna n<-:(n732
nf o q s
um
örelioga iron tr^inr-s före Ii "o a på rnr-
t i k l a r ined rnedi and iainr t e r o r 1. y\.\
6/2
Reräkningarna utfördes för vuxna personer och under antagandeav att andningsvolymen är 7300 m^/år i enlighet med ICRP'spublikation nr 30. Bidraget från resusoension av deponeratstoft bedömdes vara litet och togs ej med i beräkningarna.
Som framgår av tabellen ar det i första hand olika isotoperav thorium som räknat per inhalerad aktivitet ger de högstadoserna.
Vid utvärdering av stråldoserna beaktas förutom stråldosentill den mest utsatta individen även den kollektiva dosin-teckr.inqen. Pen senare beräknades för avståndet 10 - 280 Vmfrån kraftverket och med befolkningstätheten 250 personer perkvadratkilometer. bette motsvarar Västtysklands yta orh be-folkningstäthet .
Hen högsta koncentrationen beräknades i exemplet inträffa vidmarkytan nå ett avstånd av ca ] kr; från an läggningen. Kesi.'l-tatet framgår av tabell 6-? och 6-3. Pen årliga inhalations-dosen till en person som hela tiden uppehåller sig på dpttaavstånd i den dominerande vindriktningen framgår av tabellfc-4. Vid ökande avstånd avtar bidraget och är p°- avståndet c3.1 mil ca 75% låigre än vid avståndet 1. kn /Jacobi 9.1/. Tabel-lerna innehåller även uppgifter orr. kollektiva dosinteck-p. i n c e n.
Koncentration i luftyUBq/m3 Nedfall Bq/m3.arIsotop emission naturlig* beräknat bi<irag t förhöjning % förhöjning naturlig beräknat bidrag
Bq/år bakgrund i mest belas- av bakgrund per GBq/är bakgrund mest belastadetarfe punkt /Jaco- /Vög- punkt
bi 80/ ner 82/
t förhöj- 1 förhöj-ning av ning perbakgrund GBq/år
U-234 ) l,5xlO8 l , 5 c )
Th-230 ) tO.5-5)Ra-226 )
Rn-222Pb-210
Po-210
lh-232 )ta-228 )tti-228 )Ra-224 )
2*10%1,3x10*
2,5xlO9
6,5x10'
4xlO6 b )
500"'(20QT1000)lOO31
(50-200)
1,5(0,5-5)
0,15
201.2
2,4
0,05
10(3-30)
20
10
5xl0~* 7x100,24 0,1
(0,12-0,6)2,4 1,5
(1,2-5)
31-10
, -4
67(20-200)
2,5xlO"5
0,18(0,0^-0,46)0,96(0.48-2)
46(15-150)
1,5(0,5-3)
120(60-200)30(15-50)
1,5(0,5-3)
0.09(0,06-0,12)
0,3(0,15-0,5)0,6
(0.3-U
0,03(0,02-0,04)
62-24
40(13-160)
0,25 0,20,08-0,8 (0,06-0,6)2 0,80.6-6 (0.24-2.4)
20,6-8
31(9-120)
* vid jordytan eller lokalt
a) Naturlig bakgrundshalt för Pb-210 i luft har i annan refangivits till 8xlO"JpCi/m (300x10 Bq/m ) /Adams 64/ref av Wagner 92
b) Som årsmedelvärde för Cleveland har angivits 11 Po/n /Adams64/ ref av Wagner 82. Detta är dock högt och kusttrakterhar i allmänhet 0,7-1,5 Hn/m^ medan lu*ten över kontinen-ternas inre delar har 2-6 Bq/m^ /Waqner 82/
o) För U-238 och Fa-226 har bakorundfihaIten givits till3,7xlO"6 Pq/m3 /Wagner 82/
d) För Po-210 har bakgrundshalten givits till 70xl0~f Brr/r"3
/Wagner 82/
Tabell £-2 Pidrag till deposition av radioaktiva ämnen.Bidrag till nedfall pf. mest belastade punkt.320 MWe cyklonoldat kolkraftverk /Jacobi Rl/.
6 / 3
isotop naturligbakgrund
: bidrag tcan i luft beräknat bidrag t förhöjning t förhöjningi nst belastad* av bakgrund per GBc 'irpunkt
>V,2.irnaturlig beräknat bidrag % forhoj-bakgrund mest belastade ning av
punkt
t forhöj-ning per
'.• unU-2341*1-230Ra-226
l*»-222
) O.61IO8
4,10*°1.3x10"
2.5M108
Th-232 ) 0.25X1O8
»-228 )Th-228 )te-2J4 )
1.5(0.5-5)
4*10°500(200-1000)100(50-200)
1.5(0,5-5)
0.12
800.25
0 .5
0.04
8(3-24)
2xlO~3
0.05(0.0J-0.12)0.5(0.3-1)
2.4(0,8-8)
13050-400
0.4(0.23-0.92)2
(1.2-4)
96(32-320)
1.5(0.5-3)
120(60-2OC)30(15-50)
1.5(0.5-3)
0.07(0.05-0.1)
0.06(0.03-0.1)0.12(0.06-0.2)
0.025(0.015-0.03)
5(1.7-20)
83(28-330)
0.05 0,2(O.C15-G.15) (0.1-1.2)0.4 1.6
(0.12-1.2) (0.5-4.8)
1.7(0.5-6)
68(20-240)
Tabell 6-3
De störstaDosen till210
Bidrag till deposition av radioaktiva ämnen.Sidrag till nedfall på nest belastade punkt.600 MWe pulvereldat brunkolskraftverk /Jacohi
stråldoserna drabbar lungorna och benenslungan bestäms huvudsakligen av 238U/ 2 34
ytsViVt .H. 2 30™
'Po och 232Th medan det i första hand är 23;>Th ochsom resulterar i stråldos till benens ytskikt. Inhalat ion.«-
fördelninq till olika organ uppgavs vars:dosens
Organ/kroppsdel
lungorbenens ytskiktröd benmärglevernjurarmja]temag-tarmkanalandra orcran
individdosbelastadenärorrrådet
Stenkol
40%37131210,30,3
i mestp H i
Brunkol
41%34121330,50,6
kollekt
Stenkol
45%3P132330,60,7
Av särskilt intresse är bidraqet från zl0Pb och l0Po, efter-som, enligt avsnitt 3, utsläppet av dessa ämnen är svårt attmata och varierar relativt andra nuklider med variationer ieldningsteknik och typ av reningsutrustning. Vid det sten-kolseldade kraftverket svarade enligt beräkninnarna dessa bå-da nuklider för drygt 50% av den ekvivalenta helkroppsdosensåväl vid bedömning av maximal individdos som vid beräknincrav kollektiv dosinteckning. Vid det brunkolseldade kraftver-ket svarade dessa nuklider för endast 16% av den maximala in-dividdosen. Fetta innebär att omfördelningen av 21(^pb och2 1 0Po till de minsta partiklarna kan leda till maximalt un-gefär en fördubbling av inhalationsdosen.
6 / 4
ilihalationsdosNuklid —ission
CBq/irpi nest belastgle punkt Kollektiv inhalationsdos10~"sv 10~^v/G8q 10" >sn Sv nan Sv/GSassn Sv/GSq
Cykloneldat kolkraftverk 320 Mte med stoftutsläpp 60 mg/m3 t iUfört bränsle ca 26 RJ/år. effektiv skorster^höjd 300 m
U-238U-234Th-230te-226»1-222Eb-210Po-210
urankedjan
Th-232Ra-228Th-228
0.1S0.150.150.15
201.32.5
0.0650.0650,065
thoriiskedjan -
totalt
1,61.96.40.130.161.94.2
16
120,032,6
14
30
U13430.90,0081.51.7
1850.5
40
6.78
270.60,68
18
67
480.1
II
60
127
0,0450,050.180.004,3xlO"5
6.2xl07.2xl0"3
Pulvereldat brunkolskraftverk 600 MWe, t i l l för t bränsle ca 51 EU/år, höjd 200 m
U-238U-234Th-230to-226»1-222fb-210ftj-210
urankedjan
Th-232te-228Th-228
0.060.060,060,06
401.130.25
0.0250,0250.025
thoriuifcedjan -
totalt
Tabell 6-4
0.60,62.40.060,30.240.54
4.8
4.80.012
6
U
10104010,0081.82.2
1900,5
36
52
Inhalationsdos från 2 moderna koleldade kraftverk/Jacobi 81/
6.2 Dosfaktorer genom intag via föda
Den aktivitet som emitteras från koleldade anläggningar kantillföras livsmedel via två olika mekanismer:
1. Direkt nedfall av t ex flygaska på ytan av växandegröda
2. Upptag ur marken via växternas rötter
Den aktivitet som tillförs genom den andra mekanismen harhögre biologisk tillgänglighet och upptas därför mer effek-tivt från mag-tarmkanalen än den som utgörs av direktdepone-rad flygaska /Jacobi 81/.
I tabell 6-5 anges de upptagsfaktorer för isotoper av respelement som utnyttjats av Jacobi vid beräkning av doser tillföljd av intag via födan.
ft/5 1element
U
ThRa
Pb
Po
upptagningsfaktorer föroorganiskt bundet organiskt bundetmaterial i askpartiklar* material i livsmedel
0.2
lx!0~3
0,2
0,2
0,2
0,0020.052xl0"4
0,050 . 2C,050 , 20,050 , 1
(80%)(20%)
(100%)(80%)(20%)(80%)(20%)(80%)(20%)
* För oorgan i sk fas a n t a s a t t . U, Ra, Pb och Po t i l l ?0*. före-l iqcjer i en hcirt bunden form medan 20% ä r mer l ä t t l ö s l i a
Tabell £-5 Andel av intaqen aktivitet som tas upp «vkroppen ur mag-tarmkanalen ,/Jacobi Fl/
För uran har t ex antagits att 80% av det som föreliooer i o-organisk form är hårt bundet och upptas till endast 0,2% me-dan resterande 20% är mer tillgängliat, varför 5% upptas- Petsom är organiskt bundet antas vara så lättillqänqliqt att 20%tas upp.
I tabell 6-6 och 6-7 ges den resulterande dosekvivalenten un-der kommande 50 år i uSv per Eq intagen aktivitet. Dosernahar beräknats för en vuxen person och i enliqhet med ICKP'spublikation nr 30 /Jacobi 81/. Räknat per intaqen aktivitetar det Th och Pb som bedöms qe det största bidraaettill dosen.
50 Ar» to t a l ekvivalentdoe *£v per Bq ifitaqen ak t iv i t e t
organ/vavrud U-238 U-234 Tli-234 Ttl-232 Th-230 TTi-228 Ra-22H Ra-226 Ra-224 [»t> 210 Po-210
bertÉfna ytskikt
rOd bviitdrg
lever
njure
l»jalt«
mag-tarnfcana 1
ivrigt
effektiv
0,22
0,021
0,0005
0,093
0,0005
0,017
0,0005
0,25
0,024
0,0005
0,11
0,0005
0,020 0,016
0,0005
19
1,5
0,005
0,0006
0,0006
0,015
0,0006
3,6
0,29
fi.OOfc
0,0007
0,0007
0,016
0,0007
2,4
0,19
0,016
0,0024
0,0024
0,022
0,0024
2 , 1
0,26
0,064
0,064
0,064
O.GHO
0,064
2,7
0,24
0,037
0,037
0,037
0,054
0,037
0,
0,
0,
0,
0,
0,
0,
64
06
009
009
009
10
009
a,a0,r>8
2 ,5
1,1
5,1
0.0S5
0, 050
0,03
0.03
0, 16
0,92
1,6
0,050
0,031
0,019 0,022 0,005 0,75 0,15 0,11 0,16 0,15 0, 055 0,19
Tabell 6-6 Faktorer för fodoamnesdos vin intaq i svårlösliaoorganisk form, beräknat enligt ICRP 30 /.Jacobi
6 / 6
SO in total ekvimlantdo* i y&r per Bq intanen aktivitet
orqen/vavnad U-238 U-234 Th-234 Th-232 1tt-2X Th-2» KK-22B *a-226 Ka-2?4 Pb-210 IV)-? 10f*5.2 f"C.2 W/.OOi K>,001 <*>.OO1 f-O.OOl f«O.Z f-0.2 f-0.2 f~0.2 Mi. 2
benens ytskikt
röd nmpflz^
lever
njure
•jalte
mag-tarnfcanal
övrigt
effektivheUtroppsdos
4 . 0
0.34
0.008
1.8
0.008
0.01
O.OOfl
0.32
4 . 6
0.39
0.010
2 , 1
0.010
0,03 0,016
0.010
0,37 0,005
95
7.5
0.024
0,003
0.003
0.017
0.003
3 .8
IS
1.
0.
0 .
0 .
0 .
0 .
0.
5
029
004
004
020
004
74
12
1.0
O.Ofl
0.012
0.012
0.032
0.012
0.52
5 .4
0.65
0.16
0.16
0.16
0.19
0.16
0.40
6. B
0.65
0.092
0.092
0.092
0.11
0.0^2
0.36
l.ft •
0.65
0.021
0.021
0.021
O.0B5
0.021
o ni»
22
1.
* .
2 .
13
0 .
0 .
2 .
4
2
fl
1 ]
12
2
n. ,7
0.17
O.«7
5.1
B. 7
0.1<»
0.17
1.0
f - andel av födans Innehall av reap nuklid mar färuta*tta taa 'jpo av
Tabell 6-7 Faktorer för födoämnesdos vid intaq i liittill-gängliq form, biologiskt bundet till livsmedel,beräknat enliat ICRP 30 /Jacobi 81/
I tabell 6-8 presenteras resultatet av beräkningen av maximalindividdos och kollektiv dosinteckning för två moderna kraft-verk. För det stenkolseldade verket svarar utsläppen av ^"Pboch 21°Po för ca 90% av såväl maximal individdos och kollek-tiv dosinteckning. För det brunkolseldade verVet svarar rtess^nuklider för 60% av den maximala individdosen. Härav framaaratt storleken av en ev anrikning av 2^°Pb och 2^°Po till dendel av stoftet som passerar genom reningsutrustningen och av-går till atmosfären, enligt denna referens har avgörande be-tydelse för de doser som uppstår genom intag via föda.
Den maximala individdosen har beräknats for ett tänkt falldär personen endast intar föda som producerats på den platsintill kraftverket som får maximal irnnission. Kollektiva dos-inteckningen har beräknats för oändlig tid men med en halve-ringstid på 200 år för de deponerade ämnenas upphåll i mar-kens ytskikt /Jacobi öl/.
En stor modern koleldad anläggning ger i det mest belastadenärområdet en deposition av aska som uppgår till ca 100 mg//m ,år. Aktiviteten av naturligt radioaktiva ämnen i dendeponerade askan framgår av tabell 5-1.
Vid planeringen för uranutvinning i Ranstad utvärderades ef-fekten av spridning av damm till omgivande jordbruksmark. Manutgick härvid från att jordbruksmarken skulle tillföras 200mg stoft per in och år. Stoftet förutsattes innehålla ca3700 Bq/kg av varje nuklid i uranets sönderfallskedja. Ned-fallet är således dubbelt så stort och innehåller ca 10gånger så hög aktivitet (thoriumkedjan ger enligt tabell 6-flett obetydligt bidrag jämfört ined urankedjan) som stoftned-fallet vid en koleldad anläggning. Räknat per yt- och tids-enhet skulle således marken intiil Ranstad tillföras ca 20gånger mer radioaktivitet Hn marken i närområdet intill enstor modern koleldad anläggning.
6/7
Torrdepositionen på växande vall bedömdes i Ranstad medföraen ökning av aktiviteten med 30 mBq per kg foder /Eriksson81/. Motsvarande siffra för en koleldad anläggning kan såle-des antas vara ca 1,5 mBq per kg foder, motsvarande <0,3%resp <0,l% ökning av naturliga halten av uran-238 och radium-226 i vallfoder, som i Ranstad uppmätts till 500 resp 1600mBq/kg.
För spannmålskärna gäller att kvarhållningen av damm är lägreän för vall och att axet exponeras endast en månad. För Ran-stad beräknades depositionen öka den naturliga halten avuran-238 och radium-226 med <0,2 resp <0,l% /Eriksson 81/.Motsvarande siffra för en koleldad anläggning kan därför an-tas vara ca <0,01 resp <0,005%.
Nuklid emissionGlVi/ar
Födohmnesclosmax. individdo6lO^Sv
Kollektivdosir.teckningm Sv
Cykloneldat kolkraftverk, 320 MWp nvd ntoftutBliipp f>0 irrj/rr3, t i l l för t , hieffektiv skorstenshöjd 300 m
U-23RU-234Th-230Ra-226Rn-222Pb-210Po-210
urankedjan
TTi-232Ra-22STn-228
0,150,150,15
201,32,5
0,0650,0650,065
thoriumkpdjan -
total t
PulwreUlflt
U-230U-234Th-230Ra-226Rn-222Pb-210Po-210
urankedjan
TTi-232Ra-228Th-228
0,70,20,40,7
11,24,6
16,4
0,60,70,1
0 ,0
17,4
333
no40
130 (100-160)
370,4
5
HO
bninkolskmftvprk f,00 MWr t i l l f ö r t br.'infilr c.i 51 p j / , ' r , hf)(-l
0,060,060,060,06
401,130,25
0,0250,0250,025
thoriumkedjan -
totalt
Tabell 6-8
0,20,2n , 30,52,30,9
4 , 5
0,40,10,1
0 ,6
5,2 13-32
Beräknade stråldoser genom intaq medg gtvå moderna koleldade kraftverk /Jacobi R1/
6.3 Anrikning i näringskedjor
Kunskapen om hur radioaktiva ämnen från koleldade anlägg-ningar fördelas i ekosystem och näringskedjor är prakti sk ttaget obefintlig.
6/8
Det har påpekats att t ex ^10po anrixas effektivt i fisk ochatt detta kan ge ett icke obetydligt bidrag till kollektivastråldosen hos en befolkning ined hög fiskkonsumtion /Okamoto80/. Hans överslagsberäkning indikerar att i Japan skulle kol-eldning enbart via bidrag till poloniumhalten i fisk kunna ge3,2-160 man Sv/år från ett kraftverk om 1000 MWe.
Tillförseln av radon från marken i Sverige till atmosfärenkan uppskattas till 2x10*^ Bq/år (avsnitt 5.2). Detta motsva-rar lxlO14 Bq/år 2 1 0Pb. Det årliga utsläppet av 2 1 0Po ochl^Pb från kolanvändning kan uppskattas enligt följande:
25 Bq/kg kol15 Mton kol förbrukas0,5-5% av kolets innehåll av 2 l 0Po och 2 1 0Pb passerar
reningsutrustningen och avgår till atmosfären.
Detta ger ett totalt utsläpp av 2x10^ - 2xl010 Bq/år av dessaämnen. Radonutsläppet från kolanvändning (enligt avnsitt 5.2)motsvaras av ca 10^ Bq/år av dessa nuklider. Förekomst av^Opo i fisk synes därför inte kunna relateras till kolanvänd-ning. Ett rimligt antagande torde vara att ca en etthundra-tusendeltill en tiotusendel av fiskens innehåll av 2 ^ P otillskrivas en ersättning av olja med kol.
6.4 Markbeläggning
Bidraget till nedfall av naturlig aktivitet i mest belastadepunkt har beräknats för två moderna tyska kraftverk. Resulta-tet framgår av tabell 6-2 och 6-3. För vissa ämnen indikerarberäkningarna att dessa kraftverk ger en lokal förhöjning avnedfallet med ca 30-40% över normal bakgrundsnivå. Denna nivåär begränsad till er. liten yta och med ökande avstånd frånkraftverket avtar det relativa bidraget snabbt.
Markbeläggningens bidrag till externbestrålning har beräknatsdels för den mest belastade punkten intill dessa två tyskakraftverk, dels som kollektiv dosinteckning. Efter 50 årsdrift har bidraget till gammastrålningen på den mest belas-tade punkten bedömts nå 5x10 ö - .13x10 resp 3 - 10x10 b Sv//år. Den kollektiva dosinteckningen räknat för oändlig tidhar beräknats tillo3 - 33x10 man Sv resp 1,3 - 13x10 manSv. Fördelningen på olika nuklider framgår av tabell 6-9. Iberäkningen har avskärmning i byggnadsmaterial mm försummats.
EPA i USA studerade under senare delen av 1960-talet betydel-sen av radioaktiva utsläpp från fossileldade kraftverk. Manmätte koncentrationen av naturlig radioaktivitet i omgiv-ningarna kring olika kraftverk. Man kunde inte påvisa någonförhöjd aktivitet omkring vare sig det oljeeldade kraftver-ket Turkey Point i Florida eller det koleldade kraftverketH.B. Robinson i South Carolina. Studierna fortsatte då om-kring det koleldade kraftverket Widows Creek i Alabama. Dettakraftverk valdes därför att det var stort (2000 MWe) och inteförsett med modern stoftavskiljning. Stcftutsläppet med rök-gaserna till atmosfären var vid provtillfället ca 15 ton/h,
6/9
vilket motsvarar ca 15% av innehållet av aska i det förbruka-de kolet eller 2,7% av kolets vikt. Man tog prov på stoftbun-den aktivitet i utomhusluften på olika platser i rökplymen.Den högsta aktiviteten uppmättes i en punkt belägen 5,8 kmfrån kraftverket och uppgavs motsvara l,23.urem/h lungdos/Bedrosian 70/. Detta motsvarar ca 10"^ Sv/år lungdos ochca 10~-> Sv/år helkroppsdos.
NuklidMaximal indivicidos
Sv/Ar
Kollektivöoslnteckninqiran Sv/nr
Cyklonelrlat kolkraftverk, 320 MKe mel sbof tu t s läpp 60 mg/m3, t i l l f ö r t brtnsln ca 2h PJ/'\r.effektiv skorstenshöjd 300 m
238u _
222ta _
210Pb _ 210,*,
^ _220
Summa
l-3xlO"9
2-3x10"8
3-7xlO~10
S-14xlO~9
2-7xl0~S
5-13X10"8
lxl0"4-lxl0"3
4xi(r3-4xin-2
2xlO"2-2xl0"1
3-33xl0"2
Pulvereldat brunkol skrå ft verk 600 MWe tillfört brSnnlp 51 r>J/.ir, efffktiv
0,03-0,3x10"
0,3-3x10-2
-2
} JOO
238U - 226pa2 2 2 ^ _ 210^
2 1 0 ^ _ 210po
232^ _ 2 2 4 ^
220^ . 20&T!
Suttna
l-3xKT9
l -3xl0- 0
3-5x10-1°4-12X10"9
2-5xlO"e
3-lOxlO"8
Tabell 6-9 Beräknad n
0,2-2x10
'21,3-13x10
Lmal individdos och kollektiv dos-inteckning genom markbeläggning av två kraftverk.Beräkningarna avser livstids fri exponering för detdeponerade materialet /Jacobi 81/
Aktiviteten i marken har senare studerats på olika avståndfrån detta kraftverk. Resultatet har blivit att man påvisaten viss förhöjning av aktiviteten i markens ytskikt (2 cm) påavståndet 1-2 km /Beck 78/. Resultatet framgår av tabell6-10.
Avs t. 'niriktning
0 , 91,52 ,02 ,84 . 0
(tan) och
SWNNWNNNEWSW
rfVt;r^d:1-2
6450523732
ivite* avur~22tj Bq\gor. urvier 2 nr.
5340353330
,-v.t ithor1-2
5949382433
vi te t aviixn-232 Bq.*kgor. ui»U?r 2 ar
5648262433
ak* i vi tetk.iliun-401-2 an ur
448144204130
67
av
»ior 2
333100
63104
56
Tabell 6-10 Uppmätt aktivitet av radium-226, thorium-232 ochka.lium-40 i ytskikt (1-2 cm) och djupare än 2 e/r,på olika avstånd från kraftverket Widows/Beck 78/
6/10
Detta kraftverk har haft en stoftavskiljning som resulterat iatt 30% av kolets askinnehåll avgått med rökgaserna som, för825 MWe, sedan 1952 avgått genom 52 m höga skorstenar och för1125 MWe, sedan 1961, avgått genom 152 m skorstenar. På teo-retiska grunder kan man beräkna att nedfallet i närområdetkring ett modernt kraftverk blir ca 1% av motsvarande vidWidows Creek. Effekterna av detta blir ej mätbara. Efter 50års drift skulle en modern anläggning kunna ge maximalt inärområdet 0,01 Bq/kg ökning av aktiviteten av radium-226 ide översta 30 cm som blandas vid plöjning /Beck 78/.
För en anläggning där 1% av kolets innehåll av aska avgår medrökgaserna har uppgivits att 50 års drift kan resultera i enökning av aktiviteten av radium-226 med 0,06 Bq/kg i markensytskikt inom närområdet /Horn 78/. Stoftnedfallet bedömdesvid uranutvinning i Ranstad tillföra omgivande åkerjord2,8x10-* Bq/kg,år av uran med sönderfallsprodukter /Eriksson81/. För en koleldad anläggning skulle motsvarande siffrakunna uppskattas till l,4xlO~4 Bq/kg,år. Naturlig halt fram-går av tabell 2-2. Dessa tillskott kan jämföras med att nor-malt fosfatgödsling tillför åkerjorden 2,2x10"^ Bq/kg,år /Möre77/. Den aktivitet som tillförs med handelsgödsel ar lösliuoch fördelas i jorden på utbytbara och växttillgängliga frak-tioner /Eriksson 81/. Denna höjning bör ses i perspektiv avatt den naturliga aktiviteten av denna nuklid i svensk åker-jord varierar mellan <10 och ca 500 Bq/kg.
Relativt sett blir höjningen i aktiviteten av kalium-40, bly-210 och polonium-210 ännu mindre, därför att för dessa nukli-der den relativa skillnaden i aktivitet mellan flygaska ochjord är mindre än för radium /Beck78/.
Vid två andra stora koleldade kraftverk som studerades paral-lellt med Widows Creek kunde man inte påvisa någon ökning avaktiviteten i markens ytskikt inom närområdet /Beck 78/.
Eventuella effekter av utsläppet i naturlig aktivitet i enpunktkällas närområde har även studerats i Canada vid kraft-verket Nanticote på 4000 MWe. Någon effekt kunde inte påvi-sas. Detta förklaras av att man med spridningsberäkningarvisat att utsläppet genom elfiltren, som avskiljer 99,5% avstoftet, inte kan ge mer än 1% tillskott till bakgrundsnivån/Tracy 81/. Detta är betydligt mindre än osäkerheten i mät-ningar samt den naturliga variationen från plats till plats.
6.5 Suesseffekten
Den naturliga förekomsten av kol-14 ger varje människa calxlO"5 - l,6xlO~5 Sv/år /Martin 71/. Det kol som frigörsvid förbränning av fossila bränslen innehåller inget kol-14.Härigenom blir det kol-14 som finns i biosfären och atmos-fären utspätt med resultat att stråldosen från sönderfall avkol-14 i kroppen minskar. Hittills har koncentrationen avCO2 i atmosfären ökat med ca 10% från 290 till 330 ppm.Skogsskövling och nedbrytning av humus torde ha bidragit tilldetta, varför det hittillsvarande utnyttjandet av fossilabränslen kan antas ha reducerat denna stråldos med <10%, kan-ske 5% eller ca 5xl0~? Sv/person,sr.
6/11
Effekten är förhållandevis lätt att beräkna på kort sikt. Pålängre sikt bestäms effekten av tidskonstanten för utbytet avCC>2 mellan atmosfären och världshavens ytskikt samt i ännuhögre grad av ytbytet mellan havens ytskikt (200 m) och djup-havet. Kunskapen om detta är begränsad varför uppskattningarav den långsiktiga effekten är osäker.
Koncentrationen av 14C i kol i biosfären har av UNSCEAR 1977angivits till 227+1 Bg/kg. Förbränning av 1 Mton stenkol, in-nehållande 80% C, kan därmed sägas motsvara ett negativt ut-släpp av 180 GBq ^ C . vid utsläpp från kärnkraftverk har lr*Ctillskrivits 8,9xlO~3 manSV, per Ci (3,7xlOlf) Bg), vilket ger43xl0~3 manSv per Mton kol eller 1,7x10"-* m a n gv p e r pj /oka-moto 80/. Camplin /Camplin 81/ har räknat med kraftigare dos-reduktion genom Suesseffekten. Han anger 0,008 man Sv/PJ inomStorbritannien och 0,068 man Sv/PJ integrerat över hela värl-dens befolkning.
Alternativt skulle effekten kunna beräknas genom att ca 5%reduktion av naturliga dosen från C under ca 500 år relate-ras till hittillsvarande förbrukning av fossila bränslen.
6.6 Sammanställning av totala stråldoser
För de ovan diskuterade tyska kraftverken kan de totalastråldoserna summeras enligt tabell 6-11 till -0,4 - 100 mmaiSv//PJ räknat som kollektiv dosinteckning och 3x10"' - 2xlO~6
Sv/år som maximal individdos.
KjMid
Ma x i ma 1individdosSv/år
Stenkolseld..t kraftverk 320 MWr>
Inhalat ion
Föda
Markbelftgqning
Suesseffekt
Totalt
lxlO"6
3xlO"~7
0,5-1,3xlO"7
0
2x1 O"6
Brunkolseldat kraftverk 600 MWe
Inhalation
Foda
Markbeliiqqnina
Suesseffekt
Totalt
PxlO"7
8xlO"8
5-15x10-8
0
3-4xlO~7
Koni
0,
0,
0,
-
0,
o,
0,
o.
-
- o,
i l«v.tiv
r. Sv/år
13
1-0,2
03-0,3
0,04
2-0, 6
05
01-0,03
01-0,13
0,09
02-0,1
dosinteck-
a m Sv/TJ
0,
0,
0,
-J.
0,
0,
2>
2>
-1,
00v
004-0,008
001-0,1
=;xirr4
01-0, 1
001
u(r4-6xic
ilO- 4-2,5x
R x l O " 3
il fl'"4-2, 3»
~4
Tabell 6-11 Summering av stråldoser från två kraftverk
Enligt dessa resultat skulle inhalation svara för 50-67% avden maximala individdosen. Föda och markbelaqgning skulle qeupphov till 20-26 resp 10-50% av maximala individ-lösen.
6/12
Den kollektiva dosinteckningen utan korrigering för Suess-effekten skulle fördelas med inhalation 20-71%, föda 14-56%och markbeläggning 11-68%.
Denna fördelning avviker kraftigt från motsvarande' fördelningpresenterad av /McBride 71/. Han angav att kollektiva dosin-teckningen ut till 88,5 km avstånd från en koleldad anlägg-ning fördelas med 5,5% på inhalation 93,6% på föda och 0,9%p°. markbeläggning. Betydelsen av livsmedel producerade intillen koleldad anläggning enligt /McBride 78/ framgår av tabell6-12.
Dessa studier har också kommit till helt olika resultat vadbeträffar det relativa bidraget av olika nuklider till denkollektiva dosinteckningen. Jacobi anger t ex att för detstenkolseldade kraftverket svarar 2 1 0Pb och 2 1 0Po för ca 90%av dosen via föda och 20% av inhalationsdosen.
McBride anger däremot att dessa nuklider endast orsakar 4,6%av totala dosinteckningen mec'an isotoper av radium tillskrivs88% av dosinteckningen. Denna skillnad kan endast delvis för-klaras av den anrikning av 2^0Pb och 2*-^Po till finkornigtstoft som uppmätts vid det stenkolseldade kraftverket i Jaco-fois undersökning.
Kollektiv dosinteckningman Sv/år
l,2xlO~2
3,2xlO~2
7,2xl0~2
0,110,21
Tabell 6-12
andel lokalproducerad föda
0103050100
Kollektiv dosinteckning från ett kraftverk 1000MWe med 12 Bq/kg uran och 8 Bq/kg thorium ikolet samt 99% stoftavskiljning - betydelsen avlivsmedelsproduktion intill kraftverket
I tabell 6-13 har motsvarande resultat av en engelsk studiesammanställts. Beträffande total kollektiv dosinteckning ärdet ingen signifikant skillnad mellan de två studierna. Denengelska studien har dock kommit till ett högre värde på do-sen genom inhalation, bl a tiil följd av antagen sämre stoft-avskiljning, vilket har stor betydelse eftersom dosen via in-halation enligt bägge studierna domineras av thoriumisotoper,vars utsläpp är direkt relaterat till det totala stoftutsläp-pet. Den engelska studien har angivit 35 gånger högre värdepå Suesseffekten, -0,064 man Sv/PJ mot -1,8x10"^ man Sv/PJi den tyska studien. Skulle detta högre värde på Suesseffek-ten användas på ett stoftutsläpp som är betydligt lägre än115 mg/m^ skulle resultatet bli negativ kollektiv dosin-teckning. Beträffande maximal individdos visar den engelskastudien ett 100-700 gånger högre värde än den tyska. Skillna-den är huvudsakligen hänförlig till födoämnesdosen. För denna
6/13
anges i den engelska studien ett ca 1000 gånger högre värdeän i den tyska. Enligt bägge studierna domineras födoämnes-dosen av bly-210. Bägge studierna har räknat med ca 1x10Sv/Bq intaget bly-210. I den engelska studien anses 86% avfödoämnesdosen erhållas genom årligt intag av 20 kg leverfrån boskap som fötts upp alldeles intill kraftverket.
Inhalat ionsdos
dcirav thoriur.uranpoloniuT-210bly-210övriga nuklider
Föda
därav polonium-210bly-210övriga nuklider
Tnhalation av resus-penderad aska
Deponerad gar.rtiastrå 1-ninq frän deponerad aska
Extern bestrålning frånplymen
Summa
Suesseffekt i England
övriga virlden
Nettodos
MiximalindividdosSv/år
1,lxlO"7
9xlO~8
lxlC"8
1x10-8
2,2xlO~4
3xl0~5
lxlO"4
9xl0"5
3, lxlO"6
2, 7xlO'6
r) x 1 0 "1 l
2,2xl0"4
-lxlO'7
-
2,2xlO"4
Kollektivdosinteckning
man Sv/är man Sv/PJ
9,
2.
0,
0,
3x
12
-0,
-10
1,
7
1
21
30
io-4
, 3
1
,3
3
0.060
0,0510.006
0,003
0,013
0,0070,0030,003
0,001
0,002
2X-0-6
0,076
-0,004
-0,064
fixlC"3
Tabell 6-13 Sammanställning av beräknade stråldoser från ett2000 MWe kraftverk med stoftuts läpp 115 / 3
/Camplin 80/
Vid bedömning av dessa siffror måste man ha i åtanke de kon-servativa antaganden som ligger bakom beräkningarna. Kvanti-fieringen av Suesseffekten måste också betraktas som ytterstosäker bl a därför att utbytet av koldioxid mellan atmosfärenoch djuphavet ej har kunnat kvantifieras närmare. I tabell 6-14 har sammanställts uppgifter från ett antal referenser ommaximal individdos. Motsvarande uppgifter om kollektiv dos-inteckning har sammanställts i tabell 6-15.
6/14
Anläggning Max individuell effektivdosekvivalentSv/år
Referens
omedelbart intill typiskt kol-eldat kraftverk an 1000 MWe a>
1000 MWe
kraftverket George Neal 1000 MWe
stenkolseldat kraftverk 320 MWe
brunkolseldat kraftverk 600 MWe
kraftverk b )
kraftverk 415 MWe d '
äldre kraftverk
irtilenit kraftverk
nciiurnt kraftverk
itodemt kraftverk
kraftverk uLan rening 1000 MWe
lun'jorK-4C extern ötrålnekvivalent hel
1.9xlO~5 (1,9 mren/år)
4xl0-7-3,5xl0~6 (0,04-0,35 mrem/år)
1.5X1O"8 (0,0015 mrem/år) inhalationl,6x!0~6 (0,16 mrem/år) lokalt pro-
ducerade grönsaker
2X10"6
3-4xlO"7
(3,7xlO-7) c )
7x10',-5
f ) < l,2xl0,-5
(<2xlO~5) f ) <2,4xlO"6
1x10,-5
l,14x'O--'l , 45xr - 4
4,2xlO"4
5.3X1O"6
l,2xlO"4
kraftverk,[ift. lelnoH inan radie 90 km,
50 ni ökorsten300 ir. skorsten
liulividuell ntixijcul ilosinteckningDo w ökorsten
30(j m tikorston
Wulcwb Ci-et-k
21XJO MWe, 115 nrj/niJ etoftutslapp
ovn<|tto ta l t
UM) MWe kr.iftv.jrk
kraftverk iruiornt
3x10"°
3,5x10"4x10"
7xlO" 5
in""4
-7
tiU MWe kr.iftvi.-rk " 'irih.i].jtirjn
UjLalt
2,2x101,1x11CxlO"b
2.2X10"4
&,7xlO"5
l , 7x lO" 7
lxlO" 5
i-5
/McBride 78//McBriae 77/
/van Hoök 78/
/Styron 79/
/Jacobi 81/
/Jacobi 81/
/Krieger 78/
/Aigueperse 82/
/Miller 81/
/Miller 81/
/Kolb 78/
/Halbritter 82/
/Ilyin 78/
ca 1x10
/Hook 78/
/Bergström 79/
/Canplin 80/
/nenjstrbm 80/
/Beck 78/
/UNSCTAR 82 /
a) Antaget 1 ppm U (12 ,3 Rq/kg 2 2 6 Ra) och 2 ppm Th (fl,2Bq/kg) samt uts läpp av 1% av askan. Resu l ta te t oheroi?nfl"av e f f e k t i v skorstenshö jd 50-300 m. All föda prolucerrvi500 m från utsläppspunkten /McRridp 7 7 / .
b) S t o f t u t s l a p p motnvarande 1,2% av t o t a l ankmangri
c) Avser dos t i l l ben från radium-226
d) E l f i l t e r 95%
e) E l f i l t e r 90%, 50 m skorsten
f) Lungdos
g) Dos t i l l ben
h) E l f i l t e r 97,5%, skorsten 100 m
Tabell 6-14 Sammanställning av uppgifter angående maximalindividdos intill koleldade anläggningar
6/15
Den maximala individdosen innebär ett litet tillskott tillden dos som Sveriges befolkning i allmänhet utsätts för. Föl-jande stråldoser kan anses normala i Sverige:
Strålning från rymdenStrålning från markenStrålning från aktivitet av naturligt
radioaktiva ämnen i kroppen, dvskalium 40 mm
Medicinsk bestrålning, medelvärdeGammastrålning från byggnadsmaterial,
korrigerat för avskärmning av strål-ning från rymden
Normal ekvivalent helkroppsdos frånradondotterförekomst i inomhusluft
Summa
0,3 mSv/år /Radon 79/0,5
0,1.
o,
4
20
58
7*
II
II
I t
I I
il
II
/Mjönes
/Radon
78/
7 9 /
6 - 9 mSv/år
Dosen baseras på Radonutredningens antagande att en Bq/mradondöttrar i bostadsluft motsvarar 0,08 eller 0,135 rrSv//år. Osäkerheten i denna kvantifiering är betydande /Radon79/, /Radon 83/.
Den maximala individdosen, effektiv dosekvivalent, som mankan erhålla intill en stor modern koleldad anläggning underett helt år, synes således vara av samma storleksordning somden effektiva dosekvivalent man antas erhålla genom att uppe-hålla sig någon timme i en normal svensk bostad.
Ar.lajnr. inö nan Sv/å r rar. Sv/år , PJ PffrrttiG
]OO< MWe 22 Fij.'do !;, fl f-q/kcj !"(-. 0 , 0 1 2 - 0 , 2 1I I flv askar, » r i t t e r a s 0 , 1 6 - 0 , 2 3
S t e n k o l s e l i i d t k r a f t v e r k 320 MWek o r r i g e r a * for S i : e s s e f f e k t 0 , 2 - 0 , 6
fcrunkrlstldat k r a f t v e r k 600 MWe 0 , 0 7 - 0 , 2 1korrigerat for Suesstffekt -0,02-0,12
2000 MWe, 115 mg/m3 Etoft
korrigera» för Suesseffekt
1.5*10 ' - 2 ,6 *102 , 2 x 1 0 - 2 ,
-3
Ix lCr 2 - ? ,4x ]0
! ,3xlO- 3 -4>]-3 ,Rx lO" 4 -2 , :
0,13fl*io~-'
"2
/Mi Pride 78//MrRride 77/
/.Inrobi 61/
A'sc.r.hi 81 /
/Canplin P0/
fno'3»Tnt kraftverk 1 GWefcidainhalat ionrti^rktiplac?c;njngt o t a l t
k ra f tve rk 1000 MWe utan reningt i l l benbenmärg1unqorK-40 ex te rn b e s t r å l n i n g
kra f tve rk i 000 MWe
k r a f t v e r k , ESP 97,5%
^2, 5719,50,15
0,030,010,0010,04
0,650,090,24n.002
l,fixlO~ ""-I , 4 x l 0 " ? c '
2 5«1O-2
/M.iJbri t fer R2••
/ U y i n IH'
/Perg^tröm 80/
/UNSCKAH 82/
a) varierande lokal livsmedelsproduktion 0-100% av totaltintag
b) 100% lokal livsmedelsproduktion, skorstenshöjd 50-300 mc) omräknat från manrad till manSv genom multiplikation ned
kvalitetsfaktorn 20 samt division med 100
Tabell 6-15 Sammanställning av uppgifter om kollektiv dos-inteckning från koleldade anläggningar
6/16
Beck m fl /Beck 78/ har gjort en kritisk granskning av olikapublicerade dosberäkningar. Man drog slutsatsen att eftersomaskpartiklarna är mycket svårlösliga bör man anse lungan somkritiskt organ för inhalation. Dosekvivalenten uppskattastill l,4xlO~6 Sv/år motsvarande en effektiv dosekvivalentom ca 1, 7x10"^ Sv/år. Andras beräkningar, som ibland base-ras på fullständig löslighet i kroppsvätskor, bedöms inte va-ra realistiska. Eftersom det bly som anrikats till ytan avsmå partiklar delvis är lösligt - ca 10% lösligt vid neutraltpH och 40% vid pH 3 /Theis 77/ - kan en del bly och poloniumomfördelas till andra organ. Detta leder då till en motsva-rande minskning av dosen till lungorna /Beck 78/.
Man anser vidare att intag via föda kan försummas. Det skälsom anförs är att huvuddelen av askans aktivitet är mindretillgänglig för växter än den naturliga förekomsten av sammanuklider /Beck 78/,/Miller 81/. Markens ytskikt är nämligenanrikad på lOp^ o c n 210po g e n o m <3en radonavgång som ständigtsker från marken till atmosfären. Radonet sönderfaller i at-mosfären och deponeras därefter i markens ytskikt i form av21()pb O(vh 210po> j)et finns ingen anledning anta att det lOpj-,och 210po s o m anrikats på de små askpartiklarnas yta skullevara mer tillgängligt för växter än den 100-1000 gånger stör-re naturliga depositionen av dessa nuklider bildade genomsönderfall av radon i atmosfären /Beck 78/.
Efter 50 års drift kan stråldosen till följd av markbelägg-ning maximalt uppgå till 5x10"' Sv/år.
Slutsatsen av detta blir att maximal*dern anläggning ej överstiger ca 10~f
individdosen vid en mo-Sv/år.
Ett mindre vanligt alternativ till att ange maximal individ-dos och kollektiv dosinteckning är att ange medelvärdet avdostillskotten till dem som bor inom ett visst avstånd frånett kraftverk. Knizhnikov har angivit detta för avstånd upptill 18 km omkring ett kraftverk där stoft motsvarande 3,8%av kolets vikt avgår till atmosfären /Knizhnikov 77/.
Organ 226Ra 228 Ra 2 1 0 Pb 210 Po
ben
benmärg
lungor 7,1x10
hela kroppen
7,4xlO~3 l,7xl0"5 0,193 0,93
5xlO"4 5 ,3x lO~ 6 l , 9 x l 0 " 2 0 ,12
- 3 1x10
232 Th
i"3 1 , 4 4 X 1 0 2 8 , 8 x l O " 3 0 , 3 8
40 uSumma
4 ,5x10 3 1, 14
4,5xlO"3 0,145
4,5xl0"3 0,42
5,3xlO"3 fi,3xlO"3
Tabell 6-16 Genomsnittlig dosek/ivalent till individer inom1000 km2 intill kraftverk 1000 MWe utan reningoch med stoftutsläpp till atmosfären motsvarande3,8% av mängden oförbrukat kol mSv/år/Knizhnikov 77/
6/17
6.7 Jämförelser mellan kärnenergi och kol
I litteraturen presenteras ett flertal jämförelser mellanstråldoser från kärnkraftverk och fossileldade kraftverk. Enstor del av dessa jämförelser baseras på kedjor av osäkra,overifierade eller orealistiska antaganden varför resultatetrimligen ej bör ligga till grund för några slutsatser beträf-fande förhållanden i Norden. Bland dessa jämförelser kan näm-nas /Okamoto 81/, /ilyin 77/, /Mishra 80/, /Knizhnikov 77/.
Slutsatserna spänner från att kärnkraftverk ger 100-300gånger större dos än kolkraftverk /Tracy 81/, /Tracy 82/ tillatt det i stället är kolkraftverk som ger 10-1000 gångerstörre dos än kärnkraftverk /Kolb 75/, /Okomoto 81/, /PTB 78/
Kolteknologi har av Gotchy ,/Gotchy 77, ref av Styron 81A/uppgivits ge 4-260 gånger större stråldoser än kärnkraft.
Kolb har med extremt konservativa antaganden beräknat att ettmodernt kolkraftverk ger €>n högsta individdos som är 100gånger högre än motsvarande vid kärnkraftverk /Kolb 78/. Hanpåpekar dock att stråldoserna för resp teknologi beräknatsmed mycket konservativa och i vissa fall klart orealistiskaantaganden, varför resultatet ej bör utnyttjas som underlagfor mer långtgående slutsatser.
McBride /McBride 77/ har däremot beräknat att ett koleldatkraftverk som utnyttjar kol med 12 Bq/kg ^26Ra Q ^ Q Rq/kg
Th och där 1% av askan avgår med rökgasen, ger ca 50%högre kollektiv dosinteckning ut till 88,5 km avstånd änkärnkraftverk (BWR och PV.'R) . Den maximala individdosen be-dömdes järnfört med den koleldade anläggningen vara 240% vidBWR och 95% vid PWR.
Jacobi har uppgivit att moderna kärnkraftverk och kolkraft-,verk ger ungefär lika stora maximala individdoser,Sv/år /Jacobi 82/.
1C"6-1O'
Halbritter /Halbritter 82/ har angivit att för mödorna an-läggningar och under beaktande av hela karnbränslekedjan gäller att kärnkraft ger ca 10 gånger större totala stråldosertill allmänheten än kolkraftverk.
Martin /Martin 71/ presenterade en jämförelse av dosraternasom orsakas av ett 1000 MWe koleldat kraftverk med 99?, stoft-avskiljning och kärnkra f tver':. Han fann att kokarreaktorerger 14.000 gånyer högre dosrat än kolkraftverket som i sintur ger 5 gånger högre dosrat än en tryckvahtenreaktor•
Bergström /Bergström 79/ har jämfört de radiologiska förhål-landena vid kolkraftverk och kärnkraftverk utifrån de trekriterierna:
1.
2.
Utsläppt aktivitet .-iv ben sökande 11 fastrå la re.
Ten volym till vilket utsläppet behöver spädas foratt uppfylla gräns varder; 'MDC -- Maximum rermisf; ini •Concentration - enligt iCrtP'- .
3.
6/18
Stråldoser till kritisk befolkningsgrupp samtkollektiv dosinteckning.
Resultatet av denna jämförelse framgår av tabell 6-17.
Kriterium Kol Kärnkraft
1. Utsläppt aktivitet (Bq/PJ) 1,8xlO6-l,3xlO8 lf7xl07
av bensökande alfastrålare
2. Nödvändig utspädning för att 7,3xlO8-4,3xlO9 l,6xlO9
uppfylla MPC m3/PJ
3. Doser till kritisk grupp(Sv/MWe,år)
kollektiv dosinteckning(man Sv/PJ)
6,7xlCT8 l,2xlCr9-lxl0-7
l,8xlO~5-l,4xlO-3* 0,8-1,8*
* Omräknat från manrad till manSv genom multiplikation medkvalitetsfaktorn 20 samt division med 100
Tabell 6-17 Jämförelse av radiologiska förhållanden vidkolkraftverk och kärnkraftverk /Bergström 79/
Av jämförelsen framgår att vid vissa koleldade kraftverk kanden maximala individdosen bli högre än vad som är fallet vidvissa kärnkraftverk. Kollektiva dosinteckningen är dock en-ligt denna beräkning lägre vid koleldade kraftverk än vidkärnkraftverk. För övriga kriterier förefaller de två kraft-slagen vara jämförbara.
En del jämförelser är mycket missvisande genom att endast be-akta totala aktiviteten i Bq utan att beakta skillnader ihalveringstid, strålningstyp, strålningsenergi, ekologisk an-rikning och metabolism. Andra studier jämför endast utsläppfrån kraftverk och försummar därmed att utsläpp från kärn-kraft även sker från andra led i bränslecykeln.
Beräkningarna är oftast inte fullständiga. I flera fall harman begränsat sig till att kvantifiera doserna till det egnalandets befolkning. Ofta har t ex resuspension av deponeradaska försummats.
Vid jämförelse av koj. och kärnkraft utifrån seriösa försökatt kvantifiera respektive teknologis bidrag till individu-ella och kollektiva stråldoser är det nödvändigt att beaktaden stora osäkerhet som är förknippad med kvantifiering avvarje led i kedjan mellan utsläpp och hälsoeffekt. Styron/Styron 81A/ har diskuterat betydelsen härav.
Kvantifiering av utsläppet från en koleldad anläggning harminst 30% och ofta en storleksordnings osäkerhet. Osäkerheteni de modeller som används för att beräkna spridning-deposi-tion har en osäkerhet om ca 1 storleksordning. De omräknings-faktorer som används för att beräkna stråldos av intagen och
6/19
inhalerad aktivitet är omdiskuterade och kan innehålla 1-3storleksordningar osäkerhet. Omräkning från dos till riskmåste anses vara ungefär lika osäker som dosberäkningarna.
Den sammanlagda osäkerheten i dessa fyra led kan således varaupp till 103-2'103 /Styron 81A/.
Det är mycket vanligt att olika kvantifieringar görs konser-vativt, vilket innebär att man lägger sig på den säkra sidanför att åtminstone inte underskatta risken. Detta kan resul-tera i att slutresultatet uttryckt i stråldoser eller hypote-tiska hälsoeffekter kan vara kraftigt överskattade. Resultatav denna typ kan ej läggas till grund för vetenskapliga jäm-förelser mellan olika energikällor. Man kan i allmänhet inteveta om skillnad i resultat motsvaras av en verklig skillnadi inverkan på hälsan eller om det är resultat av olika gradav konservatism i beräkningarna för respektive anergikälla.Styron jämför användandet av sådana jämförelser som besluts-underlag med kartritning baserad pa mätningar med kompass somhar missvisning _< + 180° /styron 31A/'.
Konservativ beräkning som ger till resultat att effekten ärobetydlig är dock en övertygande indikation på att eventuellafarhågor saknar grund.
Bl a Jordan /Jordan 73/ har sökt jämföra riskerna med kol ochkärnteknologi genom att för resp teknologi för samtliga rele-vanta ämnen summera kvoten mellan bidraget till koncentratio-nen utomhus och hygieniska gränsvärdet för resp ämne. Dettakan inte anses resultera i en objektiv jämförelse mellan detvå teknologierna eftersom
- hygieniskt gränsvärde ej <ir entydig relaterat tillämnets skadeverkanvissa ämnen utövar skadeverkan endast nar ett vissttröskelvärde överskrids medan för andra ämnen ska-dan kan vara lineärt beroende av koncentrationenmodeller ej beaktar synergism.
Om hela bränslecykeln beaktas måste dock fastslås att vid mo-derna anläggningar ger kolteknologi mindre stråldoser frånnormalutsläpp än kärnteknologi /Beck 80/. Jämförelsen hardock ringa relevans eftersom det är andra aspekter som ;ir av-görande för respektive energislags inverkan pa miljö och häl-sa.
7/1
7. UTLAKNING AV RADIOAKTIVA ÄMNEN TILL GRUNDVATTEN FRAMUPPLAG AV ASKA OCH SLAGG
Genom utlaknir.y kan radioaktiva ämnen från upplag av kelaskaförorena grundvatten. De radioaktiva ämnena förefaller dockinte vara lättlakade. I tabell 7-1 sammanställs vissa uppgifter över hur stor andel av askans innehlll av naturlict radioaktiva ämnen son; Lakats ut via laboratcrie försök.
Vid kraftverket George Neal kunde rran även kors täter? *ttvatten som perkolerat genom askupplaget hade läare halt ivradioaktiva ämnen än det crrundvatten son det trärindp ur'-'=>rAktiviteten av radium-226 i grundvattnet beständer til i Prr.r.q/1. Grundvattnets natarliaa radioaktivitet späddes härigenom ut till lägre koncentration innan det strömmade ut iMissouri /Styren Fl/. Orr> det inte funnits n£aot askurpl ;v»det dock möjligt att nedträngande reanvatten irnehr. 1 ] i t ärlägre halter av naturligt radioaktiva är"nen. Per! n-änod votinfiltrerade ner i marken från askupplaaet var dock pyc>etstörre än der arliaa nederbörden över sladda m-ren . Per totaeffekten blir därför utspädning av det naturlioa flödet avradioaktiva ämnen i ed grundvatten till floden i större vat-tenflöde. Pet totala flödet av radioaktiva armen Van antafökat med den kvantitet som. far.ns i det infiltrerandespolvattnet.
r 11
t r?
For a o k s b e t i n g e l s e r A n d e l (%) a v r e s p r.uk ! iri som l a k a t s v.r a s k a n2JHU 2 3 4 u Vi,
2 J 0 .... 21L. Pb 220 Ra
1 vuck . i pil c a 5 0 , 0 1 0 , 2 / T r a c y H I /
d i - H t i l l e r a t v a t t e n 0 , 0 0 1 2 0 , 0 0 2 2 < 0 , 0 1 l), ' .;P37 0 , 0 ' J 3 1 <0,O7 ' S f / r o r . P.l /
0,0015 o.ouiy <o,oi o,ou • •> (i,!io4i <o,ov
0 , 0 0 1 0 0 , 0 0 2 0 < 0 , 0 1 O . O O K J 0 , 002-1 < 0 , 0 - :
:\=,bell 7-1 Resultat avur kolaska
ror:- ' -c ,y q t t rr>. <:- i o -•=•. V t i v a
b a k v a t t e n som v a r i t i. k o n t a k t mod kol och o l i k ; : ?i<-;kfraV t ir >•'(•> rh a r v i s a t s i a l l m ä n h e t u p p f y l l a nc-rmerrui for h ö c s t a 11 1 l/-1 r-,-ih a l t av r a d i o a k t i v a ämnen i d r i c k s v a t t e n /W'-iqr.<>r 9 2 / .
F ö r d e l n i n g e n av u r a n i g r u n d v a t t e n r e s p U i k v i t t e n fräna-" r avf i g u r 7-J och 7 - 2 . Vid . k r a f tv r - rkp t ' i s n t i r o t n i 'rirv:i''a h a r rar1
uppmät t 1,4 - 2 , 0 riig/rr.-4 u r an i. v a t t e n som v a r i t i k o n t a k t uc.ia s k a i. askdamn under f l e m :i-°. n--i d p-r. Gril d t n a u r a r h a l t i d r i c k s v a t t e n ä r i Oirvg å n q e r h ö o r e /Trary f*2/. T 1 ar.orn t o r J -inrr-.ed v a t t e n pH ca r; f u n n i t a t t 0 ,2h ä l l . a v r a d i u m - 2 2 6 r e s p n r ; ; - ' ]<•••• t s ii r
• i s e n f ö r ' l ö q s t f l t i 1 I •-
' l o ?i i . T ^ ' / r ^ , d v s 1 l-
b? r I^HH v i d l r ! k f i " ' r s ö i
0 , f ' 1 r, ,j v •-• s k a n s i n n e -
f.Kfln / T r a c y ^ 2 / .
3000.-
U2000
O
1000*-
7 /2
MEDIAN 0.8 ppb
ÖÖ1 0.1 ! 10ppb URANIUM IN H 2 0
100 1000
Fig 7-1 Fördelning av uran-238 i grundvatten (well ano1
groundwater) i USA /Wagner 82/
is
10
itr
MEDIAN 0.6 ppb
1
C.CO 0.01
MOSTLYSH-'RRY-ASSOCIATED.LIQUIDS
O.I I '0ppD URANIUM
100 I00C
Fig 7-2 Fördelning av uran-238 i lakvatten och slurry-vätskor som varit i kontakt med olika askfraktioner/Wayner 82/
I tabell 7-2 och 7-3 återges analyser pit lakvatten och slur-ryvätskor. Av referensen framgår ej under vilka betingelservätskcrna varit i kontakt med askan.
7/3
Aktivitet mBq/lAnläggning Th-232
M-1*M-15**M-33*M-33**M-34**M-99**
* slurryvätska** lakvatten
U-238
_
<4777<4
Ra-226
15368,64,82
Pb-210
5023
<4008531
Po-210
_
<10<2OO<200<10<10
fabell 7-2 Aktivitet (mBq/l]i lakvatten från/Wagner 82/
av naturligt radioaktiva ämnenbottenaska sant slurryvätskor
Aktivitet mRq/1Anläggning
M-15M-16M-17M-18M-98M-99
Th-232
_
--35-_
U-238
<4<7<1104<4
Ra-2 26
_
23208
200_
Pb-210
2812241021_
Po-
<10<4<418
<10_
Tabell 7-3 Aktivitet (mBq/l) av naturliqt radioaktiva ilnreni lakvatten som varit i kontakt med flygasko/Wagner 82/
Dessa resultat tyder således på att medianvärdet för koncen-tration av uran i vatten som varit i kontakt med olika av-fallsfraktioner från kolanvändning är något \rinre än median-värdet för uranhalt i naurligt grund- och brunnsvatten i USA.
Beträffande radium kan dessa siffror jr-imföras med aktiviteten.i naturliga vatten i Norden. I Sveriqe har Strålskydds inst i.-tutet mätt aktiviteten i vattenprover från M? stora kommuna-la vattenverk som förser ca 3 milj människor r:ied dricksvat-ten. Fördelningen av radiumhalten framgår av figur 7-3. Tetär således endast ett av tio lakvatten enligt tabell 7-2 och7-3 som har en radiumhalt högre än vad som förekommer idricksvattnet från stora vattenverk i Sverige.
I vatten från bergborrade brunnar är radiumhai ten ib]ami hög-re. Detta kan illustreras med radiium.ial tens fördelning ivattnet från 58 bergborrade brunnar nära Helsingfors /Kahlr73/. I dessa varierade aktiviteten avoch 9500 mBq/l. Fördelningen var
2 2 6Ra mellan <4
< 4040 - 400
400 - 4000> 4000
niBq/1 162416
brunna r
7/4
Milj anslutnakonsumenter
1.
1.2
1.0
0.3
5196
Radiumhalten i vatten
20%
45
Fördelning av vattenkonsumenter efter radiumhalt(rnBq/l) i dricksvatten från 172 större vattenverk iSverige /Kulich 82/
Fig 7-3
Det naturliga ärliga nedfallet av ^ i UPo och Z i UPb har angivitstill 60 - 200 Bq/m2,år resp 15 - 50 Bq/m2,år /Jacobi 81/. Omtorrdepositionen försummas och nedfallet fördelas nå den år-liga nederbörden (0,6 m3/m2,år) erhålles en uppskattning avden naturliga aktiviteten av dessa ämnen i nederbörden. Resul-tatet blir 100 - 350 mBq/l för 2 1 0Po, vilket är högre än vadsom uppmätts i olika lakvatten enligt tabell 7-2 och 7-3.För 2 1 DPb blir motsvarande siffra 25 - 80 mBq/l, vilket över-ensstämmer med vad som uppmätts i lakvatten.
För att klarlägga huruvida förekomst av karbonatjoner i vatt-net ökar uranets löslighet har KHM vid Institutt for energi-teknikk i Kjeller i Norge låtit utföra lakförsök med fem oli-ka avfall. Karbonatjonerna befarades öka uranets löslighetgenom bildning av lösliga uran-karbonatkomplex. Resultatenhar sammanställts i tabell 7-4.
Av resultaten framgår att med 1 mmol/1 ^2^03 och högt pH in-nehöll laklösnmgen _<0,002 mg/1 uran. Rom framgår av figur7-1 är detta ej högre än i normalt grund- och brunnsvatten iUSA.
Tillsats av 100 mmol/l Na 2 CO^ resulterade i kraftigare utl.aV-ning. I dessa laklösningar uppmättes <0,0001 - 0,091 mg/luran. Inte heller detta avviker nämnvärt från fördelningenför naturliga vatten enligt figur 7-1.
7/5
Den kraftigaste utlakningen erhölls i de fall CO2 bubblatsgenom lakvätskan under ett dygn så att pH sänkts till 6,9resp 7,4. I dessa försök uppmättes 0,16 resp 0,34 mg/l uranSa höga halter är sällsynta i naturliga vatten.
I ' rovbet .
1 1 61171 18n y1 2012112212312412b
1 2 t1 2 7
Tabell
Avfallsbet
DlS-2H(FA-pulver)• , ••
!'2K (FA-roat)•• .i
K2U (BA-rOBt)i i
AVS i våt t o r r FGD)i . •• • .
JlS-4h (KA-pulv)
"
DlS-2h (FA-pulv):iS-4h ( " )
7-4 Samman
Tillsatt mängd
(nunol/1)
1001
1001
1001
1 0 011
COj-bubbling1 dygnditodito
ställinq av
Uranhalt
(mg/l)
<0,0001<0,00010,091
<0,00010, 0130,0020,0005
<0,00030,00010,0003
0, 340,16
PH
12,77ca 12
11,97
7 , 46 , 9
KvarvarandeCO, i lak-vat tnet (mg/l
1 4 4
<1
resultat från laknino roch utan tillsats av karbonat
8/1
8. RADIOLOGISKA ASPFKTER PÄ ANVÄNDNING AV AVFALLSPRODUK-TER INOM BYGGNADSMATERIALINDUSTRIN
Det är främst flygaskan, bottenslagg och oips från- rökgasav-svavling som kan ingå i olika byggnadsmaterial.
Flygaska
Det är främst följande egenskaper som gör flygaskan intres-sant för byggmaterialindustrin:
- flygaskan har pozzolana egenskaper och kan inq? medett visst antal procent i cement
flygaskan består delvis av sfärer, vilket kan bidratill att göra t ex betona mer lättflytande
flygaskan finns/kommer att finnas tillgäng!ig i stor^kvantiteter till ett lågt pris, eftersom den, om der,inte finner avsättning, drar kostnader vid deponerino
Flyaaskan har en högre halt av naturligt radioaktiva amen änjordskorpans medelhalt. Inblandning i t ex beting som användstill husbyggnad ger därför i allmänhet en viss ökning av ak-tiviteten i den färdiga betongen. Detta motsvaras av en vissökninq av gammastrålning inomhus.
Vid Statens Strålskyddsinstitut har man mätt innehållet avnaturligt radioaktiva ämnen i 306 prover av betongballastfrån olika delar av landet /Hagberg 78/. Innehållet av tho-rium och radium visade sig i medeltal vara 72 resp 48 Pq/kg.Aktiviteten i betong är något lägre och dess medelvärde harangivits till 63 Pq/kq thorium, 44 Ro/kg radium och 696 V-o/V.akalcium.
ftn normal aktivitet isättas varainnebär att
flygaska kan enligt avsnitt 4.1/ radium.
1 - 5%200 resp 150 Bo/kg av thorimn ochom den färdiga betongen består av
kommer dess medelaktivitet att ökas for thorium med 1/kg till 64 - 7] Pg/kq och för radium med 1 - 5 Pq/kg- 50 Bq/kg.
f öDe
_
t i
r u t
ni'.1
t a
n
1
-
q /4 5
För det svenska bostadsbeståndet har detmaterial med aktivitet som sat isfi erar
visats att
CK CKn CTh4RÖÖ + 3~7CJ + "260
' K ' c. och rrn är a k t i v i t e t e r av K, Ra och Th i Po/Va,
r e s u l t e r a r i en ökning av gammast! •' \ ningen inomhus motrvarande e t t b i d r a g t i l l gonaddosrr. ined f',9r) r P v / å r i f t n r f ami I j K-hus och 0 ,52 xSv/å r i sreåhus / 5? v/cd jeinar V. 7 7 / .
8/2
Den ökning av byggnadsmaterialens aktivitet som enligt ovan-stående kan bli följden civ inblandning av flygaska i betongmotsvarar mellan
T7Ö1 = ~3
och
Den ökade gammastrålningen kan alltså uppskattas till för
-3småhus 4x10flerfamiljshus 7,3x10-3
0,023 mSv/år0,042 mSv/år
Av större betydelse är emellertid frågan i vilken utsträck-ning som inblandning av flygaskan påverkar radonavgången frånden färdiga betongen. Denna fråga har studerats vid LawrencePerkeley Laboratory i Kalifornien ,/lnqersoll 81/ och vid Nor-ges Rtrålsäkerhetsinstitut /Stranden 81/.
Stranden mätte radonavgivningen från par av betonqkuber 0,] r.0,1 x 0,1 ro^ med och utan tillsats av flyqaska. Resultatetblev
Prov Radonavgivning Pq/hnr med flygaska utan flygaska
123
0,0500,0610,071
0,0840,0860, 102
Skillnad med 9^*signifikans
0 , 0 3 4 + n , o i0 , 0 2 5 + 0 , C l0 , 0 3 1 + 0 , 0 ]
Inblandning av flygaska resulterade således i en signifikantreduktion av radonavgivningen. Enligt Strandens beräkningarskulle minskningen av radonavgången dominera över effekternapå gammastrålningen så att inblandning av flygaska totalt qeren reduktion av stråldoserna med 0,31 mSv/år i betonghus ocli0,063 mSv/år i småhus av trä.
Om dessa siffror är representativa följer att kolanvandnir.qinkluderande användning av flygaska vid tillverkning av be-tong eller cement totalt sett leder till en minskning avstråldoserna. Tet har visat sig att fuktigheten har stor be-tydelse för hur stor andel av radonet som fritt kan avgå tillomgivande luft. Denna parameter hade emellertid ej dokumente-rats i Strandens arbete. Projekt KFM har därför oenomfört enmotsvarande studie där även inverkan av fuktighet dokumente-ras. Arbetet har utförts vid Statens Provninqsanstalt i Porrisoch utgör bilaga 1 till denna rapport.
Undersökningen har inneburit att radonavgangen från 5 olikakuber rned volymen 0,15 x 0,15 x 0,15 m uppmätts vid olikafukthalt. I 4 av kuberna har 10% av cementens vikt ersattsmed flygaska från olika koleldade anläagningar. Oetta innebäratt ca 0,8% av den färdiga betongen utgörs av flygaska. Pen5e kuben är identisk med de övriga sånär soir pa att i nejen ce-ment ersatts med flygaska.
8/3
Cement har i medeltal befunnits innehålla 48 Bq/kg 2 3 2 T h , ^6
Bq/kg 2 2 6 R a och 233 Bq/kg 4 0 K . Motsvarande siffror för betonghar angivits till 63 Bq/kg 2 3 2 T h , 44 Bq/kg 2 2 6 R a och 696 Bq/kg4 0 K /Hagberg 78/. Härur kan beräknas hur aktiviteten av deolika nukliderna påverkas genom att 10% av cementen ersättsmed flygaska.
Aktiviteten av 4 0 K , 2 2 6Ra och 2 3 2Th i de olika askorna fram-går av tabell 8-1.
BottenaskorNorrköpingPerstorpAsnaesWilhelmshafen
FlugaskorNorrköpingPerstorpIngåAsnaesWilhelmshafen
Tabell 8-1 Aktivitetflygaska
av 4 0 K ,
40K
42 034043 0410
520330580430470
2 2 6 R a
Aktivitet2 2 6 R a
10096130150
150170120140160
och 2 3 2Th
Bq/kg2 3 2 T h
(A56P2
130
11060879 7150
i botten- resp
Resultatet av denna beräkning framgår av tabell P-2. I tabel-len har även angivits den ökning av stråldoserna som fö]jer.
kra ftverk
ökning av aktivitet (Rq/kg)genom ersättning av 10a avcementen med aska
40K 226 Ra 232,
Okad -irliastråldos frångammas t rålnirnmSv/person,år
IngaAsnaesWilhel
Tabell
mshafen
R-2 Ökn
221
inq
,8,0,9
av
000
aktivi
,51,67,83
f-pt-
0,310, 390,82
2,9x103,5xJO5,5x10
av cementen med aska
De askor som utnyttjats i KHM's nndersökninq qor, om övrigakomponenter har normal aktivitet, en ökning av qaminastrr" 1-ningen motsvarande 3-6x30~3 mPv/person och år, om 10? avcementen ersätts med aska. Vid större andel aska i betongenblir ökningen i motsvarande grad större.
Om all aska från koleldning skulle ersätta 10% av cementer' ibetong för bostadsbygqande, skulle nskan från 4 PJ kol I-^CVM
till ca 20 000 bostäder. Om var .e bostad bebos av tv;" r-.-?r = o-
8/4
ner blir den årliga ökningen av de kollektiva stråldosernatill dessa 40.000 personer 120-240 mmanSv/år. Dessa strål-doser erhålls under hela den tidsrymd som husets stomme ut-nyttjas, vilket motsvarar ca 3-6 Sv/PJ. Denna siffra förut-sätter dock att all aska används i betongkonstruktioner somomger bostadsutrymmen. Om askan ersätter 10% av cementen kani dagens bostadsproduktion endast avsättas ca 20 000 ton/åraska, vilket endast motsvarar ca 0,2 Mton kol eller 1% av denkolanvändning som förutsätts i KHM's åskådningsexempel 3.
Resultatet av radonavgångsmätninaarna från betongkuberna harsammanställts i tabell 8-3 och figur 8-1.
Betonakub
Flygaska från Westkraft19 kg/m3 betong
Flygaska från Wilhelms-hafen 19 kg/m3 betong
Flygaska från Asnaes19 kg/m3 betong
Flygaska från Ingå19 kr/m3 betong
Ingen flygaska tillsatt
Fuktkvotvikt-%
0 , 31 ,41 , 62 , 1
0 , 41 ,41 ,71 , 92 , 1
1 ,21 , 51 , 71 , 9
1 ,31 , 51 ,71 , 81 ,9
1,21 , 74 , 9
R a d o nmBq/m , s
0,320,670, 560,90
0,29C, 800,83C, 740,74
0,460,400,520,64
0,630,570,660,700,82
0,930,951,01
a v g a nmBq/kg,s
0,0060,0110,0100,016
0,0050,0140,0150,0130,013
0,00F0,0070,0090,011
0,01]0,0100,0120,0120,014
0,0160,0170,017
Tabell 8-3 Sammanställning av resultat vid mätning avradonavgång från betongkuber
Resultatet synes verifiera Strandens resultat. Radonavgångenär genomgående läqre från betongkuber som innehåller flygaskaän från motsvarande kuber utan tillsats av flygaska.
Vid jämförbar fuktkvot har radonavgången varit 6-50% lägrefrån de kuber som innehållit flygaska.
I dagens bostadsbestånd förekommer radondotterhalter mellanca 5 och 10 000 Bq/m3. Medelvärdet har av strålskyddsinsti-tutet fastställts till ca 53 Bq/m3. Medianvärdet torde varaca 30 Bq/m3.
8/5
I nya hus begränsas radondotterhalten genom att man införtgränsvärden för tillåten aktivitet av naturligt radioaktivaämnen i byggnadsmaterial samt att nya hus utformas med hänsyntill markradon. Effekten av inblandning av kolaska i betongkan lämpligen diskuteras med utgångspunkt från förhållandenai flerfamiljshus av betong. Med undantag för de lägenhetersom har markkontakt erhåller sådana lägenheter radon enbartfrån byggnadsmaterial. För byggnadsmaterial gäller att akti-viteten av radium-226 ej får överstiga 200 Bq/kg. För betongmotsvarar detta en radonavgivning av ca 40 Bq/m^h. Det ärmycket sällsynt med så hög aktivitet i betong. Ett normaltvärde på aktiviteten av radium i betong är ca 50 Bq/kg, vil-ket motsvaras av ca 10 Bq/m ,h radonavgång. I undantagsfallhar becong en så låg aktivitet som 20 Bq/kg, vilket tordemotsvaras av ca 4 Bq/m ,h radonavgång. Radonavgången frånbetong varierar således mellan 4 och 40 Bq/m ,h, vilket fören bostad med normenlig ventilation 0,5 oms/h motsvarar ettbidrag till radondotterhalten om 7-70 Bq/m3 om hela stommenucgörs av betong. I de flesta fall torde bidraget bli ca 15-20 Bq/m3.
10-
5-
Radonavgångs
15-
o
DQ
D • V
• •V
fuktkvotvikt'?,
0,51/0 1,5 2,0 2,5 4,5 5,0
* = flygaska från Westkraft, 19 kg/m3 betong**" = " Wilhelmshafenv = " Asnaes
= IngaO = " " betonq ut-in ti. I Tsrit.s av 11 yq^k
F i g 8 - 1 S a m b a n d m e l l a n f u k t k v o t ( • j Y t - -', v.rt-t-(?nn g ( / j R q / ' ; ' | , :.-; i \ • >; j • l i K -I l ^ ^
o'-h
8/6
Sambandet mellan radonhalt i bostadsluft och stråldos är o-fullständigt känt. Både FN's vetenskapliga strålningskommitté(UNSCEAR) och den svenska radonutredningen har dock räknatmed att 1 Bg/m^ radondöttrar motsvarar 0,08 mSv/år. Bidragetfrån radonavgång från betong kan därför uppskattas- varieramellan 0,6 och 5,6 mSv/person,år med medel- och medianvärdemellan 1,2 och 1,6 mSv/person,år.
Om man antar att den uppmätta reduktionen med 6 - 50% av ra-donavgången är representativ motsvarar detta en reduktion med1 - 1 0 Bq/m^ radondöttrar från en nivå på 15 - 20 Bq/m • Re-duktionen motsvarar 0,08 - 0,8 mSv/person,år. Om all askafrån koleldning skulle utnyttjas i bostäder skulle detta mot-svara en reduktion av stråldosen med 60 - 600 Sv/PJ. Om 1% avaskan inblandas i betong för bostadsbyggande blir motsvarandereduktion av stråldosen 0 , 6 - 6 Sv/PJ.
I Danmark har man studerat radonavgången från betong där
o cementen innehåller 5% flygaska tilx^att före bränningen
o cementen blandats med 30% flygaska före klinkermalningen
0 10 - 30% av cementen ersatts med flygaska vid betong-tillverkningen
Den uppmätta radonavgången har varit låg, 0,007 - 0,010 Bo h~^kg~*, dvs 0,002 - 0,003 mBq/kg,s. Aktiviteten av radium ibetongen har varit 10 - 15 Bq/kg, vilket innebär att en stordel av denna aktivitet har tillförts med flygaskan. Trotsdetta har man inte kunnat spåra något samband mellan radon-avgång och betongens innehåll av flygaska. Den uppmätta ra-donavgången motsvarar att 6 - 12% av det bildade radonet av-går till'luften /Ulbak 83/.
1 Finland tillåts Portlandcement innehålla upp till 15% flyg-aska och om det deklareras att produkten innehåller flygaskakan 15 - 40% utgöras av aska. Grovkornig flygaska kan ersättaballast i en kvantitet motsvarande inaximalt 67% av cementen.Totalt får flygaska tillsättas motsvarande maximalt ca 9% avden färdiga betongen. Vid Strålsäkerhetsinstitutet studerarman radonavgången från betongkuber där 0 - 30% av cementenutgörs av flygaska. Radonavgången uppmättes till ca 10 Bq/m , >eller 2,8 mBq/m ,s och påverkas ej av betongens innehåll avflygaska. Den färdiga betongen innehöll ca 30 Bq/kg radium/Mustonen 83/.
Eftersom man i såväl Norge, Sverige, Danmark och Finland vidoberoende studier funnit att inblandning av flygaska i betongantingen minskar radonavgången eller saknar effekt på radon-avgången bör det inte anses finnas några skäl att utifrånradiologiska hänsyn avråda eller motverka användning av flyg-aska i betong. Vid ett möte, initierat av Nordiska kontakt-organet för Atomenergifrågor, mellan de forskare som studeratradonavgång från betong innehållande flygaska, enades mannyligen om denna slutsats och uttalade dessutom att man ansågfrågan så väl undersökt att ytterligare forskningsinsatser ejär motiverade.
3/7
Man kan anta att det mest ogynnsamma fallet hypotetiskt mot-svaras av att all radon som bildas i flygaskan avgår ur be-tongen medan radonavgången från övriga komponenter i betonqenförblir opåverkad. Detta motsvarar för normal betong en ök-ning av radonavqångnen med 2 Bq/m^.h från ca 10 till ca 12Bq/m ,h on 10% av cementen ersätts med flygaska. Denna hypote-tiska ökning bör ses i perspektiv av att radonutredningen ochmyndigheterna gjort bedömningen att det into finns anledninaundvika betongballast som ger en avgång av upp till 40 Rq/n^.hfrån den färdiga betongen.
Det har presenterats beräkningar som indikerar att betong ined110 Bq/kg radium bestående till 75% av bottenaska och 5 - 10%av flygaska skulle resultera i 66 - 99 Bq/m.3 radondöttrar irumsluften vid 0,5 luftomsättning/h /Devell 81/, /Krell 81./,/Tovedal 82/. I perspektiv av senare mätnir.oar av radonavoiv-ningen från betong med inblandning av aska kan nian förutsattaatt radonavgivningen skulle bli lägre.
9/1 19. GENOMFÖRD OCH PÄGÄENDE FORSKNING MED ANKNYTNING TILL
NATURLIG RADIOAKTIVITET I KOL OCH TORV I DE NORDISKALÄNDERNA
Följande sammanställning gör inte anspråk på att vara full-ständig. Syftet med avsnittet är att visa att frågor rörandekol och naturlig radioaktivitet redan lett till verksamhetinom samtliga nordiska länder.
och torv_samt spridningInnehå_ll_av £adioaktj.va ämnen JL ^ _ ivid förbränning.
I Danmark har man mätt aktiviteten i ett antal kol- och ask-prover och gjort en litteratursammanställning ined syftet attbedöma betydelsen av naturlig aktivitet i kol /Meirie R2/. INorge har man dokumenterat aktiviteten i kol från Svalbard. IFinland haller Statens tekniska forskningscentral på att av-sluta en studie av aktivitetsinnehållet i kol, torv och askasamt utsläppet med rökgaserna till atmosfären. Även Strålsä-kerhetsinstitutet i Finland har behandlat denna fråga /Musto-nen 81/. I Sverige har man inom Sveriges Geologiska Undersök-ning studerat förekomst av naturlig radioaktivitet i torvdels inför planer på att använda torven som bränsle, dels isamband med prospektering efter uran /Ek 81/.
Trans ferjf aktör er
I Danmark studeras upptag av växter genom provodling i iordmed inblandning av aska. Motsvarande arbeten med torvaskaplaneras i Finland.
Konsekvenser_för_b^ggn£d_sindustr_in_och_radonha_lt_i_bos_täderav~inblandning_av kol^a^ka T byggnadsmaterial
I Norge har Stranden studerat hur inblandning av flygaska på-verkar radonavgång från betong /Stranden 81/. Motsvarandestudier har genomförts i Sverige vid Statens Provningsanstaltpå uppdrag av projekt Kol Hälsa Miljö. Resultatet av dettaarbete har refererats i avsnitt pi och rapporten från prov-ningsanstalten återfinns som bilaga 1. Motsvarande arbete haräven utförts i Danmark och Finland, dar man inte kunnat påvi-sa någon effekt på radonavgången av betongens innehåll avflygaska. I Danmark följer man rutinmässigt genom samlings-prov varje månad innehållet av aktivitet i den aska som an-vänds av byggnadsindustrin.
10/1
10. REFERENSER
Adams 64
Adsley 79
Aigueperse
Anderson 56
ASEA ATOM
Adams J A S , Lowder W M Eds:The Natural Radiation Environment, Universityof Chicago Press, Chicago 1964
Adsley I:Mining research and Development Establishment,National Coal Board, private communication1979
Aigueperse Jocelyne et al:Impact Radiologique des rejets atmospheriquesd'une centrale au charbon; presenterat vidHealth Impacts of different sources of energy,symp. Nashville 22-26 June 1981, IAEA-SM-254,Vienna 1982, STT/PUB/594 ISBN 92-0-010182-8
Anderson W, Turner R C:Radon content of the atmosphere, Nature 178,204 (1956)
Direkt kolförbränning; teknikbeskrivning medhänsyn till miljön. Å Enekull, K Höglund, L-EÅgren, ASEA ATOM. Projekt Kol Hälsa Miljö,Teknisk rapport 38, 1982
Bayliss 66
Beck 78
Beck 80
Bedrosian 70
Bergström 79
Bayliss R I:A study of the Radium Alpha Activity of Coal,Ash and Particulate Emission at a Sydney PowerStation; Air & V.'ater Pol lut. Int. I. Vol 10(1966) p 813-819
Beck Harold L et al:Perturbations on the Natural Radiation Envi-ronment due to the Utilization of Coal as anEnergy Source, presenterat vid Natural Radia-tion Environment III, Houston, Texas, Apr 23-28 1978, NTIS Conf 780422 ISBN 0-87079-119-2,p 1521-1558
Beck Harold L, Miller Kevin M:Some Radiological Aspects of Coal CombustionIEEE Transactions on Nuclear Science Vol NS-27No.l, Peb 1980, p 689-694
Pedrosian P H:Radiological Survey Around Power Plants UsingFossil Fuel, US Environmental Protection Agen-cy, EERL 71-3, PB 202 414, July 1970
Bergström Lars, Bergman Ronny:Radiological Comparison of Airborne dischargedur to energy production using voal anduranium. Studsvik/K2-79/181, 1979-08-16
10/2
Blackburn 79
Bohlinger 78
Bolton 73
Cameron 70
Camplin 80
Chatterjee 80
Coles 78
Devell 81
Eisenbud 64
Ek 81
Blackburn R, Gueran J:Annual rate of release of radon to the atmos-phere as a result of coal combustion in theUnited Kingdom. Radiat.Phys.Chem., 13, 145(1979) ~~
Bohlinger L Hall:Natural Radioactivity Contamination Problems.EPA-520/4-77-015
Bolton N.E et al:Trace Element Mass Balance Around a Coal-firedSteam Plant Fuel Chem. Preprints, 18(4), 114-123, 1973. (ACS 166th National Meeting,Chicago)
Cameron A R, Birmingham T F:Radioactivity in Western Canadian Coals, Geo-logical Survey of Canada, Paper 70-52, 1970
Camplin W C:Coal-fired Power Stations. The RadiologicalImpact of Effluent Discharges to Atmosphere.National Radiological Protection Board, Har-well, Didcot, Oxon OX110RQ, NRPB-R107, June1980
Chatterjee B, Hötzl H, Rosner G et al:Untersuchungen tiber die Emission von Radio-nukliden aus Kohlekraftwerken, Analysenver-fahren und Messergebnisse fiir ein Steinkohle-und ein Braunkohlekraftwerk. GSF-Berichts-617(1980)
Coles David G et al:Behaviour of Natural Radionuclides in WesternCoal-Fired Power Plants, Environ. Sci. & Techn.Vol 12, No 4, April 1978, p 442-446
Devell L et al:Radioaktiva ämnen i kolaska och stoft, Studs-vik Energiteknik, utkast II, 1981-06-04
Eisenbud M, Petrow H G:Radioactivity in the atmospheric effluents ofpower plants that use fossil fuels. Science144: 288-289 (1964)
Ek John:Bearbetning av uranhaltsmätningar i vatten ochbäcktorv från bäckar i Sverige, Sveriges Geo-logiska Undersökning, dec 1981, SKEF/KBS Tek-nisk Rapport 81-11
10/3
Eriksson 81
Facer 79
Farmer 77
Furr 77
Goldstein 71
Gotchy 77
Hagberg 78
Halbritter 82
Hamilton 74
Harley 75
Henry 80
Eriksson Åke, Fredriksson Lars:Naturlig Radioaktivitet i mark och grödor.Sveriges lantbruksuniversitet. Rapport SLU-IRB-52, Uppsala 1981. ISBN 91-576-1067-3, ISSN0348-2170
Facer J Fred Jr:Uranium in Coal. US DOE report GJBX-56 (79)
Farmer B M et al:The Assessment of the Radiological Impact ofWestern Coal Utilization, Phase I. MonsantoResearch Corp. Mound Lab. Report, Miamisburg,Ohio, Jan 5, 1977
Furr A K, Parkinson T F, Hinrichs R A et al:National survey of elements and radioactivityin fly ashes. Absorption of elements by cabba-ge grown in fly ash-soil mixtures. Environ.Sci'.Technol. 11: 1194-1201 (1977)
Goldstein N P, Sun K H, Gonzales L J:Radioactivity in fly-ash from a coal-burninqpower plant. Trans.Am.Nucl.Soc. 14:66 (1971)
Gotchy R L:Health effects attributable to coal and nuclearfuel cycle alternatives, US Nuclear RegulatoryCommission, Washington D C, NUREG -0332
Hagberg Nils, More Hans:Aktivitet i ballastmaterial för betongtillverk-ning i Sverige. SSI:1978-029, aug 1978
Halbritter G et al:Contribution to a comparative environmentalimpact assessment of the use of coal andnuclear energy for electricity generation forselected site conditions in the FRG; presen-terat vid Health Impacts of different sourcesof energy, symp. Nashville 22-26 June 1981,IAEA-SM-254, Vienna 1982, STT/PUB/594 ISBN 92-0-010182-8
Hamilton E I:The Chemical elements and human morbidity -water, air and places - a study of naturalvariability. Sci. Total Environ., 3^, 3, 1974
Harley J H:Environmental Radon, i Noble Gases. A A Moghis-si och R E Stanley Eds, GPO, Washington DC
Henry William M, Knapp Kenneth T:Compound Forms of Fossil Fuel Fly Ash Emis-sions. Environm.Sci.Techn., Vol 14, No 4, Apr1980, p 450-456
10/4
Hesselbom 81
Hook 78
Horn 78
Hornibrook 81
ICRP 77
Ilyin 77
Ilyin 78
Ingersol I 81
Jacobi 81
Hesselbom Åke m fl:Radon i mark - en studie av metoder och in-strument för bestämning av radonkoncentra-tioner i mark. Byggforskningsrådet R47:1981,ISBN 91-540-3475-2
van Hook R I:Potential Health and Environmental Effects ofTrace Elements and Radionuclides from IncreasedCoal Utilization. Oak Ridqe National Lab., Apr1978, ORNL-5367
Horn H G et al:Str?-,hlenexposition durch Radioaktive Emissio-nen konventioneller Kraftwerke. Radioaktivitetund Umwelt Bd 2, ed H J Kellermann, Fachver-band fuer Strahelnschutz e.V. Karlsruhe, 1978,p 1027-
Hornibrook Carol:Low-level radiation in coals utilized andashes produced at New York State ElectricUitilities i Proceedings of the Workshop onRadioactivity Associated with Coal Use, SantaFe, New Mexico, Sept 15-17, 1981, LA-9106-C
ICRP Publication 26, Annuals of the ICRP, Vol1, No 3 1977:Recommendations of the International Commissionon Radiological Protection
Ilyin L A, Knizhnikov V A, Barkhudarov R M:A relative risk estimation of excessive free-quency of malignant tumors in population dueto discharges into the atmosphere from fossilfuel and nuclear power stations, p 189-193,IVth International Congress of IRPA, Paris1977
Ilyin L A et al:Population Doses from Natural Radionuclides dueto Certain Aspects of Human Activity; presente-rat vid Natural Radiation Environment III,Houston, Texas, Apr 23-28, 1978, NTIS CONF780422, ISBN 0-87079-119-2, p 1446-1456
Ingersoll John G Lawrence:Berkeley Laboratory, University of California,personlig kontakt
Jacobi W:Umweltradiaktivität und Strahlenexpositiondurch Radioaktive Emissionen von Kohlekraft-werken. GSF-Bericht S-760 (1981)
10/5
Jacobi 82
Jaworowski 71
Jaworowski 74
Jaworowski 82
Jordan 73
Kaakinen 75
Kahlos 73
Kautz 75
Keller 78
Jacobi W et al:Comparison of radiation exposure from coal-fired and nuclear power plants in the FederalRepublic of Germany; presenterat vid HealthImpacts of different sources of energy, symp.Nashville, 22-26 June, 1981, IAEA-SM-254,Vienna 1982, STT/PUB/594 ISBN 92-0-010182-8
Jaworowski Z, Bilkeiwicz J, Zylica E:Radium-226 in contemporary and fossil snow.Health Phys. 20: 449-450 (1971)
Jaworowski Z et al:Radiation Hazards to the Population Resultingfrom Conventional and Nuclear Electric PowerProduction, i Envir.Surveillance AroundNuclear Installations Symp Proceedings, Warsaw1979, p 403-412 IAEA, Wien STl/PUB/353, Vol ]
Jaworcwski Z, Bilkiewicz J:Are heavy metals and radium in man related toemissions from coal-burning?; presenterat vidHealth Impacts of different sources of energy,symp. Nashville 22-26 June 1981, IAEA-SM-254,Vienna 1982, STT/PUB/594 ISBN 92-0-010182-8
Jordan S, Schikarsky W:Evaluation of radioactive and non-radioactivetrace constituents emitted from fossil-fueland nuclear power plants, p 525-535, Environ.Behaviour of Radionuclides Released in theNuclear Industry. IAEA publ STl/PUB/345.Vienna 1973
Kaakinen John W et al:Trace Element Behaviour in Coal-Fired PowerPlant Environmental Science & Technology, Vol9, No 9, Sept 1975, p 862-869
Kahlos H, Asikainen M:Natural radioactivity of ground water in theHelsinki area. Inst of Radiation Physics,Helsinki, report SFL-A19, Nov 1973
Kautz K et al:Uber Spurenelementgehalte in Steinbohle und dendaraus entsthenden Reingasstauben, VGB Kraft-werkstechnik 55, 10 (1975) p 672-676
Keller G:Die Konzentration natiirlich radioaktiveStoffe in Saarkohle und Saarkohlenasche,Radioaktivitat und Umwelt Bd 2, ed H JKellermann, Fachverband fuer Strahelnschutze.V. Karlsruhe, 1978, p 1016-1026
10/6
Kirchner 74
Klein 75
Knizhnikov 77
Koester 78
Kolb 78
Kolb 78
Kolb 79
Korsner 81
Krell 81
Krieger 78
Kirchner H et al:Radioaktive Emissionen aus mit rheinischerBraunkohle befeuerten Kraftwerksanlagen. Braun-kohle, Heft 11 (1974) p 340
Klein David H et al:Pathways of Thirty-seven Trace Elements ThroughCoal-Fired Power Plant Env.Sei. & Techn, Vol 9,No 10, Oct 1975, p 973-979
Knizhnikov V A, Barkhudarov R M:The comparative estimate of radioactive hazardfor the population from effluents of thermo-electric power stations and atomic electricpower stations into the atmosphere. AtomicEnergy 43:3 (1977)
Koester Pamela A, Z:egler Warren H:Analysis for Radionuclides in SRC and Coal Com-bustion Samples. EPA-600/7-78-185, PB 287179,Sept 1978
Kolb W, Böddichker W:Die Emission Radioaktiver Stoffe mit der Abluftaus Kern- und Steinkohlekraftwerken, ein Ver-gleich der Strahlenbelastung. P 1054-1067 i Ra-dioaktivitet und Umwelt Bd 2, ed H J Keller-mann, Fachverband für Strahelnschutz e.V.Karlsruhe, 1978
Kolb W:Die Emission Radioaktiver Stoffe mit der Abluftaus Kern- und Steinkohlekraftverken, Physika-lisch - Teknische Rundesanstalt, Braun -Schwery, Feb 1978 PTB-Ra-8, ISSN 0341-6747
Kolb W:Radioaktive Stoffe in Flugaschen aus Kohle-kraftwerken, PTB-Mitteilungen 89 2/79, p 77-82
Korsner, Sven-Erik:Kol i Sovjet. IVA utlandsrapport Sovjet 8101
Krell A:Radiologisk omgivningspåverkan från byggnads-material innehållande förbränningsrester frånkoleldade kraftverk. Sydkraft, PM 1981-09-29,Dnr ÂK 8109-89
Krieger Herman, Jacobs Betty:Analysis of Radioactive Contaminants in By-Pro-duets from Coal-Fired Power Plants Operations.US Env. Monitoring a Support Lab., Cincinnati,July 1978, PB-286365, EPA-600/4-78-039
10/7
Krisiuk 71 Krisiuk et al:A Study on Radioactivity of Building Materials.Ministry of Public Health of the RSFSR, Lenin-grad Research Institute for Radiation Hygiene,Leningrad 1971.
Kulich 82 Kulich Josef:Radon och radiumhalt i vatten. Statens Strål-skyddsinst. Arb dok a82-03, 1982-04-02
Lee 77 Lee H et al:Potential Radioactivity Pollutants Resultingfrom Expanded Energy Programs. 1977, EPA-60Ö,17-77-082
Lissachenko 81 Lissachenko E P, Obuhova 0 L:The Radioactivity of coals, ashes and slags inteh USSR, presenterat vid 2nd special Symp. onNatural Radiation Environment, Jan 19-23, 1981,Bhabha atomic Research Centre, Bombay, Indien
Lövblad 77
Martin 71
Mastinu 79
McBride 77
McBride 78
Meide 82
Lövblad G, Grennfelt P I:Heavy metals and other trace elements in coaland their emissions to the atmosphere duringcoal combustion - a literature study, 1977
Martin J E, Harvard E D, Oakley D T et al:Radioactivity from fossil-fuel and nuclearplants, p 325-337, Environ. Aspects of NuclearPower Stations. IAEA publ. STl/PUB/261. Vienna1971
Mastinu G G:Natural radioactivity levels in releases fromcoal-fired power plants in Italy, i the Radio-logical Burden of Man from Natural Radioacti-vity in the Countries of European Community (BLNo GP/EEG 712, p 429-36, Dec 1979)
McBride J P et al:Radiological Impact of Airborne Effluents ofCoal-Fired and Nuclear Power Plants. Aug 1977,ORNL-5315
McBride J P:Radiological Import of Airborne Effluents ofCoal and Nuclear Plants, Science Dec 1978, Vol202, No 4372, p 1045-1050
Meide AnneLise:Undersögelser over indholdet af radionuklideri kul, slagge og flyveaske, Risö, Helsefysik-afdelningen, 15 April 1982
10/8
Miller 81
Mineral 77
Mishra 80
Mjönes 78
Mustonea 81
Mustonen 83
Möre 77
NEA 79
Miller Kevin M, Beck Harold L:Some effects of coal combustion on the radia-tion environment, i Proceedings of the Workshopon Radioactivity Associated with Coal Use,Santa Fe, New Mexico, Sept 15-17, 1981. LA-91006-C
Mineralprojekt Ranstad, Bilaga A:Teknisk Beskrivning över Mineralprojekt Ranstadmed därav följande miljöpåverkan, 1977-05-09
Mishra U C, Lalit B Y, Ramachandran T V:Radioactiviity release to the environment toythermal power stations using coal as a fuel.Sci. Total Envt. 14:77-83, 1980
Mjönes Lars:Measurements of gamma radiation in Swedishhouses by means of mailed CaSO^-Dy dosi-meters, SSI_1978-020, May 1978
Mustonen Raimo, Sinkko Kari:Polttoturpeen ja kivihiilen sekä niiden paia-mistuotteiden radioaktiivisuus, STL-B-36 1981
Mustonen Raimo, Strålsäkerhetsinstitutet, Pox268, SF-001 01 Helsingfors. Personlig kontaktapril 1983
Möre H:Spridning av naturlig radioaktivitet genom an-vändning av fosfathaltiga gödselmedel i jord-bruket. SSI 1977-020
Exposure to radiation from Natural Radioactivi-ty in Building Materials; Report by a group ofExperts of the OECD Nuclear Energy Agency, May1979
Okamoto 80
Ondov 78
Ondov 79
Okamoto Kazuto:Contamination of seafood by radioactivityproduced from burning of coal and other fossilfuels; Radiation Effects on Aquatic Organisms,p 45-58, Ed N Egami, 1980
Ondov J M, Ragaini R C, Biermann A H:Elemental particle-size emissions from coal-fired power plants, use of an inertia! cascadeimpactor. Atmos. Environ. 12: 1175-1185 (1978)
Ondov John M et al:Elemental Emissions from a Coal-Fired powerPlant. Comparison of a Venturi Wet ScrubberSystem with a Cold-Side Electrostatic Precipi-tator. Env.Sci. & Techn., Vol 13 (5), May1979, p 590-607
Pensko 78
Pensko 80
Radon 79
Radon 83
Roch et al 75
Schmier 76
Styron 78
Styron 81
Styron 81 A
Styron 31 B
Pen1sko J et al:Emanating Power of Radon-222 Measured in Buil-ding Materials, presenterat vid Natural Radia-tion Environment III, Houston, Texas, Apr 23-28, 1978, p 1407-1414. NTIS CONF-7B0422, ISBN0-87079-119-2
Pen'sko I et al:Emanating Power of radon-222 measured in buil-ding materials, Nukleonika, Vol 25, No 5/80,p 693-698
Radonutredningen:Preliminärt förslag till åtgärder mot strål-risker i byggnader. Ds Jo 1979:9
Radonutredningen:Radon i bostäder, SOU 1983:6
Roch R L et al:Evaluation of Radioactive Aerosols in UnitedStates Underground Coal Mines. InformationalReport 1025, 1975 Mining Enforcement andSafety Administration.
Schinier H =Diskussionsbeitraq zur Frage einer Strahlenex-portation aus naturlichen Quellen, insbesonde-re durch die Verbrennung und Verarbeitung vonKohle zum Erfahrungsaustausch uber Problemeder Umweltradioaktivitat und des Strahlen-schutzes (Berlin-Kolloquim am 7.10.1976)
Styron Clarence E:An Assessment of Natural Radionuclides in theCoal Fuel Cycle, presenterat vid Natural Ra-diation Environment III, Houston, Texas, Apr23-28, 1978, p 1511-1520. NTIS CONF-780422,ISBN 0-87079-119-2
Styron C E et al:Assessment of the impact of radionuclides incoal ash, p 169-184, Health Impacts of diffe-rent sources of energy - Proceedings of a Sym-posium Nashville 22-26 June 1981 jointly orga-nized by WHO, UNEP, IAEA ISBN 92-0-010182-8
Styron, C E:Radiological Impact of Power Plants: Coal vsNuclear,' MLM-2889, Mound Facility 1981
Styron Clarence E et altAssessment of the Radiological Impact of CoalUtilization II Radionuclides in Western CoalAsh Mound Facility, Miamisburg, Ohio 45342.MLM-2810, April 3, 1981
10/10
Styron 82
Swanson 76
Styron C E et al:Assessment of the impact of radionuclides incoal ash; presenterat vid Health Impacts ofdifferent sources of energy, symp. Nashville22-26 June 1981, IAEA-SM-254, Vienna 1982,STT/PUB/594 ISBN 92-0-010182-8
Swanson V E et al:Collection, Chemical Analysis and Evaluation ofCoal Samples in 1975, US Department of theInterior, Geological Survey, Open File report76-468, 1976
Tomczyn'ska 80 Tomczyn'ska J et al:The results of measurements of the naturalradionuclides in coal power plants wastes andlight concrete samples, Nukleonika 19R0
Tovedal 82
Tracy 81
Tracy 82
Ulbak 83
UNSCEAR 82
Wagner 82
Vinck 73
Tovedal H et al:Radioaktiva ämnen i kolaska och stoft. StudsvikArbetsrapport. NW-82/36?, 1982-11-24
Tracy B L, Prantl F A:Radiological implications of thermal power pro-duction, p 185-193 i Health Impacts of diffe-rent sources of energy - Proceedings of a Sym-posium Nashville 22-26 June 1981 jointly orga-nized by WHO, UMEP, IAEA IPPH 92-0-0101R2-8"
Tracy B L, Prantl F A:Radiological Implications of thermal powerproduction, presenterat vid Health Impacts ofdifferent sources of energy, symp. Nashville22-26 June 1981, IAEA-SM-254, Vienna 1982,STT/PUB/594 ISBN 92-0-010182-8
Ulbak Kaare, Statens Institut for Stråte-hygiejne, Fredrikssundsvej 378, DK-2700 Rröns-höj, Danmark. Personlig kontakt april 1983
United Nattons Scientific Committee on theEffects of Atom Radiation:1982 Report to the General Assembly, IonizingRadiation; Sources and Biological Effects,United Nations, New York, 1982
Wagner Paul, Greiner N Roy:Third Annual Report Radioactive Emissions fromCoal Production and Utilization. Oct 1, 1980 -Sept 30, 1981. Issued June 1982, Los AlamosNational Laboaratory, LA-9359-PP
Vinck W el al:Oedeutung der nuklearen Abfallatoffe in Ver-gleich zu den durch konventionelle Industri-zweige und Konsumgiiter ontstehenden Abfall-mengen Euratom, EUR 5001, d,e,f,n (1973) p 33
^ STATENS- PROVNINCSANSTALT
Laboratoriet för byggnadsfysikOlov Hildingson,ej
UTLÅTANDE
Dtttunt
1982-11-29
BILAGA 1
8211,119
3
P r o j e k t Kol , Hälsa och Mil jöStatens Vat tenfal l162 87 VÄLLINGBY
Uppdrag
Mätobjekt
Utfört
Konditione-ring
Provnings-betingelser
Bestämning av radonavgång från flygaska samt betonginnehållande flygaska.
Vid provningsanstalten göts 4 betongkuber i vilka 10% av cementens vikt ersattes av flygaska. I bilaga 1redovisas ingående material till betongen. Betongengöts i kuber med dimensionen 0,15 x 0,15 x 0,15 m3.
Fyra sorters flygaska utvaldes och sändes genom upp-dragsgivarens försorg till provningsanstalten. Flyg-askan hade följande benämning
- Westkraft, som ingår i betongkub 1
- Wilhelrahafen, som ingår i betongkub 2
- Asnaes, som ingår i betongkub 3
- Ingå, som ingår i betongkub 4.
Gjutningen av betongkuberna utfördes 13 juni 1982 vidbyggnadstekniska laboratoriet vid provningsanstalten.
Radonavgangsmätningarna utfördes vid ett antal tidpunk-ter under sommar och höst 1982.
Efter gjutning placerades kuberna i rumsluft för ut-torkning. Rumstemperaturen var 20 °C. Likaså konditio-nerades flygaskan i 20 C före mätning.
Radonavgangsbestämningen utfördes genom att placeramaterialet i en sluten behållare. Radontillväxten i be-hållaren bestämdes med luftprev. Lutningen på radon-tillväxten är ett mått på radonavgången uttryckt iBq/m2s eller Bq/kg-s.
Provningsmetoden och provningsutrustningen redovisasutförligare i bilaga 2 respektive 3.
D HUVUDfÖRVAl TNINC
D STOCKHOLM
D COUBORC
D i UND
POSMDRCSS
Bo. »S7.
Bo» SWfl
Bo« 241) \b.
Bo» 712.
r>01 15 Borå»
114 H6 Stockholm
400 22 Colrbofg
220 (17 lund
BtSOKSADRISS
B(ineMi;.il.in 4
Drottning Krisfin.t> V^K
Gihrjlr.irud.jn r,
forrMv.Wn 11
tflffONm\ ih r»oix>
11 M/4HI1M)
nu :o»H7o04»i 12 41 10
TKEX
\b2 S2 Iwhnu S
100 SH fpsfinn N
271 fi1 irslm)(S
STATENSlJ PROVNINGSANSTALT D.tlum
1982-11-29 8211,119
Provnings-resultat
Radonavgången från flygaskan återfinns i tabell 1.
Flygaska
Westkraft
Wilhelmhafen
Asnaes
Ingå
Radonavgång
mBq/kg•s
< 0,005
< 0,005
< 0,005
< 0,005
Tabell 1. Radonavgangsbestämning för fyra sorterflygaska
Ytterligare bestämning gjordes sedan materialet omskakar;innan varje luftprov togs. Avsikten med att skaka provetvar att frigöra radonet i flygaskan till behållarens vo-lym. Ingen skillnad i resultaten kunde påvisas mellan debåda bestämningarna.
Radonavgången från betcngkuberna bestämdas vid minstfyra olika fuktkvoter. Resultaten framgår av tabell 2.
Betongkub
1
2
3
Fuktkvotvikts-%
0,31,41,62,1
0,41,41,71,92,1
1,21,51,71,9
Radonavgång
mBq/m2•
0,320,670,F?0,90
0,290,300,830,740,74
0,460,400,520,64
s mBq/kg•s
0,0060,0110,0100,016
0,uo50,0U0,01'.0,01 30,01 3
0,0030,0070,0090,011
^ STATENS- PROVNINGSANSTALT D.iium
1982-11-29 8211 ,119
Betongkub Fuktkvot\T "i If "f* c ^ 3"VIA. L-O t>
1,31,51,71,81,9
Radonavgång
rnBq/m2 •
0,630,570,660,700,82
s mBq/kg-s
0,0110,0100,0120,0120,014
Tabell 2. Radonavgångsbestämning från betongkuber.
Kommentar Radonavgången från flygaskan är så låg att det liggerunder detekteringsnivan. Mätresultaten av raconavgångs-mätningen är jämförbar med radonavgången för Std-cementfrån Slita (0,002 mBq/kg-s), se rapport "Radonexhalationfrån byggnadsmaterial" SP-rapp 1982:32.
Spridningen av resultaten mellan betongkuberna, är ejenbart betingat av radonavgången från flygaskan utanäven övriga ingående material samt arbetsutförande ochstruktur i materialet.
Såsom referens till betong med flygaska göts vid prov-ningsanstalten en betongkub där flygaskan uteslöts ochersattes med Std-cement. Vid jämförbar fuktkvot visarreferenskuben högre radonavgång än betongkuben medflygaska. Se tabell 3.
Tabell 3.
Fuktkvot
1,3
2 , 3
5 , 5
Radonavgång
mBq/m2 •
0,9 3
0,95
1,01
s mBq/kg-s
0,016
0,017
0,017
STATENS^ PROVNINGSANSTALT Oatum
1982-11-29 8211,119
Unaer ^orutsat j.:n^ .iL-t. an 15 cm tjo--!: Set.oncrkonstr'iktiorav material motsvarande betongkub 2 anvanus i ef: oosr.acrrum, kan radonhalten i rummet beräknas om vissa anta-ganden görs. Förhållandet mellan radonavgivande betong-ytd och rummets volym är 1,8. Detta innebär att samtligaväggar, golv och tak består av betong för ett normal-tstort rum (3 x 4 x 2,2)m3. Radonavcången i betongkubenantas vara sådan att all radonavgång från kubens yta av-går från två av ytorna. Alltså kan radonavgånger. förkuben multipliceras med en faktor 3 för att erhållaradonavgången från väggen. I rapporten "Radonexnalationfrån byggnadsmaterial" redovisas dock ett jämförelse-tal av 2,2 som troligen är ett mer realistiskt tal.
Radonavqången från väggytan blir därmed 2,4 Bq m sRadonhalten i rumsluften kan beräknas enligt följande
'Rn
där C
K
X
Rn
= K A +AV S
3600
- 3 ,rummets radonhalt (Bq m )
förhållandet mellan radonavgivande yta ochrummets volym (m ')
= rummets ventilation (h )-1
= radonets sönderfallskonstant (h )
Radonaygången från väggkonstruktion(Bq m" " ~1,-2g- I
I figur 1 redovisas radonhalten i rummet vid olika luft-omsättningar (A ).
cRn
120-
90-
30-
Bqm-3
Fi'.;ur
0,5 \vradonhalten i ru:~jnot i förlik 1 land-- t.i!l ven-
STATENSJ PROVNINCSANSTALT Datum
1982-11-29 8211,119
Betongen har en låg radonavgång och ger därmed en lågradonhalt i rummet (30 Bq/mJ) vid normal luftomsättning(X = 0 , 5 ) . Det provisoriska gränsvärdet för radondot-terhalter i bostäder är 70 Bq/m3, vilket kan "över-sättas" , vid en jämviktsfaktor av 0,5 mellan radon-dotter- och radonhalten, till 140 Bq/m3 i radonhalt.Gränsvärdet ligger därmed klart över beräknat -rärJ,eför bostadsrummet.
STATENS PROVNINGSANSTALTLaboratoriet för byggnadsfysik
yj >
Per Ingvar Sandberg
Olov Hildingson
STATENSPROVNINGSANSTALT
9 8 ? - : 1-2? 8211,119
Betonakub 1 2 3 4Asnaes Westkraft Wilhelm- Ingå
hafen
Betongsammansättning
Cement kg/m3
Flygaska kg/m3
Ballast
0-8 mm, kg/m3
8-16 nun, kg/m3
16-32 mm, kg/m3
Vatten, kg/m3
Arbetsutförande
Klass
Vibrering
190
19
1054
- •
990
167
K250T
N
190
19
1054
-
990
160
K250T
N
190
19
1054
-
990
158
K250T
N
190
19
1054
990
158
K250T
N
Cement var av Slite Std.
BiLaqa 2
/ C D ; STATENSV?!- ' PROVNINGSANSTALT
1982-11-29 8211,119
Mätmetod
Provmaterialet placeras i en radonfri behållare var-efter locket tillsluts. Tillväxten i behållaren harutseendet som i figur 1.
C Radonhalt
i n .
At t tid
Tillväxten bestäms genom att ta diskreta luftprcv frånladan med jämna tidsintervall- Lutningen på kurvanstillväxt i initialskedet ger radonexhalationen frånbehållaren, vilket kan skrivas som
E = r ^ - ^ Bq
1
där E
V
Y
AC
At
v
.. _ 1 AC i_ , -1 -1 ,eller E = -r-p |Bq kg s ;
— 2 -1radonexhalation (Bq m s )
lådans volym (m3)
materialets radonavgivande yta (nr )
koncentrationsdifferens av radon (Bq ni
tidsdifferens (s)
materialets vikt (kg).
-3,
B i l a g a 2 : 2
STATENSPROVNINCSANSTALT
1982-11-29 8211,119
DisKro1::) lvft-.-=v från Udsrx t?.s med förevakuerade zink-sulfidburkar (ZnS). Ett filter mellan ZnS-burk och be-hållare avskiljer de kortlivade döttrarna från luft-provet. Radonet bygger därefter upp dotteraktiviteteni ZnS-burken och radioaktiv jämvikt mellan radon ochdess kortlivade döttrar erhålles efter cirka 3 timmar.Se fiaur 2.
0 'Q 80 170 HOMinuter
Figur 2. Aktivitetsuppbyggnad av radondöttrar iförhållande till radon i en ZnS-burk.
Da radonet och dess kortlivade alfastrålande döttrarsönderfaller erhålles alfapartiklar. Dessa energirikaalfapartiklar överför energi i burkens väggar som ärtäckta med ett scintillatormaterial, ZnS.'Oen över-förda energin ger upphov till ljusblixtar vilka om-formas till laddningsströmmar i ett fotomultiplikator-rör, PM-rör. Antalet laddningspulsor per tidsenhetär proportionellt mot radonkoncentrationen i ZnS-burken.
; STATENSPROVNINCSANSTALT Datum
1982-11-29Bilfi kniiiu
8211 ,119
Följande samband råder mellan radonkoncentrationen, C^ji zinksulf idbur'cen (och därmed också i behållaren) ochdet nettopulstal P som registrerats under mättiden t
- 3'Rn
där C,
V
t
= ;—-— I Bq mZ-v(1-e~Af m)
= radonkoncentrationen i behållarentagningstillfället (Bq m~^)
= antal nettopulser under mättiden
= radonets sönerfallskonsfcant = 2,1-10 s
= zinksulfidburkens räkneeffektivitet, pulsarper sskund och Bq e a. Eq innebär radioaktivjämnvikt mellan raden och dess korriivadedöttrar
- volym hos zinksulfidburken (m3 )
= uppbyggnadstiden dvs tidsperioden mellanprovtagningstillfället och mätningens på-början (s)
= mät t id
Biiaqa
) STATENSPROVNINCSANSTALT
1982-11-29 8211,119
Provtagningsutrustning
Provbehållare: (delvis egen utveckling) är en cylind-risk "målarburk" av plåt med volymen 0,0120 m3 . Be-hållarens -lock är försedd med tätningslist och spann-ring för att erhålla en tättsluten behållare utan ven-tilation. Locket är försedd med snabbkopplingar(Swagelock).
Zinksulfidburk (ZnS-burken): (egen tillverkning) an-vänds för provtagning ur lådan. Burken har en volymav 0,0135 resp. 0,0170 dl och består av ett glashöljeklätt met metall. Insidan är täckt med ZnS(Ag) utombottenytan som är försedd med kvartsglas. Burkarnaär kalibrerade med radonkälla vid radiofysiska insti-tutionen i Lund- Burkarnas känslighet är 2,1±0,1pulser per sekund/Bqeq där eq anger radioaktiv jäm-vikt mellan radon och dess döttrar. Luftprov tages urlådan med filter och ZnS-burk förevakuerade.
Provtagningsfilter: (egen tillverkning) består av ettfiitersystem för torkning av luft, borttagning av CO-,och filtrcring av radondöttrarna. Filtersystemet pla-ceras mellan ZnS-burken och lådan vid provtagnina.
Vacuumpump: (SIZA Leybold-Heraeus) med manometer an-vänds för att evakuera ZnS-burken och prevtaanings-filtret.
Bi laga 3:2
STATENSJ PROVNINCSANSTALT
1982-11-29 8211,119
/1RZnS
PM
*~
\\
)
HV PA
•—
LA
—•
C/T
Figur Uppställning av mätutrustning
Pulsräkningssystem består av ett fotomultiplikatorror(PM-rör) (RCA) med en diameter av 125 mm. PM-röret ärinrymt i en ljustät grotta. Till fotomultiplikatornkopplas högspänning samt följande elektronik: förför-stärkare, linjärförstärkare, pulsformare och pulsräk-nare. Samtlig elektronik från Canberra.
p STATENS-- PROVNINCSANSTALT Datum
1982-11-29
D i ] a n a A:1
821". , 1 * 9
mBq/m2.s
10 -I
0.5 -
1.0 2,0 Fuklkvcf
Figur 1. Radonavgang i förhållande t i l l fuktkvotför betongkub 1.
mBq/m2.s
1.0
0.5 -
X X
1.0—J—
2,0 Fuktkvot
Figur 2. Radonavgang i förhållande till fuktkvotför betongkub 2.
; STATENS!-- PROVNINGSANSTALT
E i l a g a 4 : 2
Datum
1982-11-29 8211,119
mBq/m2.s
ro A
0.5 -
1,0 2,0 Fukt kvot
Figur 3. Radonavgang i förhållande t i l l fuktkvotenför betonckub 3.
mBq/m2. s
1.0 A
0,5 -
1,0 2,0 Fuktkvot
Figur 4. Radonavgang i förhållande till fuktkvotenför betongkub 4.
KHM:s SKRIFTSERIER
Kolets hälso- och miljöeffekterLägesrapport oktober 1981
Sammanfattning av KHM:s Lägesrapport 1981, "Kolets hälso- och miljöeffekter"
The Swedish Coal-Health-Environment Project, Summary of situation reportOctober 1981
Emission av svavel vid eldning av kol och olja.Rapport med anledning av tilläggsdirektiv till Projekt KHM.December 1981
Kolets hälso- och miljöeffekter - Huvuddel till slutrapport, april 1983
Kolets hälso- och miljöeffekter - Underlagsdel 1 och 2 till slutrapport,april 1983
The Swedish Coal-Health-Environment Project - Final Report, April 1983.
KHM ^NF_ORMATIONS1JROS£HYR
Kan en ökad kolanvändning bli miljömässigt acceptabel? April 1980
Can Expanded Use of Coal be Environmentally Acceptable? April, 1980
KHM pFORMAT ION
01 Rapport till Oljeersättningsdelegationen, juni 1980
02 Programme Plan, June 1980
03 Halvårsrapport, december 1980
04 Är kvicksilver ett hälso- och miljöproblem vid kolanvändning?Symposium 1981-01-22
05 Avskiljning av svavel- och kväveoxider ur rökgaser.Synposium 1981-03-25
06 Deponering av restprodukter från kolförbränning.Symposium 1981-09-08
07 Halvårsrapport, juni 1982
KHM TEKNISK RAPPORT
01 Metal Interaction in Carcinogenesis - Enhancement, Inhibition. 1980Gunnar F Nordberg, Umeå Universitet,01e Andersen, Odense Universitet
02 pilotprov med våt-torr rökgasavsvavling. 1981Stefan Åhman, Fläkt Industri AB, Växjö
03 The Joint Symposium on Stationary Combustion NO Control.Symposium 1981 x
04 Vegetationsetablering på kolaska. 1981Lars Törner, Supra AB, Landskrona
05 Undersökning av kvicksilver i luft och naturliga vatten. 1981Cyrill Brosset, IVL, Göteborg
06 Förstudie om deponering av avfall. 1981Jan-Erik Meijer, Scandiaconsult AB, Malmö
07 Sekundära reningseffekter vid våt-torr rökgasavsvavling. 1981Bertil Nilsson, Studsvik Energiteknik AB, Nyköping
08 Teknik för provtagning och analys av stenkol. 1981Göran Blomqvist,Ulo Teder, Barbro Maijgren, Studsvik Energiteknik,Nyköping
09 Experiments on Mercury Collection in Fabric Filters Appliedto Coal-Fired Boilers. 1981Leif Lindau, Fläkt Industri AB, Växjö
10 Eirissionsdata för små oljeeldade ytutbredda källor. 1981Börje Kjellén, AB Fjärrvärme, Trosa
11 Känsligheten för grundvattenförsurning i olika delar av landet. 1981Gunnar Jacks och Gert Knutsson, KTH, Stockholm
12 Effekt på lungmakrofagernas funktion av partikulära luftföroreningarfrån kol- och oljeeldade kraftanläggningar. 1981Lars 3erp'>em, Åsa Andersson, Sven-Åke Persson, FOA, Umeå
13 Svenska och utländska miljöskyddskrav vid kolanvändning. 1981Gun Lövblad och Curt Bengtsson, IVL, Göteborg
14 Kolkarakterisering. 1981Sören Eriksson, Börje Nord, Karin Persson, ÅF Energikonsult, Stockholm
15 Petrografi för ångkol. 1981Margaretha Bengtsson, Studsvik Energiteknik AB, Nyköping
16 Beräkning av svavelnedfall i nationell skala. 1981Ulf Högström och Ann-Sofi Smedman, Uppsala UniversitetMichael Pellijeff, K-Konsult, Stockholm
17 Emission av kvicksilver från askupplag. 1981Maria Gårding och Gunnar Svedberg. KTH, Stockholm
18 Diffus damning i samband med kolhantering. 1982Gun Lövblad, IVL, Göteborg
19 The Mineralogical Composition of Coal Ash. 1982Magnus Sandström, KTH, StockholmLeaching of Heavy Metals from Coal Waste in Laboratory Tests. 1982Hay Liem, KTH, Stockholm
20 Rening av ångkol med fysikaliska metoder före förbränning. 1982Roy Carlson, Statens Vattenfallsverk, Stockholm, Eric Forssberg, LuleåTekniska Högskola, Luleå, Lennart Ryk, VSB AB, Stockholm
21 Rening av kol före förbränning. 1982Eric Forssberg, Luleå Tekniska Högskola, Luleå
22 Bildning och begränsning av NO^ och POM vid koleldning. 1982Bo Ström, KTH, Stockholm
23 Markn.idsmässiga ocii ekonomiska syniianktc-r på återanvändning avkolaska i Sverige (utanför Purtlandcementområdet). 1982Nils Tiberg, Erik Ågren, Lars Harcusson, Merox, OxelösundMarknad för flygaska inom cement- och 'uetongtillverkning -En marknadsanalys. 1982Lars Arvidsson, Cementa AB, Stockholm
24 Aluminium. Hälso- och miljörisker. En litteraturöversikt. 1982Carl Gustaf Zlinder, KaroLinska Institutet, StockholmSylvia Bruscwitz, Stockholms Universitet
25 Upptagning i jordbruksgrödor av spårelement från kolaska. 1982Arne Andersson och Jan Persson, Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala.
26 Proveldning av kol i Hässelbyverket samt VerkninRsgradsprov i VästeråsKraftvärmeverk. 1932Frank Asplund, Scandiaconsult AB, Stockholm
27 Spårämnen i eldningsolja . 1982Gun Lövblad, IVL, Göteborg
28 Spårelementens vandring vid rökgasav-vavling. 1982Per-Olof Moberg, Mats Westermark, Scandiaconsult AB, StockholmBengt Noläng, Uppsala Universitet
29 Studium av DNA-synteshastigheten som mått på proraotorverkan avpartiklar från koleldat kraftverk. 1982Björn Anderstam, Dan Segerbäck och Lars Ehrenberg,Stockholms Universitet
30 Variationer i kolegenskaper. 1982Lennart Ryk, Swede Coal Development AB, Stockholm (teoretisk del)Margaretha Bengtsson, Studsvik Energiteknik AB, Nyköping (analysdel)
31 Korttidstester för mutagenicitet och carcinogenicitet. 1982Avd. för Toxikologisk Genetik, WallenbergLaboratoriet, Stockholm
32 Kväveoxider i svenska och norska tätorter. 1982Peringe Grennfelt, IVL, Göteborg
33 Litteraturstudie avseende utvinning av mineral ur kolaskor. 1982Stig Olofsson, MINPRO, Swedish Mineral Processes AB, Stråssa
34 Koleldning i småanläggningar. 1982Lars Wester, Bernt Gustafsson, AB Fjärrvärme, Trosa
35 Toxicitetsstudier av kvicksilver i Japan. 1982Tord Kjellström, University of Auckland, New Zealand
36 Stabilisering med slagg/flygaska. Laboratorieundersökning. 1982Torbjörn Carlsson och Anders Hellstedt, SSAB/Merox, Oxelösund
37 Flerbränsleanläggningar med kol. 1982Stefan MaLin, Leif Äström, EKONO OY, Helsingfors
38 Direkt kolförbränning. 1982Åke Enekull, Kjell Höglund, Lars-Eric Ågren, AB ASEA-ATOM, Västerås
39 NO formation from Different Coal Types in a Bench Scale Reactor underExcess Air and Staged Combustion Condition. 1982S L Chen, D W Pershing, M P Heap, Energy and Environmental Corporation,Irvine, California, USA
40 Mukociliär transport i lunga och näsa samt luftvägsmotstånd efterexponering för kvävedioxid. 1982Torsten Rehn, Magnus Svartengren, Klas Philipson och Per Camner,Statens Miljömedicinska Laboratorium samt Hygieniska Institutionenvid Karolinska Institutet, Stockholm
41 Kolanalyser. 1983Göran Blotnqvist, Studsvik Energiteknik, NykrSping
42 Kolpulvereldning i mindre eldstäder. 1983Per Levén, Stockholms Energiverk, Stockholm
43 Korrosion på markförlagda konstruktioner - påverkan av markförsurning.Bertil Sandberg, Korrosionsinstitutet, Stockholm
44 Försurningens inverkan på korrosionen i vattenledningar ;'v koppar. 1982Eva-Katrin Lindman, Einar Mattsson, Korrosionsinstitutet, Stockholm
1982
145 Arbetsmiljö vid kolanvändning för energiändamål i Sverige. 1982
Ulf Åberg, KTH, Stockholm
46 Kväveoxider i bakgrundsluft i Sverige. 1982Peringe Grennfelt, Institutet för Vatten- och Luftvårdsforskning, Göteborg
50
51
äger. 1983s, Göteborg
47 Självantändning av ångkol iBjörn Zetterlund, Salén Cor
48 Tekniska egenskaper hos . .. produkter från kolförbränning -En laboratoriestudie "9Ö3Björn Möller, Görar Nisson, Statens Geotekniska Institut, Linköping
49 Känsligheten för jndvattenförsurning i olika delar av landet.Huvudrapport.Gunnar Jacks .. Gert Knutsson, KTH, Stockholm
Spillvattei • i-ån koleldade anläggningar. 1983Karin Persson, ÅF Energikonsult, och Matz Nordin, Industrins Process-konsult AB, Stockholm
Övrig kolomvändling. Sammanställning sch bedömning av miljöeffekterav framtida kolomvandlingsprocesser. 1983Johan Tollin, Allmänna Ingenjörsbyrån AB, Stockholm
52 Långtidsmätning vid ett 240 MW kolpulvereldat kraftvärmeverk. 1983Bengt Ahling och Lars Lunden, IVL, Stockholm
53 Basic Pollutant Emissions and Their Statistics of Two Coal FiredBoilers. 1983Matti Jantunen, Ahti Itkonen, Heikki Lihtamo, Teija Savolainen,Kuopio Universitet, Finland
54 Interkalibrering av Ames Salmonella/Mikrosom test på rökgasprover. 1982Katarina Victorin och Ulf G Ahlborg, Statens Miljömedicinska Labora-torium, Stockholm
55 Defence Mechanisms Against Metal Toxicity and Their Potential Importancefor Risk Assessments with Particular Reference to the Importance ofVarious Binding Forms in Food Stuff. 1983Monica Nordberg, Umeå Universitet, M George Cherian, University ofWestern Ontario, Kanada, Tord Kjellström, University of Auckland,Nya Zeeland
56 Emission vid koleldning och oljeeldning. 1983Jan Bergström, Studsvik Energiteknik AB, Nyköping
57 Rening av rökgaser frän koleldade anläggningar. 1983Sven-Olov Ericson, Marina Skaar, Johan Tollin, AIB, Stockholm
58 Mätmetoder för svävande och nedfallande stoft. Beskrivning och ut-värdering. 1983Kent Andersson, Bo Johansson, Gun Lövblad, Bengt SLeen, IVL, Göteborg
59 Litteraturstudie rörande effekter av depositionen av spårelement påmark och växter intill koleldade anläggningar för energiproduktion. 1983«irne Andersson, SLU, Uppsala
60 Mutap,enicity in Emissions from Coal and Oil Fired Boilers as Detectedby the Salmonella/Microsome Assay. 1983Ingrid Alfheini och Mona Möller, Central Institutt for IndustriellForskning, Oslo, Norge
61
62
63
64
65
66
67
68
69
70
71
72
73
74
Mutagenicitet av rökgasemissioner från kol- och oljeförbränningsanlägg-ningar - Undersökningar på Drosophila och mammalieceller.. 1983Dag Jenssen och Jan Magnusson, Wallenberglaboratoriet, StockholmsUniversitet, Stockholm
Effects of Coal and Oil Fly Ash on Sister Chromatid Exchange (SCE) ina Macrophage Like Cell Line. 1983Ole Andersen, Odense Universitet, Odense, Danmark
Mutagena stoftutsläpp från en kolpulvereldad anläggning -Långtidsvariationer. 1983Katarina Victorin, Ulf G Ahlborg, Margareta Ståhlberg och Sirpa Honka-salo, Statens Miljömedicinska Laboratorium, Stockholm
Effects of Metal Compounds on Chromosome Length. 1983Ole Andersen, Odense Universitet, Danmark
Långtids carcinogenesstudie på syrisk guldhamster - En jämförelsemellan partikulära emissioner från ett koleldat kraftverk och ettoljeeldat kraftvärmeverk - En utvärdering av resultat upp till ochmed 75 veckor. 1983Sven-Åke Persson, Mats Ahlberg, Lars Berghem och Eva Könberg, FOA 4,Umeå, Frank Bergman och Gunnar F Nordberg, Umeå Universitet, Umeå
Provtagning av stoft med spädsondteknik i rökgaser från kol- och olje-eldning för senare användning vid biologiska tester. 1983Bengt Steen, IVL, GöteborgKarakterisering av rökgasaerosoler från ett kolkraftverk och ett olje-kraftvärmeverk insamlade för biologisk testning. 1983Mats Ahlberg och Ingrid Fängmark, FOA 4, Umeå
Retention, metabolism och organdistribution av benz(a)pyrenbelagd flyg-aska intratrachealt instillerad i hamster. 1983Mats Ahlberg, Sven-Åke Persson, Ingrid Fängmark, Roland Larsson, Britt-Marie Swahn, Lars Berghem, FOA 4, Umeå, och Anders Emmelin, UmeåUniversitet, Umeå
Deponering av avfall - Litteratursammanställning. 1983Jan-Erik Meijer, Scandiaconsult AB, Stockholm
LaboratorieundersöKningar av korrosiviteten hos kolaska. 1983Göran Camitz, Korrosionsinstitutet, Stockholm
Tekniska egenskaper hos avsvavlin^sprodukter vid kolförbränning. 1983Björn Möller, Statens Geotekniska Institut, LinköpingTekniska egenskaper hos avfalluproduktcr från förbränning av kol ivirvelbädd. 1983Göran Nilsson, Statens Geotekniska Institut, Linköping
Metaller i maternellt och fetalt blod - Undersökning av eventuellavariationer i placentas barriärfunktion. 1983Per Leffler och Stefan Nordström, Umeå Universitet, Umeå
Kostnader för kolanvändning och tillhörande miljösKydd. 1983Göran Lagerstedt och Karl-Axel Litzén, WP-System, Stockholm
Unders^gelse av äldre flyveaskedeponier ved Asnaesverket.Ole Hjelmar, VKI, Hörsholm, Danmark
Atmosfärkemisk plymmodell. 1983Christer Persson och Lennart Funkquist, SMHI, Norrköping
1983
75 Luftkvalitetsberäkning i tätorter vid eldning av kol, olja, torv ochved. 1983SMHI, KHM och SNV, sammanhållet av Conny Ryytty
76 Emissioner av kvicksilverföreningar med rökgaser. 1983Cyrril Brosset, IVL, Göteborg
1983Umeå
77 Epidemiologiska och klinisk/fysiologiska studier angående SC" .Leif Rosenhall, Nils Stiernberg, Anders Eklund, Regionsjukhuset,Lennart Nyström, Anders Emmelin och Lars-Helge Strömquist, UmeåUniversitet, Umeå
78 Systemeffekter av arsenik. 1983B Lagerkvist, H Linderholin, Umeå Universitet, S Blom, Regionsjukhuset,Umeå, P Thorulf, Företagshälsovården vid Boliden Metall AB, Skellefte-hamn, G Nordberg, Umeå Universitet, Umeå
79 Hälsoeffekter på grund av kvicksilveremission vid kolförbränning. 1983Maths Berlin, Lunds Universitet, Lund
80 Kvantifiering av risker för genotoxiska effekter av benso(a)pyren (BaP).(Prel. titel) 1983Jane Forsberg-Karlsson, Lars Ehrenberg, Siv Osterman-Galkar och SaidHussein, Wallenberglaboratoriet, Stockholms Universitet, Stockholm
81 Njurskador och kadmium. Riskberäkningar avseende njurskador till följdav kadiniumexponering. 1983Ingvar Holmberg, Temaplan AB, Göteborg
82 Radiobiologiska undersökningar av upptag i grödor. 1983Arne Andersson och Hans Lönsjö, Sveriges Lantbruksuniversitet, Uppsala
83 Reproduktionstoxikologiska effekter av luftföroreningar.Epidemiologiska studier. Litteraturöversikt. 1983Stefan Nordström och Bertil Forsberg, Umeå Universitet, Umeå
84 Litteraturstudie avseende läkning av restprodukter från koleldniru:. 19S3Hay Liem, Ulla Rydevik, KTH, och Per-Olov Moberg, Scandiaconsult AB,Stockholm
85 Heavy Metal and Arsenic Concentration of a Woodland Moss HylocomiumSplendens (HEDW) Br et Sch Growing Around a Coal Fired Power Plantin Coastal Southern Finland. 1983A Mäkinen, Helsingfors Universitet, Finland
86 Naturlig radioaktivitet i kol. 1983Sven-Olov Ericson, AIB, Stockholm
87 Luftföroreningars effekter på luftvägarna. 1983Per Camner, Lena Ewetz och Thomas Lindvall, Statens MiljömedicinskaLaboratorium, Stockholm
88 Hälsorisker vid exponering för koldamm i arbetsmiljö och omgivning. 1983Eva Svensson och Christer Hogstedt, Karolinska Sjukhuset, Stockholm
89 Avskiljning av kvicksilver i elektrofilter och genom rökgasavsvavling. 1983Jan Bergström, Studsvik Energiteknik AB, Nyköping
90 Arbetsmiljön kring hantering och transport av restprodukter fränkol eldningsan läggningar. 1983Stig Andréasson, Sven Brinck och Nils l.undqvist, VBB, Malmö
91 Laboratoriemetoder for kvalitetsbedömning av flygaska som bindemedel. 1983Sven-Erik Johansson, Cementa , SI i teUtländska normer rörande flyriska i cement. 1983Birger Warris, Cementa, Stockholm
92 Återanvändning av kolaska och avsvavlingsprodukter från mindre för-bränningsanläggningar. 1983Lars Tingne, HB Consult, Malmö, Erik Ågren, Merox AB, Oxelösund,Ivan Berg, ÅF Energikonsult AB, Malmö
93 Användning av restprodukter från kolkraftverk inom vägbyggnad.En sammanfattning. 1%3Peet Höbeda, VTI, Linköping
94 Miljörisker i samband med olje- och koltransporter till sjöss - Enjämförande studie. 1983Olle Linden, Eva Hallgren Larsson, Olle Westlind, IVL, Aneboda
95 Rening av kol med flotation. 1983Torsten Lindberg, Granges International Mining, Stockholm
96 Besvärsreaktioner och luft-'ägssymtom i närheten av koleldade anlägg-ningar. 1983Under redaktion av: Göran Pershagen, Ulla Lorich och Niklas Hammar,Statens Miljömedicinska Laboratorium, Stockholm
97 Annoyance and Respiratory Symptoms in the Vicinity of Coal FiredPlants. (Engelsk version av Teknisk Rapport 96) 1983Edited by Göran Pershagen, Ulla Lorich and Niklas Hammar, StatensMiljömedicinska Laboratorium, Stockholm
98 Bassinaske som fyldmateriale på törlagt planum.Bassinaske som fyldmateriale på vanddaekket område. 1983Jens Ludvig Sörensen och Pcul Larsen, DGI, Köpenhamn, Danmark
99 Befugtet aske som fyldmateriale på vanddaekket område.Befugtet aske som fyldmateriale på törlagt planum. 1983Jens Ludvig Sörensen och Poul Larsen, DGI, Köpenhamn, Danmark
100 Dag- och lakvattenavrinning från kollager. En genomgång av litteratur.1983Bertil Bellander, ÅF Energikonsult AB, Stockholm
101 Externt industribuller vid utomhushantering av kol för kraft- ochvärmeindustrin. 198 jGöran Westerberg, IFM Akustikbyrån AB, Stockholm
102 Jämförelse av emissionernas inverkan på den atmosfäriska korrosionenvid eldning med kol resp. olja. 1983Lennart Dahl och Vladimir Kucera, Korrosionsinstitutet, Stockholm
103 Bärförmåga och sättningar i flygaskafyllningar beräknade utifrånpressometer- och spetstrycksonderingsresultat. 1983Elvin Ottosson och Björn Möller, Statens Geotekniska Institut, Linköping
104 Studier vid utländska deponier för kolavfall. 1983Jan-Erik Meijer, Scandiaconsult AB, Stockholm
105 Studier av utlaknings- och vittringsprocesser av kolaskor. 1983Hay Liem, Magnus Sandström, Tom Wall in, Anders Carne, Ulla Rydevik,KTH, och Per Olov Moberg, Scandiaconsult AB, Stockholm
106 Emissionspåvorkande driftstörningar. Frekvens - Varaktighet - Nivå. 1983Frank Asplund, Scandiaconsult AB, Stockholm, Jan Bergström StudsvikEnergiteknik AB, Nyköping, Kjell Eriksson, Industrins Processkonsult AB,Stockholm
107 Behov av kalk och andra råvaror vid rökgasrening. 1983Mats Andersson, AIB, Stockholm
