2 Forekomst og bruk av radioaktivt materiale

2.1 En introduksjon til radioaktivitet

Kjernen i et atom består av nøytroner (nøytrale kjernepartikler) og protoner (positive kjernepartikler). Radioaktivitet oppstår ved at kjernen i et atom er ustabil fordi den inneholder for få eller for mange nøytroner i forhold til protoner. For å gjenvinne stabilitet vil disse “radionuklidene” spontant sende ut stråling i form av alfapartikler (kjernen i heliumatomer), betapartikler (elektroner), gammastråler (elektromagnetisk stråling) eller nøytroner. Resultatet er at ustabile atomkjerner omdanner seg til stabile atomkjerner, noen ganger via flere trinn. Denne omdannelsesprosessen, som fører til en rekke ”datterprodukter”, kalles radioaktivitet. For eksempel produseres blant annet følgende radioaktive datterprodukter fra naturlig uran (uran-238) før en når det endelige stabile grunnstoffet bly: uran-234, thorium-230, radium-226, bly-210 og polonium-210 1.

Måten radionuklider omdannes på er nøyaktig kjent. Et viktig begrep for å beskrive denne prosessen er “halveringstid”. Halveringstid er den tiden det tar for at halvparten av atomene til en radionuklide er blitt omdannet fra sin opprinnelige form til andre nuklider.

Halveringstiden er en sentral parameter for å si hvor raskt strålingen fra det radioaktive stoffet vil avta. For enhver radionuklide er aktivitet (strålingsnivå) og halveringstid omvendt proporsjonale. Dette vil si at jo mer strålingsintense stoffene er, jo kortere halveringstid har de, og jo raskere taper de sin radioaktivitet. Noen radionuklider har halveringstider på flere millioner av år. Disse har lite intens stråling, men er langlivete.

Gammastråling og emisjon av alfa- og betapartikler frigjør energi som kan forårsake at atomer kan ioniseres. Gamma- og betastråling gjør dette ved at de slår ut elektroner fra atomene mens alfastråling, nøytroner og andre tunge partikler slår ut hele kjerner fra atomet, eller slår kjernen i stykker. Ioniserende stråling kan derfor endre molekyler i celler og påvirke det genetiske materialet i levende organismer. Skadeligheten vil blant annet være avhengig av type stråling (f.eks. alfa- eller betapartikler) og mengde energi som frigjøres.

Alfapartikler kan bare trenge igjennom noen få centimeter med luft og bare noen mikrometer med vann, og de stoppes av for eksempel et ark med papir. Siden de mister all energien på en veldig kort distanse, er alfapartikkelstråling stort sett ufarlig. Situasjonen er imidlertid mer alvorlig hvis det radioaktive stoffet kommer inn i kroppen. Da kan alfapartikkelstråling avsette store stråledoser i det cellelaget som ligger helt inntil den radioaktive partikkelen, for eksempel i lungene ved innånding av det radioaktive stoffet, eller i fordøyelsessystemet ved svelging. Celler som ligger bare noen få cellediametre fra partikkelen får derimot ingen stråling.

Betapartikler har større gjennomtrengningsevne enn alfapartiklene, selv om også de kan stoppes av noen få millimeter med plast eller metall. I likhet med alfapartikler kan de avsette store stråledoser i enkeltceller hvis materialet kommer inn i kroppen.

Felles for alfa- og betastråling er altså at stråledosene kan bli ekstremt høye i enkelte celler i kroppen mens de er null i de fleste andre celler.

Gammastråling (elektromagnetisk stråling) gir en helt annen dosefordeling. Denne strålingen har lang rekkevidde og kan avsette energi i alt vev i kroppen selv uten at det radioaktive stoffet er blitt tatt opp. Denne strålingen virker derfor på et mye større antall celler enn alfa- og betastråling. Stråledosene til den enkelte celle kan oftest bli mindre enn ved alfa- og betastråling, men dette kan bety at cellene som overlever bestrålingen kan få skader på sitt genetiske materiale, noe som kan gi opphav til ukontrollert cellevekst og kreft. Eksponeringen for gammastråling svekkes med avstanden fra strålekilden, og effekten kan dessuten reduseres ved skjerming med materialer som for eksempel bly, betong eller vann. På grunn av den lange rekkevidden til den elektromagnetiske strålingen (gamma- og røntgenstråling) er det for det meste denne som brukes i kreftbehandling.

Også nøytroner kan trenge dypt inn i materialer, noe som resulterer i gjentatte kollisjoner med atomkjerner i det materialet de passerer gjennom. Hver kollisjon frigjør energi samtidig som nøytronene saktner farten, og til slutt absorberes i en atomkjerne. Denne prosessen kan forårsake skade på vevsceller i levende organismer. Nøytronstråling kan også forårsake forandringer i andre materialer som kan få endrede egenskaper slik som styrke, seighet eller ledningsevne. Absorbsjon (opptak) av nøytroner kan også forårsake fisjon (spalting av tunge atomkjerner). Dette er diskutert i mer detalj i kapittel 2.4.

2.2 Bakgrunnsstråling i Norge

Stråling er en del av vårt naturlige miljø, og vi er utsatt for stråling både fra våre omgivelser og innvendig fra stoffer vi har i kroppen. Naturlig radioaktivitet finnes i atmosfæren, luft, vann, jord og vegetasjon, og i antropogene (menneskelagde) produkter vi omgir oss med eller får inn i kroppen gjennom mat eller på annet vis. I Norge vil folk flest motta mye høyere doser fra naturlig bakgrunnsstråling enn det de noen gang vil få fra antropogene kilder.

Atmosfæren mottar en kontinuerlig strøm av partikler fra verdensrommet. Denne strømmen er størst ved polene hvor partiklene trenger dypere ned i atmosfæren på grunn av fordelingen av jordens magnetfelt. På Norges breddegrader er variasjonen i den kosmiske strålingen moderat og man kan i praksis regne den som geografisk konstant over hele landet. Intensiteten av kosmisk stråling øker imidlertid også med høyden over havet, slik at intensiteten ved ca. 1.600 m høyde er det dobbelte av det ved havnivået hvor årsdose for kosmisk stråling er 0,35 mSv. Ved en vanlig flyhøyde mellom 8.500 og 10.000 m er strålenivået minst 40 ganger høyere enn ved havnivået og nøytronstrålingen er enda høyere. Flypersonale som oppholder seg i mange timer per år i stor høyde blir derfor eksponert i yrkessammenheng.

Naturlig radioaktivitet i luften kommer både fra svevende partikler som inneholder radioaktive elementer, og fra radongass. I Norge kommer eksponering ved å puste inn luften hovedsakelig fra radongass, mens f. eks. gruve- og tunnelarbeidere kan være utsatt for en enda større eksponering fra støv som kan inneholde radioaktive partikler. Radon dannes i jorden fra uran og radium. Mennesket får ikke mye stråling direkte fra gassen, men når radon brytes ned, går gassen over til faste stoffer som kan feste seg i lungene. Det er særlig "radondøtrene" polonium-218 og polonium-214 som gir størst dose i lungene, fordi dette er metaller som sender ut alfapartikler med relativt høy energi.

Radonkonsentrasjonene i luften varierer mye mellom forskjellige områder i Norge, noe som i stor grad henger sammen med både geologiske forhold og værforhold. Eksempelvis avhenger strålingsnivåene av mengden uran, porøsiteten av jordbunnen og innhold av bergarter hvor radon dannes og frigjøres til luften. Temperatur og lufttrykk er også av betydning for de lokale radonkonsentrasjonene i luften. Når jorden oppvarmes øker porøsiteten og dermed frigjøring av mer radongass. Videre kan lavt lufttrykk "suge ut" mer radon fra jordbunnen.

I landsdeler med bergarter med høyt uraninnhold, som f.eks. alunskifer og enkelte typer granitt, finner man de høyeste radonkonsentrasjonene i luften. Som et eksempel på at det kan være store lokale variasjoner av uraninnholdet i bergartene viser figur 2.2 målt urankonsentrasjon i Larviksområdet.

Byggematerialer, for eksempel pukk i betong som inneholder uran, er ofte årsak til høye radonkonsentrasjoner i luften innendørs i norske boliger og bygg, ikke minst fordi klimaet i Norge gjør at tilførselen av friskluft i bygningene ofte er dårlig. I gruver og andre bergrom (blant annet kraftstasjoner og militære anlegg) kan det være nokså høye radonkonsentrasjoner, noe som gir høye stråledoser til de som arbeider på slike steder. Radon gir gjennomsnittlig en årsdose på ca. 2 til 3 mSv og representerer dermed klart den viktigste strålekilden i Norge sammenlignet med alle andre naturlige og kunstige kilder.

Den naturlige radioaktiviteten i overflatevann er forholdsvis lav på grunn av den lave løseligheten for de naturlige radioaktive komponenter som uran, thorium og radon. Derimot kan lokale geologiske forhold bidra til høye radonkonsentrasjoner i grunnvannskilder, men radongassen kan lett sive ut når vannet kommer til overflaten og/eller oppvarmes. Vann har dessuten en skjermende effekt mot stråling, særlig for alfa- og betapartikler. Dette betyr at radioaktiviteten i vann er vesentlig mindre enn i jord og stein, og dette innebærer at en får mye mindre stråling på vann enn på land. I enkelte strøk kan man imidlertid få relativt store doser ioniserende stråling ved å dusje fordi radon lett frigjøres fra vannet.

Den naturlige bakgrunnsstrålingen fra berggrunnen kommer hovedsakelig i form av gammastråling, og dette gir en midlere årsdose i Norge på 0,55 mSv. I enkelte deler av landet kan gammastrålingen bli mye høyere enn gjennomsnittet, for eksempel når bergartene inneholder større konsentrasjoner av elementene i uran-radium-serien og thorium-serien, og fra kalium-40 (K-40). Tabell 2.1 viser en oversikt over konsentrasjonen av radium-226 (Ra-226), thorium-232 (Th-232) og kalium-40 (K-40) i ulike bergarter i Norge.

Tabellen viser at enkelte typer alunskifer kan ha konsentrasjoner av Ra-226 som gir opptil 4500 Bq/kg. Dette ligger mer enn 100 ganger over gjennomsnittet for de mest vanlige norske bergartene. Konsentrasjonen av Th-232 kan også variere betydelig fra bergart til bergart. For eksempel ved enkelte steder i Fenfeltet i Telemark kan thorium stå for mer enn 90% av den eksterne stråledosen (kosmisk stråling ikke medregnet), og dette dosebidraget kan dermed bli 20 ganger høyere enn landsgjennomsnittet. Kalium finnes overalt, – i jord, vegetasjon, dyr og mennesker. Kalium utgjør 2,4 vektprosent av alle stoffer (det er blant annet mye kalium i leire), men bare 0,0118% av dette kaliumet er radioaktivt. Tabell 2.1 viser at berggrunnsvariasjonene av K-40 er mindre enn for radium og thorium. Når det gjelder den eksterne gammadosen, bidrar K-40 med ca. 40%, Th-232 med 40% og Ra-226 med ca. 20% i gjennomsnittsstrålingen.

Strålingen fra de radioaktive stoffene vi har i oss selv stammer først og fremst fra radioaktivt kalium i musklene. I tillegg får vi i oss uran og dets datterprodukter, som hovedsakelig avleires i knokkelvev, og polonium gjennom maten vi spiser eller tobakk vi røker. Den indre strålingen er stort sett lik for all mennesker, siden kaliuminnholdet i stor grad er det samme. Det er beregnet at den midlere effektive dosen fra naturlig radioaktivitet i maten er på ca. 0,37 mSv per år.

I Norge mottar det enkelte menneske i gjennomsnitt en årsdose fra samtlige kilder til naturlig bakgrunnsstråling på ca. 3 mSv om året, fordelt som følger:

• Kosmisk stråling 0,35 mSv

• Stråling i kroppen 0,37 mSv

• gammastråling fra jorden 0,55 mSv

• Radon 2 - 3 mSv

Bakgrunnen for at det her gis en oversikt over naturlig stråling er for å forklare at vi alle lever i et "radioaktivt miljø", og for å vise hvilke nivåer av naturlig stråling som mennesker nok er tilpasset å leve i.

2.3 Effekter av ioniserende stråling og giftige isotoper

Ioniserende stråling

Folk flest har en sterk oppfattelse av at stråling kan gi skadelige effekter og kan forårsake sykdom og død. Dette er utvilsomt også riktig så lenge det er snakk om store stråledoser, dvs. stråling langt ut over det som vi påvirkes av i naturen (se kapittel 2.2). Mer enn 100 års bruk av stråling i kreftbehandling har gitt oss omfattende kunnskaper om hvilke skader store stråledoser kan gi. Dersom de store stråledosene som brukes i kreftbehandling gis på feil måte kan pasienten oppleve sår som ikke vil gro, lammelser og i verste fall død. Kontrollen med bruk av store stråledoser er derfor ekstremt nøye.

De potensielle virkningene av små stråledoser på mennesker og andre levende skapninger, for eksempel av den størrelsesorden vi påtreffer i naturen, er derimot et meget omdiskutert tema. Når stråling kommer inn i menneskers vevsceller skjer det en ionisering av enkelte molekyler i cellene. Slik ionisering skjer imidlertid spontant hele tiden også av mange andre årsaker enn stråling, og blir vanligvis tatt hånd om av naturlige beskyttelsesmekanismer i cellene. Den strålingen som treffer oss fra naturlig bakgrunnsstråling representerer en ubetydelig mengde av ionisering i forhold til alle andre slike molekylære prosesser i vevet, og den representerer neppe noen økt risiko for negative helseeffekter. Dette er imidlertid vanskelig å måle med sikkerhet fordi man aldri kan bli kvitt den naturlige bakgrunnsstrålingen. Det er derfor svært omdiskutert hvorvidt slike veldig lave stråledoser som det vi alle får fra naturen hele tiden har noen som helst effekt på oss. Faktisk går debatten på om en slik effekt i virkeligheten er positiv eller negativ. Dette temaet er drøftet videre i Vedlegg 4 i denne rapporten.

Ioniserende stråling brukt i medisinsk diagnostikk og behandling

I medisinsk diagnostikk brukes ioniserende stråling produsert av radioaktive kilder såvel som av maskiner som akselererer ladede partikler for å lage røntgenstråling (røntgenapparater eller akseleratorer). Røntgenstråling har nå i nærmere 100 år tilhørt medisinens aller viktigste diagnostiske hjelpemidler hvor gjennomlysning av vev og avbildning har vært mest sentralt. Det injiseres radioaktive isotoper i pasienters blodbane, som er målsøkende mot spesielle organer eller celler i kroppen. Gammastrålingen fra disse isotopene kan så måles for å gi enten et bilde av de organene som stoffene har bundet seg til eller for å måle størrelse eller mengde av vev i dette området. Ved å bruke isotoper med meget kort halveringstid oppnår man at stoffene gir fra seg all sin stråling i løpet av meget kort tid slik at den samlede stråledosen pasienten mottar er begrenset i tid.

Stråling representerer også en meget viktig virkemiddel i medisinsk behandling, først og fremst mot kreft, men også mot mindre alvorlige sykdommer. Stråleterapi gis nesten alltid mot avgrensede områder i kroppen. Dette er helt nødvendig fordi de stråledosene som er nødvendige i terapeutisk bruk er så store at de ville ha gitt uakseptable bivirkninger dersom de var blitt gitt mot hele kroppen. Også ved stråleterapi brukes det både radioaktive isotoper og akseleratorer.

Felles for både diagnostikk og terapi er at de isotopene som er mest velegnet, og som derfor brukes i dag, stort sett ikke er naturlig forekommende. Det er altså for det meste kunstig fremstilte isotoper som er velegnet for slik bruk. Dette har sammenheng med at man gjerne ønsker å bruke isotoper med kort halveringstid for å unngå eventuelle langtidsvirkninger. De naturlig forekommende isotopene som kan utvinnes er selvsagt de med meget lang halveringstid (de med kort halveringstid har forlengst gitt fra seg sin stråling ). Medisinsk diagnostikk og behandling er i dag derfor helt avhengig av reaktorer som kan produsere de radioaktive isotopene de trenger for sin virksomhet. Det er dessuten, spesielt for radioaktive stoffer med meget kort halveringstid, viktig at reaktoren ikke ligger i en slik avstand fra sykehusene at radioaktiviteten blir borte i løpet av den tiden det tar å frakte materialet til sykehuset.

Giftighet av radioaktive isotoper og tungmetaller

Det har lenge vært et fokus på den direkte strålingen fra kjernekraftproduksjon og radioaktivt avfall. Men den største faren knyttet til deponering av avfallet er egentlig tilførsel av forurensning til grunnvannet og senere akkumulering i biosfæren. Den potensielle kjemiske giftigheten er da like så viktig å ta hensyn til som den potensielle strålefaren.

Mange radioaktive stoffer har liten eller ingen kjemisk giftighet. Dette gjelder for eksempel kalium, som er helt nødvendig for kroppens funksjoner, men som samtidig gir oss mer enn tiendeparten av den bakgrunnsstrålingen vi mottar. Årsaken til dette er, som nevnt i kapittel 2.2, at en liten andel av naturlig forekommende kalium består av den radioaktive isotopen K-40. Kroppen må nødvendigvis inneholde store mengder kalium og derfor også ha en viss mengde K-40 som gir oss et vesentlig strålebidrag. Men kjemisk giftighet kan man ikke snakke om i denne sammenheng.

De radioaktive stoffene som har en kjemisk giftighet er gjerne tungmetallene. Men den kjemiske giftigheten har egentlig ingenting med selve radioaktiviteten å gjøre. Både radioaktive tungmetaller, som uran eller plutonium, og ikke-radioaktive tungmetaller, som kvikksølv eller bly, regnes som giftige. For de radioaktive tungmetallene kommer den kjemiske giftigheten i tillegg til virkningen av strålingen som stoffene gir fra seg.

Problemet med tungmetaller er at de har en tendens til å akkumuleres i næringskjeden og gi økt konsentrasjon, og dermed størst effekter på høyere organismer. Oppkonsentrasjonen øker effekten både av den kjemiske giftigheten og av strålebelastningen.

Vi kan frykte at det er en forskjell i giftighet av de naturlig forekommende og de menneskeskapte grunnstoffene uten at dette er generelt vist. Uran og thorium er for eksempel to naturlig forekommende radioaktive tungmetaller som anses som giftige elementer. Siden de finnes naturlig kan man ikke fri seg fra kontakt med dem og man kan heller ikke unngå å få dem inn i kroppen. Så mye som 2 milliondeler av jordoverflaten er uran, noe som tilsvarer at det finnes i snitt flere kg uran per mål plenjord i hagen til folk. Mengden av disse stoffene i kroppen er likevel så liten under normale omstendigheter at det neppe gir skadelige effekter. Dessuten har de alltid vært til stede i naturen, på samme måte som stein og jord, slik at våre livsprosesser trolig er tilpasset et normalnivå av disse stoffene. Oppkonsentrasjon av uran og thorium i kroppen ut over det som er vanlig regner vi likevel med kan være farlig.

Det radioaktive tungmetallet som har vært viet størst oppmerksomhet fra et giftsynspunkt, er plutonium (som forekommer som flere isotoper). Det er flere grunner til dette. For det første er dette stoffet stort sett menneskeskapt gjennom kjernereaktorprosesser. Plutonium foreligger nærmest ikke naturlig. Dermed har evolusjonen stort sett skjedd i fravær av plutonium. Det er derfor grunn til å tro at vi ikke har utviklet forsvarssystemer mot dette stoffet. Dessuten har plutonium den egenskap at det kan kan hope seg opp i bein og i lever. Det er anslått at stoffet har biologiske halveringstider på henholdsvis 70 og 35 år i disse to organene. Dermed får plutonium lang tid til å påvirke cellene omkring seg både via kjemisk giftighet og via alfastråling. Det er derfor grunn til å frykte langtidsvirkninger, for eksempel i form av kreft.

Måten plutonium kommer inn i bein og lever på er hovedsakelig igjennom luften vi puster. Plutonium i mat eller vann som vi spiser eller drikker har mindre betydning fordi opptaket fra tarmen er så lavt som ca 0,03 promille av det som kommer inn. Til sammenligning vil i størrelsesorden 5 % av plutoniumpartikler vi puster inn kunne nå frem til bein eller lever.

2.4 Reaktorbrensel i et livsløpsperspektiv

Uran er et grunnstoff som finnes i naturen og som består av flere isotoper. Av disse er 99,27% uran-238, 0,72% er uran-235 og 0,0054% er uran-234. Det er uran-235 som kan fisjonere i en reaktor, det vil si gjennomgå en kjernefysisk spalting med tilhørende avgiving av energi. Veien fra uran i naturen til produksjon av energi i en reaktor er imidlertid lang. For å få en oversikt over kildene til radioaktivt avfall i forbindelse med produksjon av kjernefysisk energi kan det være hensiktsmessig å se på reaktorbrensel i et ”livsløpsperspektiv”, det vil si beskrive den totale prosessen fra utvinning av uran til endelig avfallshåndtering. Hovedprosessene i en slik livsløpsanalyse av reaktorbrensel er vist i figur 2.3. Det bør bemerkes at brenselsyklusen gir opphav til store mengder lavaktivt og mellomaktivt avfall som ikke er vist direkte i denne figuren.

Første steg i brenselsyklusen er utvinning og knusing av uranmalmen, for deretter å produsere urankonsentrat. Denne prosessen gir opphav til store mengder lavaktivt avfall som transporteres til åpne spesialdeponier i nærheten av gruvene. Etter prosessering av uranmalmen blir uranet vanligvis anriket for å gi en høyere og mer optimal konsentrasjon av det fissile uran-235. I kraftproduserende reaktorer er uran typisk anriket til ca. 4% uran-235. Det utarmede uranet som er et biprodukt fra denne prosessen, blir vanligvis lagret for mulig fremtidig bruk. Det har noen begrensede bruksområder som for eksempel til skjerming av stråling fra annet radioaktivt materiale og som ballastmateriale i spesielle anvendelser.

Den anrikede fraksjonen av uran brukes i produksjon av brenselspinner. Urandioksid (UO₂) blir presset sammen til sylindre som sintres, det vil si at de varmes opp til høy temperatur slik at de får en keramisk struktur. Sylindrene pakkes deretter i metallrør som tettsveises. Brenselspinner monteres sammen til brenselselementer som brukes i reaktorene. Dette er vist i figur 2.4.

Under nøytronbestrålingen i kjernekraftreaktoren deler uran-235 seg i to mindre kjerner, samtidig som ytterligere nøytroner avgis. Denne delingen av en atomkjerne kalles fisjon. De to restkjernene, fisjonsproduktene, er alltid radioaktive. Da de begge er positivt ladet frastøter de hverandre, og under den påfølgende oppbremsingen og gjennom gjentatte kollisjoner med andre atomkjerner oppstår det varme. Brenselspinnen blir da varm, og det er denne varmen som til slutt brukes til å produsere elektrisitet. Det er flere konkurrerende reaksjoner i tilknytning til fisjonen, og det produseres en rekke tyngre, radioaktive kjerner, som plutonium (Pu) og neptunium (Np). Brenselsladningen i kjernekraftreaktoren har en begrenset levetid på grunn av materialnedbrytning, forbruk av fissilt materiale og opphoping av nøytronabsorberende fisjonsprodukter. En forenklet illustrasjon av sammensetningen til reaktorbrenselet etter en full fisjonssyklus i kjernekraftreaktoren er vist i figur 2.5.

Rett etter at brenselet er tatt ut av reaktoren har det fortsatt en svært høy varmeutvikling, og det avgir svært sterk stråling. Det er derfor helt nødvendig å avkjøle brenselet en periode på selve anlegget i nærheten av reaktoren før det eventuelt kan transporteres til et sentralt lager. Deretter er det to muligheter for videre håndtering av brenselet. I den lukkede syklusen blir brenselet "reprosessert". Dette vil si at en ved hjelp av kjemiske prosesser skiller ut spaltbart uran og plutonium fra det brukte brenselet for så på nytt å bruke dette til reaktorbrensel. Restproduktet fra denne prosessen er et høyaktivt, væskeformig avfall som ofte blir stabilisert og bundet som fast stoff ved oppslutning i silicatsmelte (vitrifisering). Reprosessering av brukt kjernebrensel i industriell skala foregår blant annet i Sellafield i England og La Hague i Frankrike. Av de landene som har valgt denne løsningen for viderebehandling av det brukte brenselet finner vi blant annet Belgia, Nederland, Japan, Frankrike, UK, og Russland. De fleste land har valgt den åpne syklusen der det tas sikte på å viderebehandle det brukte brenselet for deretter å sende det til lagring eller endelig deponering. Mange av landene som har valgt denne strategien holder imidlertid fortsatt mulighetene åpne for å kunne velge reprosessering av brenselet i fremtiden. Ingen land har enda satt i drift et endelig deponi for brukt kjernebrensel.

Det brukte reaktorbrenselet i den åpne syklusen og det vitrifiserte avfallet fra reprosessering i den lukkede syklusen klassifiseres begge som ”høyaktivt avfall”. Dette avfallet avgir varme og krever både skjerming og kjøling. I Norge er det hovedsakelig det brukte brenselet, som i dag lagres ved reaktorene på Kjeller og i Halden, som faller inn under begrepet ”høyaktivt avfall”. For Norge er det for tiden uaktuelt å sende dette avfallet til reprosessering, og den lukkede kjernekraftsyklusen vil derfor ikke diskuteres videre i denne rapporten.

Her i landet har det lenge vært sterk motstand mot reprosessering på grunn av utslippene til Irskesjøen fra reprosesseringsanlegget Sellafield i Nord-England. Radioaktive stoffer transporteres med havstrømmene inn i andre områder som Nordsjøen, og bidrar til en økning i nivået av radioaktivitet i havet. Norske myndigheter har derfor lenge vært opptatt av å få redusert utslippene av radioaktiv forurensning fra Sellafield og andre europeiske reprosesseringsanlegg. I St.meld.nr. 24 (2000-2001) Regjeringens miljøvernpolitikk og rikets miljøtilstand, heter det at ”Regjeringen vil være en pådriver i arbeidet med å hindre radioaktiv forurensning av det marine miljø”, og videre at ”Norge skal arbeide for at utslippene av radioaktive stoffer fra reprosesseringsanlegg i våre nærområder reduseres betydelig”. Det heter også at: ”Norge vil i OSPAR også arbeide for at brukt kjernebrensel på sikt lagres direkte i stedet for å reprosesseres. Dette vil redusere de samlede utslippene fra europeisk atomkraftproduksjon betydelig”. En reprosessering av det norske brukte reaktorbrenselet i utlandet vil derfor ikke være i samsvar med norske holdninger og posisjoner i det internasjonale arbeidet med å få redusert de radioaktive utslippene fra reprosesseringsanlegg og andre kilder til radioaktiv forurensning i Norges nærområder (Bjerke, 2001).

2.5 Brukt reaktorbrensel

De radioaktive stoffene i brukt reaktorbrensel kan deles inn i to hovedgrupper: spaltningsprodukter og transuraner (NOU, 1978). Spaltningsproduktene er radioaktive eller stabile isotoper av naturlig forekommende grunnstoffer, med de samme kjemiske egenskaper som disse. De fleste spaltningsproduktene er faste stoffer, men de kan også opptre i form av gasser som xenon og krypton, eller lett flyktig som jod. Transuraner er grunnstoffer med atomnummer høyere enn uranets 92. Ofte brukes også betegnelsen "aktinider" for de tunge elementene uran og transuraner i brenselet. Transuranene betraktes som ”kunstige” grunnstoffer, men også små mengder plutonium og neptunium, som tilhører denne gruppen, finnes i naturlige uranmalmer. Transuranene danner meget tungt oppløselige forbindelser og bindes lett i jordsmonn og bergarter. De opptas i liten grad av planter, dyr og mennesker.

Alle radioaktive nuklider brytes ned med ulike halveringstider, og dette medfører at deres totale aktivitet avtar med tiden. Under lagring forsvinner derfor de kortlivete nuklidene først. Etter nedbrytningen av de kortlivete spaltningsproduktene (med halveringstider på noen få år) kan de gjenværende radioaktive stoffer grovinndeles i henhold til radionuklide-type og levetid på følgende måte (NOU, 1978):

• Spaltningsprodukter med midlere levetid:Disse er i første rekke strontium-90 og cesium-137, med halveringstider omkring 30 år, samt deres datterprodukter.

• Langlivede spaltningsprodukter:Fra et risikosynspunkt regnes primært technetium-99, jod-129, samt cesium-135 som de viktigste av disse nuklidene med halveringstider fra ca 200.000 til ca 2 millioner år.

• Transuraner (tunge nuklider, aktinider): De viktigste transuranene med lang levetid (noen hundrede tusen til flere millioner av år) som dannes i noen mengde er neptunium-237, plutonium-239 og -240, americium-241 og -243 samt nedbrytningproduktene radium-226 og thorium-229.

• Øvrige nuklider:Hit hører blant annet hydrogen-3 (tritium) og karbon-14. Karbon-14 dannes i første rekke ved forurensninger i brensel og kapsling.

Tabell 2.2 gir eksempler på mengder radioaktive stoffer i hver av de ovennevnte kategoriene i ett tonn opprinnelig uran, 40 år etter at det er tatt ut av en kommersiell kraftproduserende reaktor (SKB, 1997).

Aktiviteten til de forskjellige radionuklidene vil forandres i forhold til de enkeltes elementenes nedbrytningsforløp. Dette er vist i tabell 2.3 og i figur 2.6.

Nedbrytningsforløpet for nuklidene viser at spaltningsproduktene med midlere levetid, det vil si strontium-90 og cesium-137, dominerer kraftig i noen hundre år, hvoretter totalaktiviteten bestemmes av de tunge nuklidene. Etter omtrent 150 år begynner americium-241 å dominerer totalaktiviteten for senere å bli avløst av plutonium-240. Etter 100.000 år er bildet mer komplekst, og de radioaktive isotopene som også finnes naturlig (radium-226 og thorium-229) samt langlivete spaltningsprodukter (jod-129 og technetium-99) blir etterhvert dominerende. Totalaktiviteten avtar imidlertid hele tiden. Selv om aktiviteten fra en isotop som jod-129 er svært lav, vies denne isotopen betydelig oppmerksomhet i forbindelse med deponering av høyaktivt avfall. Dette er fordi jod-129 er ett av de stoffene som hindres minst av geologiske barrierer, og som lettest opptas via næringskjeden. Aktiviteten av technetium-99 er riktignok større enn for jod-129, men den biologiske betydningen er vesentlig mindre.

Det kan fastslås at det ved planleggingen av et endelig deponi for bestrålt brensel må tas hensyn til at radioaktiviteten i brenselet vil bestå i en periode på mer enn 100.000 år. I et slikt tidsperspektiv er det svært vanskelig å vite hva slags klimatiske eller geologiske endringer som kan skje på jorden. Jorden kan eksempelvis bli utsatt for én eller flere istider.