Deutsch (31.0 MB) - Nagra

nagra

Deutsch (31.0 MB) - Nagra

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111

Nationale Genossenschaft für

die lagerung radioaktiver Abfälle

TECHNISCHER

BERICHT 94-06

Endlager für schwach- und

mittelaktive Abfälle (Endlager SMA)

Bericht zur Langzeitsicherheit

des Endlagers SMA

am Standort Wellenberg

(Gemeinde Wolfenschiessen, NW)

Juni 1994

Hardstrasse 73 CH-5l,.30 Wettingen Telefon 056-371111


Dieser Bericht wurde unter der Projektleitung von Dr. P. Zuidema (Nagra) erarbeitet mit Beiträgen von

Dr. M. Hugi, Dr. P. Gribi, Dr. M. Niemeyer, Dr. G. ReseIe, Dr. U. Schröder und Dr. D. Suter (Colenco

Power Consulting AG, Baden) sowie Dr. J. Pöttinger und Dr. F. van Dorp (Nagra).

"Copyright (c) by NAGRA, Wettingen (Schweiz). / Alle Rechte vorbehalten.

Das Werk einschliesslich aller seiner Teile ist urheberrechtlich geschützt. Jede Verwertung ausserhalb der

engen Grenzen des Urheberrechtsgesetzes ist ohne die Zustimmung der Nagra unzulässig und strafbar.

Das gilt insbesondere für Übersetzungen, Einspeicherungen und Verarbeitung in elektronischen Systemen

und Programmen, für Mikroverfilmungen, Vervielfältigungen usw."


- i - NAGRA NTB 94-06

ZUSAMMENFASSUNG

Der vorliegende Bericht wurde als Teil der Dokumentation zum Gesuch um die

Rahmenbewilligung für das Endlager für schwach- und mittel aktive Abfälle am

Standort Wellenberg, Gemeinde Wolfenschiessen (Kanton Nidwalden), verfasst.

Der Bericht hat zum Ziel, die durchgeführten Überlegungen und Berechnungen

zur sicherheitstechnischen Eignung vom Wellenberg als Standort für das Endlager

SMA zu dokumentieren.

Das Vorgehen bei der durchgeführten Sicherheitsanalyse ist konservativ, denn es

schöpft das Sicherheitspotential des Standortes nicht vollständig aus. Überdies

werden bei Ungewissheiten pessimistische Annahmen getroffen.

Die Resultate der Sicherheitsanalysen zeigen eine genügend grosse Sicherheit.

Für den Referenzfall, der auf realistisch-konservativen Annahmen basiert,

ergeben sich Strahlendosen, die deutlich unterhalb dem behördlichen Schutzziel

von 0.1 mSv / a liegen. Auch für die alternativen Modellannahmen und für die

alternativen Szenarien sowie für die umfangreichen Parametervariationen

ergeben sich Strahlendosen, die unterhalb des Schutzziels liegen. Die Sicherheitsreserven

sind jedoch für gewisse Rechenfälle kleiner.

Die Resultate der Sicherheitsanalyse führen zum Schluss, dass der gewählte

Standort Wellenberg für die Einreichung des Rahmenbewilligungsgesuchs und

die Durchführung der weiteren Arbeiten im Hinblick auf die Realisierung des

Endlagers SMA geeignet ist.


NAGRA NTB 94-06 - 11 -

ABSTRACT

This report was prepared as part of the documentation of the application for a

general license for the proposed repository for low- and intermediate-level

wastes at the Wellenberg site. The aim of the report is to document the deliberations

and calculations performed for the safety assessment of the repository.

A conservative approach is adopted in the safety assessment, in that not all of

those features of the site which potentially increase the level of safety which can

be demonstrated are considered and pessimistic assumptions are made in the

event of uncertainties in scenarios, models and data.

The safety assessment results indicate a sufficient degree of long-term safety. For

the reference case, which is based on realistic-conservative assumptions, predicted

radiation doses lie well below the regulatory dose limit of 0.1 mSv/a. For

alternative model assumptions and alternative scenarios as well as for the wide

range of parameter variations considered, the resulting radiation doses are also

below the regulatory limits. However, for some cases the safety margins are

smaller.

The results of the safety assessment therefore lead to the conclusion that

Wellenberg is a suitable site for submitting an application for the general license

for the Wellenberg site and for continuing work to implement the L/ILW

repository.


- 111 - NAGRA NTB 94-06

RESUME

Le présent rapport fait partie de la documentation concernant la requête

d'autorisation générale pour le dépôt final pour déchets de faible et moyenne

activité au site du Wellenberg. L'objectif de ce rapport est de documenter les

considérations et les calculs relatifs à la sûreté du site établissant l'aptitude du

Wellenberg pour un dépôt final.

Les analyses de sûreté ont été exécùtées de façon conservative, c'est à dire

qu'elles ne tiennent pas compte de tout le potentiel de sécurité du site; là où

subsistent des incertitudes, on y a introduit des hypothèses pessimistes.

Les résultats des analyses de sûreté montrent que l'on dispose d'une marge de

sécurité suffisante. Pour le cas de base, reposant sur des hypothèses conservatives

mais réalistes, on obtient des doses de radiations qui se situent très

nettement en-dessous de l'objectif de sécurité de 0.1 mSv/a requis par les

autorités. De même les doses résultant de scénarios différents du cas de base et

de l'introduction de nombreuses variations de paramètres restent inférieures à

l'objectif de sécurité, les marges de réserve de sécurité diminuant toutefois dans

certains cas.

Les résultats des analyses de sûreté permettent donc de conclure que le site

choisi, le Wellenberg, convient pour la requête d'autorisation générale et que les

travaux en vue d'y réaliser un dépôt final pour déchets de faible et moyenne

activité peuvent être poursuivis.


- v - NAGRA NTB 94-06

INHALTSVERZEICHNIS

ZUSAMMENFASSUNG

ABSTRACT

RESUME

INHALTSVERZEICHNIS

LISTE DER FIGUREN

LISTE DER TABELLEN

ii

iii

v

xi

xvi

1 EINLEITUNG

1.1 Zielsetzung des vorliegenden Berichts

1.2 Aufbau des Berichts

1.3 Das nukleare Entsorgungskonzept der Schweiz

1.4 Sicherheitsanalysen im Rahmen des Nagra-Programmes

1.5 Kriterien für die Beurteilung der Langzeitsicherheit

2 GRUNDLAGEN

2.1 Sicherheitskonzept des Endlagers SMA

2.1.1 Einleitung

2.1.2 Grundsätze zum Sicherheitskonzept für das Endlager SMA

2.1.3 Wichtige Komponenten und Prozesse im Endlager SMA

2.1.3.1 Technische Barrieren und endlagernaher Bereich der Geosphäre

2.1.3.2 Geosphäre

2.1.3.3 Verdünnung des radionuklidhaltigen Porenwassers

2.2 Abfallbezogene Eigenschaften des Endlagers SMA

2.2.1 Auf teilung des Abfalls in Abfallgruppen

2.2.1.1 Vorgehen

2.2.1.2 Definition der Abfallgruppen SMA-l bis SMA-4

2.2.1.3 Zuteilung der Abfälle zu den Abfallgruppen

2.2.1.4 Alternative Modellansätze zu den Abfallsorten MIF-l und MIF-3B

2.2.1.5 Mögliche spätere Anpassungen bei der Abfallzuteilung

2.2.1.6 Optimierung der Ab fall auf teilung

2.2.2 Eigenschaften der Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4

2.3 Endlageranlage

2.3.1 Überblick

2.3.2 Chemische Entwicklung des Endlager-Nahfelds

2.3.2.1 Porenlösung und Festphase

2.3.2.2 Kolloide im Endlager-Nahfeld

2.3.2.3 Gasbildung

1

1

2

3

4

7

9

9

9

9

11

11

12

13

14

16

16

17

21

22

25

26

26

32

32

35

35

38

40


NAGRA NTB 94-06 - vi -

2.4 Geologie und Hydrogeologie 43

2.4.1 Hydrogeologische Einheiten und wasserführende Strukturen 43

2.4.2 Beschreibung des regionalen Fliessregimes und der hydraulischen

Potentiale 46

2.4.3 Annahmen für die Modellrechnungen 47

2.4.4 Beschreibung der wasserführenden Systeme 48

2.4.5 Sorptionsdatensatz 52

2.4.5.1 Problemstellung 52

2.4.5.2 Berücksichtigte Mineralogie 52

2.4.5.3 Grundwasserver häl tnisse 52

2.4.5.4 Beeinflussung durch aus dem Endlager freigesetzte Stoffe 52

2.4.5.5 Schlussfolgerungen 53

2.4.6 Auswirkung des Endlager-Zementes auf die Geosphäre 55

2.4.6.1 Problembeschreibung 55

2.4.6.2 Migration und Reaktion von Zementporenwasser in der Geosphäre 55

2.4.6.3 Auswirkung auf den Nuklidtransport 56

2.4.6.4 Schlussfolgerungen 57

2.4.7 Auswirkung von Komplexbildnern auf die Sorption in der

Geosphäre 58

2.4.7.1 Problemstellung 58

2.4.7.2 Auswirkung der aus dem Endlager stammenden Komplexbildner 59

2.4.7.3 Auswirkung von natürlichen Komplexbildnern 60

2.4.7.4 Schlussfolgerungen 60

2.4.8 Kolloide in der Geosphäre 61

2.5 Biosphäre 63

2.5.1 Exfil trationsgebiete 63

2.5.2 Topographie und Geologie 63

2.5.3 Hydrologie 65

2.5.4 Bodenaufbau 66

2.5.5 Landwirtschaftliche Nutzung 66

2.6 Zukünftige Entwicklungen am Standort Wellenberg 67

2.6.1 Überblick über die geologische und klimatologische Entwicklung 67

2.6.2 Auswirkungen auf die Biosphäre 67

2.6.3 Erosion 69

2.6.3.1 Regionale ErosionsverhäItnisse 69

2.6.3.2 Freilegung des Endlagers 71

3 SZENARIENANAL YSE 72

3.1 Vorgehen und Methodik 72

3.1.1 Ungewissheiten hinsichtlich zukünftiger Vorgänge und Ereignisse 72

3.1.2 Hinweise in den Richtlinien der schweizerischen Behörden zur

Szenarienanalyse 73

3.1.3 Vorgehen bei der Szenarienanalyse 73

3.2 Szenarienanalyse für das Endlager SMA am Standort Wellenberg 75


- Vll - NAGRA NTB 94-06

3.2.1 Systemkonzept 75

3.2.2 FEP-Katalog für die Sicherheitsanalyse 77

3.3 Festlegung der zu betrachtenden Szenarien 80

3.3.1 Referenz-Szenarium 80

3.3.1.1 Referenz-Modellansatz 83

3.3.1.2 Alternative Modellansätze 85

3.3.2 Alternative Szenarien 86

3.3.3 Robuster Ansatz bezüglich dei Geosphärentransportbarriere 87

3.4 Zusammenfassung 88

4 MODELLKONZEPTE UND SYSTEMVERHALTEN FÜR DEN

REFERENZ-MODELLANSATZ 90

4.1 Nahfeld 90

4.1.1 Einleitung 90

4.1.2 Konzeptuelles Modell 91

4.1.2.1 Übersicht 91

4.1.2.2 Nahfeldhydraulik 92

4.1.2.3 Mobilisierung der Radionuklide 100

4.1.2.4 Radionuklidtransport 101

4.1.3 Mathematisches Modell 101

4.1.4 Rechenprogramme 105

4.1.5 Inputdaten 107

4.1.6 Resultate zum Verhalten des Nahfeldes 111

4.1.6.1 Querdurchströmung 112

4.1.6.2 Längsdurchströmung 118

4.1.6.3 Dosisberechnungen für das Nahfeld 120

4.1.7 Schlussfolgerungen 121

4.2 Geosphäre 123

4.2.1 Einleitung 123

4.2.2 Konzeptuelles Modell 124

4.2.2.1 Wasserführende Systeme 127

4.2.2.2 Transportmechanismen 130

4.2.3 Mathematisches Modell 131

4.2.3.1 Advektions-jDispersionsgleichung 131

4.2.3.2 Rand- und Anfangsbedingungen 132

4.2.3.3 Matrixdiffusion und effektiver Retentionsfaktor 133

4.2.4 Rechenprogramm 135

4.2.5 Inputdaten 135

4.2.5.1 Datensatz zu den wasserführenden Systemen 135

4.2.5.2 Sorptionsda ten 138

4.2.5.3 Quellterm 138

4.2.5.4 Parametervariationen 140

4.2.6 Resultate zum Verhalten der Geosphäre 140

4.2.7 Schlussfolgerungen 147


NAGRA NTB 94-06 - Vlll -

4.3 Biosphäre 148

4.3.1 Einleitung 148

4.3.2 Konzeptuelles Modell und Systemeigenschaften 149

4.3.2.1 Kompartimentierung 150

4.3.2.2 Wasser- und Feststoffflüsse 151

4.3.2.3 Sorptionsdaten 154

4.3.2.4 Kritische Bevölkerungsgruppe und Expositionspfade 154

4.3.3 Mathematisches Modell 157

4.3.4 Rechenprogramm 158

4.3.5 Inputdaten 158

4.3.6 Resultate zum Biosphären-Modellgebiet Engelbergertal 163

4.3.6.1 Referenzfall 163

4.3.6.2 Parametervariationen 167

4.3.7 Schlussfolgerungen 170

5 ALTERNATIVE MODELLANSÄTZE UND ALTERNATIVE

SZENARIEN 171

5.1 Alternative Modellansätze 171

5.1.1 Kalkbankabfolgen 171

5.1.2 Gasinduzierte Nuklidfreisetzung aus dem Nahfeld 174

5.1.3 Nahfeldkolloide 178

5.1.3.1 Vereinfachtes Modellkonzept 178

5.1.3.2 Auswirkungen von Nahfeldkolloiden auf den Geosphärentransport 179

5.1.3.3 Mathematisches Modell 180

5.1.3.4 Modellparameter 181

5.1.3.5 Resultate 181

5.1.3.6 Schlussfolgerungen 185

5.1.4 Geosphärenkolloide 185

5.1.4.1 Konzeptuelles Modell 186

5.1.4.2 Mathematisches Modell 186

5.1.4.3 Modellparameter 187

5.1.4.4 Resultate und Schlussfolgerungen 188

5.1.5 Erhöhung der Wirtgesteins-Durchlässigkeit infolge frü:hzeitiger

Erosion 190

5.1.5.1 Konzeptuelles Modell 190

5.1.5.2 Resultate und Schlussfolgerungen 191

5.1.6 Exfiltrationsgebiete 193

5.1.6.1 Modellkonzept 194

5.1.6.2 Modellparameter 194

5.1.6.3 Resultate und Schlussfolgerungen 195

5.2 Alternative Szenarien 197

5.2.1 Freisetzung entlang dem Verbindungs stollen 197

5.2.1.1 Konzeptuelles Modell 197

5.2.1.2 Inpu tparameter 198

5.2.1.3 Resultate und Schlussfolgerungen 199


- ix - NAGRA NTB 94-06

5.2.2 Erosive Freilegung des Endlagers 200

5.2.2.1 Konzeptuelles Modell 201

5.2.2.2 Mathematisches Modell 204

5.2.2.3 Modellfälle 206

5.2.2.4 Modellparameter 208

5.2.2.5 Resultate und Schlussfolgerungen 211

5.2.3 Menschliche Tätigkeiten im untertägigen Endlagerbereich 213

5.2.4 Freisetzung flüchtiger Nuklide über den Gaspfad 215

5.2.4.1 Konzeptuelles Modell 216

5.2.4.2 Modellparameter 216

5.2.4.3 Resultate und Schlussfolgerungen 218

5.3 Robuster Ansatz bezüglich der Geosphärentransportbarriere 219

6 RESULTATE DER ANALYSEN 225

6.1 Festlegung der Rechenfälle 225

6.2 Referenz-Szenarium: Referenzfall und Parametervariationen zum

Referenzfall 228

6.3 Alternative Modellansätze zum Referenz-Szenarium 233

6.3.1 Kalkbankabfolgen 233

6.3.2 Gasinduzierte Nuklidfreisetzung aus dem Nahfeld 236

6.3.3 Nahfeldkolloide 238

6.3.4 Geosphärenkolloide 239

6.3.5 Erhöhung der Wirtgesteins-Durchlässigkeit infolge frühzeitiger

Erosion 239

6.3.6 Alternative Modellansätze für die Biosphäre 240

6.4 Alternative Szenarien 242

6.4.1 Freisetzung entlang dem Verbindungsstollen 242

6.4.2 Erosive Freilegung des Endlagers 243

6.4.3 Menschliche Tätigkeiten 245

6.4.4 Freisetzung flüchtiger Nuklide über den Gaspfad 245

6.5 Robuster Ansatz bezüglich der Geosphärentransportbarriere 246

7 ZUSAMMENFASSUNG UND SCHLUSSFOLGERUNGEN 249

7.1 Beurteilung des Gesamtsystems 249

7.2 Beurteilung der Bedeutung der Endlagerkomponenten 252

7.2.1 Nahfeld 253

7.2.2 Geosphäre 253

7.2.3 Biosphäre 254


NAGRA NTB 94-06 - x -

7.3

7.3.1

7.3.2

7.3.3

7.3.4

7.4

Bewertung der in der Sicherheitsanalyse verwendeten Methode,

Modelle und Daten

Verwendete Methode

Verwendete Modelle und Rechencodes

Verwendete Datensätze

Konservativitäten in Modellen und Daten

Schlussfolgerungen

254

254

255

256

256

259

LITERA TURVERZEICHNIS

ANHANG

260

Al

A

A.l

A.2

B

B.l

B.2

B.3

B.4

Unterschiede im Inventar der Abfallgruppen SMA-l bis SMA-4

gegenüber den bei der Standortwahl verwendeten Werten

Unterschiede im Nuklidinventar

Unterschiede im Materialinventar

Modellkonzept für die N ahfeldfreisetzung von 108 Ag * aus der

Abfallsorte RA-l

Mobilisierung

Mathematisches Modell

Inputdaten

Resultate

Al

Al

Al

BI

BI

BI

B3

B3


- Xl - NAGRA NTB 94-06

LISTE DER FIGUREN

Fig. 2.1-1:

Fig.2.2-1:

Fig.2.2-2:

Fig.2.3-1:

Fig.2.3-2:

Fig.2.3-3:

Fig.2.3-4:

Fig. 2.4-1:

Fig.2.4-2:

Fig. 2.5-1:

Fig. 3.3-1:

Fig.4.1-1:

Fig.4.1-2:

Fig. 4.1-3a:

System der Sicherheitsbarrieren für das Endlager SMA

G leichgewichts-Verteilungskoeffizienten (~-Werte) für

die organischen Trägermoleküle des Radionuklides 14C in

der Abfallgruppe SMA-2 in Abhängigkeit von der Polarität

Relative Radiotoxizität des Inventars der vier Abfallgruppen

SMA-l bis SMA-4 und des gesamten Abfallinventars

unter Berücksichtigung der Sorption

Schematische Perspektivdarstellung der unterirdischen

Anlagen des Endlagers SMA

Entwicklung des pH in den verschiedenen Kavernenkomponenten

und dem gesamten Endlager bei einer hypothetischen

Degradation in Mergelgrundwasser (N aHC0 3

-

Grundwasser)

Der Einfluss organischer Zersetzungsprodukte auf die

Entwicklung des pH in Kavernen mit der Abfallgruppe

SMA-l

Zeitliche Entwicklung der Gasproduktion im Endlager

SMA nach Endlager-Verschluss

Geologische Profil skizze des Standorts Wellenberg

Konzeptuelles Modell der Struktur und Mineralogie einer

kataklastischen Zone in den Valanginien-Mergeln

Schematische Darstellung eines Querschnitts durch den

Eggeligrat mit den Biosphären-Modellgebieten Engelbergertal,

Secklis Bach und Altzellen

Schema mit den wichtigsten für das Referenz-Szenarium

relevanten FEPs sowie ihrer Wechselwirkung

Illustration der Äquipotentiallinien und Stromlinien

(durchgezogene Linien) im Fall der Querdurchströmung

einer Kaverne: a) Auflockerungszone mit gleicher Durchlässigkeit

wie das Wirtgestein b) Auflockerungszone mit

hoher Durchlässigkeit

Illustration der Äquipotentiallinien und Stromlinien

(durchgezogene Linien) im Fall der Längsdurchströmung

einer Kaverne

Gesamtmodell für die Querdurchströmung der Endlagerkavernen;

beispielhafter Kavernenquerschnitt und modellmässige

Vereinfachung

10

24

31

33

36

37

41

44

50

64

82

93

94

96


NAGRA NTB 94-06 - Xll -

Fig.4.1-3b:

Fig. 4.1-4a:

Fig. 4.1-4b:

Fig. 4.1-5:

Fig.4.1-6:

Fig. 4.1-7:

Fig. 4.1-8:

Fig.4.1-9:

Fig.4.1-10:

Fig.4.1-11:

Fig. 4.1-12:

Fig. 4.1-13:

Fig.4.1-14:

Fig.4.1-15:

Fig. 4.2-1:

Fig.4.2-2:

Fig.4.2-3:

Endlagercontainer mit eingelagerten Abfallgebinden;

beispielhafter Querschnitt und modellmässige Vereinfachung

Gesamtmodell für die Längsdurchströmung der Endlagerkavernen

Vertikaler Längsschnitt durch die Kaverne mit eingelagerten

Endlagercontainern bei beispielhafter Auslegung

Programmkette zur Berechnung der Nuklidfreisetzung aus

dem Endlager-Nahfeld

Übersicht über die durchgeführten Freisetzungsrechnungen

aus dem Endlager-Nahfeld

Fraktionale Freisetzung aus den Endlagerkavernen in das

Wirtgestein in Abhängigkeit des Gleichgewichts-Verteilungskoeffizienten

(K d -Wert) und der Fälle "optimistisch",

"realistisch" und "pessimistisch" bei Querdurchströmung

Fraktionale Freisetzung aus den Endlagerkavernen in das

Wirtgestein in Abhängigkeit des Gleichgewichts-Verteilungskoeffizienten

und der Durchlässigkeit des Wirtgesteins

("realistischer" Fall, Querdurchströmung)

Aktivi tätsfreisetzung aus dem Endlager für die Ab fallgruppe

SMA-1

Aktivitätsfreisetzung aus dem Endlager für die Abfallgruppe

SMA-2

Aktivitätsfreisetzung aus dem Endlager für die Abfallgruppe

SMA-3

Aktivitätsfreisetzung aus dem Endlager für die Ab fallgruppe

SMA-4

Aktivi tätsfreisetzung von 14C aus der Abfallsorte MIF-1

für verschiedene Annahmen zur Sorption

Aktivitätsfreisetzung von 241Am aus MIF-3B für unterschiedliche

Behandlungen der Abfallsorte

Vergleich der fraktionalen Freisetzungsraten ("realistischer"

Fall, Durchlässigkeit des Wirtgesteins = 10- 11 mls,

K d

= 1 m 3 jkg) bei Längsdurchströmung (Rechenfälle

"optimistisch", "realistisch" und "pessimistisch") und Querdurchströmung

("realistisch")

Grundwasser-Fliessrichtungen als Resultat der hydrogeologischen

ModelIierung des Standorts Wellenberg

Schematische Darstellung der Endlagerkavernen in dem

durch modellhaft angenommene, wasserführende Störungszonen

begrenzten Bereich

Konzeptuelles Modell des wasserführenden Systems "Kataklastische

Zonen" im Geosphären-Transportbereich

97

98

99

106

111

113

114

115

115

116

116

117

118

119

125

126

129


- Xlli - NAGRA NTB 94-06

Fig. 4.2-4:

Fig. 4.2-5:

Fig. 4.2-6:

Fig. 4.2-7:

Fig. 4.2-8:

Fig. 4.2-9:

Fig. 4.2-10:

Fig. 4.2-11:

Fig. 4.2-12:

Fig. 4.3-1:

Fig.4.3-2:

Fig.4.3-3:

Fig.4.3-4:

Fig. 4.3-5:

Wichtige Komponenten wasserführender Systeme (generisch)

und ihre Bedeutung für den Stoff transport 130

Modellhafte Betrachtung des Nuklidtransports in einer

wasserführenden Trennfläche unter Berücksichtigung der

Diffusion in die angrenzende Gesteinsmatrix 132

Schematische Darstellung der kataklastischen Scherzone

für die Berechnung des effektiven Retentionsfaktors im

Bereich der "Fault Gouge" 134

Abfallgruppe SMA-1 - zeitlicher Verlauf der Freisetzung

sicherheitsrelevanter Nuklide aus der Geosphäre im

Referenzfall 141

Abfallgruppe SMA-4 - zeitlicher Verlauf der Freisetzung

sicherheitsrelevanter Nuklide aus der Geosphäre 142

Abfallgruppe SMA-1 - zeitlicher Verlauf der Freisetzung

sicherheitsrelevanter Nuklide aus der Geosphäre entlang

eines kurzen retentionswirksamen Fliessweges 143

Abfallgruppe SMA-4 - Abhängigkeit der maximalen Freisetzungsrate

sicherheitsrelevanter Nuklide (Actiniden) von

der Transmissivität der kataklastischen Zonen und Vergleich

mit der Freisetzung aus dem Nahfeld 144

Abfallgruppe SMA-1 - Abhängigkeit der maximalen Geosphären-Freisetzungsrate

sicherheitsrelevanter Nuklide

von der mittleren hydraulischen Durchlässigkeit des Wirtgesteins

und Vergleich mit der zugehörigen Freisetzung

aus dem Nahfeld 145

Abfallgruppe SMA-4 - Abhängigkeit der maximalen Freisetzungsrate

sicherheitsrelevanter Nuklide (Actiniden)

vom Sorptionsdatensatz in der Geosphäre 146

Schematische Darstellung eines für das Modellgebiet

Engelbergertal typischen Querschnitts mit den Strukturelementen

Bodenober- und -unterschicht, lokal~r Aquifer,

Oberflächengewässer und Sedimente der Oberflächengewässer

Kompartimente, Wasser- und ·Feststoffflüsse des Modellgebiets

Engelbergertal

Grafische Darstellung der Expositionspfade, die in der

Berechnung der Strahlendosen berücksichtigt werden

Zeitlicher Verlauf der nuklidspezifischen Strahlendosen

und der Summendosen im Falle der Abfallgruppen

SMA-l und SMA-4 für das Modellgebiet Engelbergertal

Relative Anteile der verschiedenen Expositionspfade zur

maximalen Dosis der zwei wichtigen Nuklide 93Mo aus

SMA-l und 237Np aus SMA-4 im Referenzfall

151

152

156

166

167


NAGRA NTB 94-06 - xiv -

Fig.4.3-6:

Fig. 5.1-1:

Fig. 5.1-2:

Fig.5.1-3:

Fig. 5.1-4:

Fig.5.1-5:

Fig. 5.1-6:

Fig. 5.1-7:

Fig.5.1-8:

Fig. 5.1-9:

Fig. 5.2-1:

Fig. 5.2-2:

Fig.5.2-3:

Fig.5.2-4:

Einfluss des alternativen Modellansatzes "Trockenklima"

und der Fälle "Starke Sorption" bzw. "Schwache Sorption"

auf die Summendosen im Falle der Abfallgruppen SMA-1

und SMA-4 für eine Nuklidfreisetzung in das Modellgebiet

Engelbergertal

Schematische Darstellung einer Kalkbankabfolge in hydraulischer

Verbindung mit einer kataklastischen Zone

Bandbreite der maximalen Summendosen für den alternativen

Modellansatz der geklüfteten Kalke in Kalkbankabfolgen

Auswirkung der Gasbildung im Endlager SMA

Bandbreite der maximalen Summendosen für den alternativen

Modellansatz einer gasinduzierten Nuklidfreisetzung

Einfluss der Nahfeldkolloide auf den effektiven Retentionsfaktor

Einfluss der Nahfeldkolloide auf die fraktionalen Freisetzungskurven

für eine hydraulische Durchlässigkeit von

10- 11 m/s

Zeitabhängigkeit der nuklidspezifischen Dosisraten am

Beispiel der Abfallgruppe SMA-1 für den alternativen

Modellansatz einer erhöhten Wirtgesteins-Durchlässigkeit

durch frühzeitige Erosion

Maximale Summendosen für den alternativen Modellansatz

einer erhöhten Wirtgesteins-Durchlässigkeit ab

50'000 Jahren nach Endlagerverschluss

Maximale Summendosen für die alternativen Modellansätze

zum Referenz-Szenarium mit einer Freisetzung in

die Modellgebiete Secklis Bach und Altzellen 195

Bandbreite der maximalen Summendosen (Basisfall und

Parametervariationen) für das alternative Szenarium einer

Radionuklidfreisetzung längs dem Verbindungs stollen 200

Übersicht der Fliessgewässer, Einzugsgebiete und Akkumulationsgebiete

in der Region des Standortes Wellenberg

203

Beiträge zur Strahlenbelastung einer Einzelperson der

kritischen Bevölkerungsgruppe durch die flächenhafte

Erosion eines Endlagers SMA am Standort Wellenberg

(Basisfall)

211

Bandbreite der maximalen Summendosen (Basisfall und

Modellvarianten) für das alternative Szenarium einer

Nuklidfreisetzung durch flächenhafte Erosion bzw. Bacherasian

und Vergleich mit dem Referenzfall inkl. Parametervariationen

212

169

172

173

175

177

182

183

192

193


- xv - NAGRA NTB 94-06

Fig. 5.2-5:

Fig. 5.3-1:

Fig. 6.2-1:

Fig. 6.3-1:

Fig.7.1-1:

Fig. B-l:

Maximale Gesamtdosis für das alternative Szenarium

einer Freisetzung flüchtiger Nuklide über den Gaspfad in

die Rutschmasse Altzellen und Vergleich mit dem Referenzfall

(Abfallgruppen SMA-l bis SMA-4 summiert)

Zeitlicher Verlauf der nuklidspezifischen Strahlendosen

und der Summendosen für die Abfallgruppen SMA-l bis

SMA-4 für den robusten Ansatz unter Berücksichtigung

einer Nuklidfreisetzung mit dem Tiefengrundwasser vom

Nahfeld direkt in das Biosphären-Modellgebiet Engelbergertal

Zeitlicher Verlauf der nuklidspezifischen Strahlendosen

und der Summendosen für die Abfallgruppen SMA-l bis

SMA-4 im Referenzfall

Zeitlicher Verlauf der nuklidspezifischen Strahlendosen

und der Summendosen für die Abfallgruppen SMA-1 bis

SMA-4 im Basisfall des alternativen Modellansatzes für

geklüftete Kalkbankabfolgen

Zeitlicher Verlauf der Gesamtdosis (Summe über alle

Abfallgruppen) und der dosisdominierenden Radionuklide

für den Referenzfall

Aktivitätsfluss des Radionuklids 108 Ag * aus der Abfallsorte

RA-1 in das angrenzende Wirtgestein ("realistischer" Fall,

Querdurchströmung, Durchlässigkeit des Wirtgesteins

10- 11 m/s) in Abhängigkeit von der Korrosionsrate der

Steuerstäbe

218

222

229

234

250

B4


NAGRA NTB 94-06 - xvi -

LISTE DER TABELLEN

Tab. 2.2-1: Zuordnung der Abfallsorten (gemäss ALDER &

McGINNES, 1994) zu den Endlagern HAA, LMA und

SMA für die vorliegende Sicherheitsanalyse 15

Tab. 2.2-2:

Tab. 2.2-3:

Tab. 2.2-4:

Tab. 2.2-5:

Tab. 2.2-6:

Tab. 2.2-7:

Tab. 2.2-8:

Tab. 2.2-9:

Tab. 2.4-1:

Tab. 2.4-2:

Tab. 2.6-1:

Tab. 3.2-1:

Sorptionsdatenbasis des Endlager-Nahfeldes für die Abfallgruppen

SMA-1 bis SMA-4 in den entsprechenden

Bereichen des Endlagers unter Endlagerbedingungen 18

Grenzkonzentrationen für sorptionsmindernde Stoffklassen

Gewichtungsfaktor einzelner Stoffe für die Berechnung

der Konzentrationen der sorptionsmindernden Stoffklassen

Zuordnung der SMA-Abfallgebindesorten auf die Abfallgruppen

SMA-1 bis SMA-4 22

Definition verschiedener alpha-haltiger MIF-Abfallsorten,

ihre Eigenschaften und Zuordnung zu den Abfallgruppen 25

Volumen und Aktivität der Abfallgruppen SMA-1 bis

SMA-4 und des gesamten Endlagers SMA bei Endlagerverschluss

27

Aktivitäten der im vorliegenden Sicherheitsbericht berücksichtigten

Nuklide bei Endlagerverschluss für die Abfallgruppen

SMA-1 bis SMA-4 und für das gesamte Endlager 29

Materialinventar der Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4

und des gesamten Endlagers SMA 30

Modellwerte ausgewählter standortspezifischer Parameter

für die Sicherheitsanalyse 51

Sorptionsdatenbasis für Valanginien-Mergel am Standort

Wellenberg und Reduktionsfaktoren zur Berücksichtigung

der Auswirkung komplexbildender Stoffe auf die Sorption 54

Mögliche Klimaszenarien für die zukünftige Entwicklung

des Standorts Wellenberg 68

Zusammenstellung der wichtigsten FEPs für die Sicherheitsanalyse

des Endlagers SMA am Standort Wellenberg;

ein Teil der aufgeführten FEPs muss nur in ausgewählten

Rechenfällen berücksichtigt werden 79

Tab. 3.4-1: Liste der zu betrachtenden Fälle 88

Tab. 4.1-1:

Tab. 4.1-2:

Technische Barrieren bei verschiedenen Einlagerungsvarianten

Parameter für die Berechnung der Nuklidfreisetzung aus

einer SMA-Endlagerkaverne für Quer- und Längsdurchströmung

109

19

20

91


- xvii - NAGRA NTB 94-06

Tab. 4.1-3:

Tab. 4.2-1:

Maximale Summendosen für die verschiedenen Abfallgruppen

bei einer hypothetischen direkten Freisetzung der

Radionuklide aus dem Nahfeld in die Biosphäre, d. h.

ohne Berücksichtigung der Rückhaltewirkung der Geosphäre

120

Geometrische und hydraulische Parameterisierung der

kataklastischen Zonen innerhalb des Geosphären-Transportbereiches

137

Tab. 4.2-2: Sicherheitsrelevante Einzelnuklide der Abfallgruppen

SMA-1 bis SMA-4 138

Tab. 4.2-3: Zerfallsketten - betrachtete Actiniden 139

Tab. 4.3-1:

Tab. 4.3-2:

Ausgewählte Inputdaten und Wasserflussraten (a) sowie

F eststoffflussraten (b) der Biosphärenmodellierung für das

Modellgebiet Engelbergertal im Referenzfall und für den

alternativen Modellansatz "Trockenklima" 160

~-Werte der relevanten Elemente für die Bodenklassifizierung

aus Tab. 4.3-1a 161

Tab. 4.3-3: Konsumraten für Menschen und Tiere 162

Tab. 4.3-4:

Tab. 5.1-1:

Tab. 5.1-2:

Tab. 5.1-3:

Tab. 5.2-1:

Maximale Dosen der wichtigsten Einzelnuklide und Nuklidketten

aus den Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4

sowie maximale Summendosen für den Referenzfall, den

alternativen Modellansatz "Trockenklima" sowie für die

Fälle "Starke Sorption" und "Schwache Sorption" mit einer

Nuklidfreisetzung ins Engelbergertal 165

Festlegung der Rechenfälle (Modellparameter) für die

Berechnung der gasinduzierten Nuklidfreisetzung aus dem

Nahfeld 176

Maximale Summendosen für die Abfallgruppen SMA-1

bis SMA-4: Rechenfälle mit und ohne Nahfeld-Sorption

für eine Wirtgesteins-Durchlässigkeit von 10- 11 m/s und

bei einer hypothetischen direkten Freisetzung von Radionukliden

in das Biosphären-Modellgebiet Engelbergertal 184

Mengenverhältnis X~ von auf Kolloiden sorbierten zu

gelösten Nukliden in Abhängigkeit des ~-Werts und des

Reduktionsfaktors für die Nuklidsorption an Kolloiden 189

Modellparameter für die Berechnung des Nuklidtransportes

entlang dem Verbindungsstollen 199

Tab. 5.2-2: Akkumulationsgebiete 202

Tab. 5.2-3:

Tab. 5.2-4:

Modellparameter für die Analyse der frühzeitigen Erosion

eines Endlagers SMA am Standort Wellenberg 210

Erosionsparameter für den Basisfall und die betrachteten

Modellvarianten 210


NAGRA NTB 94-06 - XV1l1 -

Tab. 5.2-5:

Tab. 5.2-6:

Tab. 5.2-7:

Tab. 5.3-1:

Tab. 5.3-2:

Tab. 6.1-1:

Tab. 6.2-1:

Tab. 6.2-2:

Tab. 6.3-1:

Tab. 6.3-2:

Tab. 6.3-3:

Tab. 6.3-4:

Tab. 6.4-1:

Tab. 6.4-2:

Tab. 6.4-3:

Tab. 6.5-1:

Beiträge wichtiger Expositionspfade zur Strahlendosis

einer Einzelperson der kritischen Bevölkerungsgruppe als

Folge der flächenhaften Erosion des Endlagers SMA am

Standort Wellenberg (Basisfall)

Summendosis [mSvjh] als Folge einer direkten Bestrahlung

durch einen Bohrkern mit der mittleren Aktivitätskonzentration

der Abfälle

Modellparameter für die Berechnung der Freisetzung

flüchtiger Radionuklide über den Gaspfad in die Biosphäre

(Modellgebiet Altzellen)

Maximale Summendosen für den robusten Ansatz unter

Berücksichtigung einer Nuklidfreisetzung mit dem Tiefengrundwasser

aus dem Nahfeld direkt in die Biosphäre

Maximale Summendosen 1m Falle der gasinduzierten,

direkten Nuklidfreisetzung aus dem Endlager In das

Modellgebiet Engelbergertal

Strukturierung der Analysen und Rechenfälle

Maximale Summendosen im Referenzfall

Maximale Summendosen In den Parametervariationen

zum Referenzfall

Maximale Summendosen für den alternativen Modellansatz

bzgl. des Nuklidtransports in geklüfteten Kalkbankabfolgen

inkl. Parametervariationen

Maximale Summendosen im Falle der gasinduzierten

Nuklidfreisetzung aus dem Endlager

Maximale Summendosen für den alternativen Modellansatz

einer erhöhten Wirtgesteins-Durchlässigkeit

Maximale Summendosen für den alternativen Modellansatz

mit einer Freisetzung in die Biosphären-Modellgebiete

Secklis Bach und Altzellen

Maximale Summendosen in bezug auf das alternative

Szenarium einer Nuklidfreisetzung entlang dem Verbindungsstollen

in das Modellgebiet Engelbergertal

Maximale Summendosen als Folge einer erosiven Freilegung

des Endlagers SMA am Standort Wellenberg nach

100'000 Jahren

Nuklidspezifische Dosisraten und Gesamtdosis für eine

Freisetzung flüchtiger Nuklide über den Gaspfad in die

Biosphäre

Maximale Summendosen für den robusten Ansatz mit

einer direkten Freisetzung von Radionukliden aus dem

Nahfeld in die Biosphäre (Modellgebiet Engelbergertal)

212

215

217

220

221

226

231

232

236

237

239

241

243

244

245

247


- XIX - NAGRA NTB 94-06

Tab. 6.5-2:

Maximale Summendosen für den robusten Ansatz mit

einer gasinduzierten, direkten Nuklidfreisetzung aus dem

Nahfeld in das Modellgebiet Engelbergertal 248

Tab. 7.1-1: Maximale Gesamtdosen für das Referenz-Szenarium

(Referenz-Modellansatz und alternative Modellansätze ),

die alternativen Szenarien und den robusten Ansatz 251

Tab. B-1:

Parameter für die Berechnung der Freisetzung des Radionuklides

108 Ag * aus der Abfallsorte RA-1

B3


- 1 - NAGRA NTB 94-06

1 EINLEITUNG

1.1 Zielsetzung des vorliegenden Berichts

Der vorliegende Bericht wurde als Teil der Dokumentation zum Gesuch um die

Rahmenbewilligung für das Endlager schwach- und mittelaktiver Abfälle am

Wellenberg, Gemeinde Wolfenschiessen (NW), verfasst.

Die in diesem Bericht dokumentierten Überlegungen und Berechnungen sollen

eine sicherheitstechnische Beurteilung des Standorts Wellenberg ermöglichen. Es

wird untersucht, ob die Eigenschaften des Standorts Wellenberg grundsätzlich

die Erstellung eines sicheren Endlagers für schwach- und mittel aktive Abfälle

erlauben. Der vorliegende Bericht stützt sich in wesentlichen Teilen auf die

Erfahrungen, die bei den Analysen zur Langzeitsicherheit im Rahmen der Standortwahl

gemacht werden; diese Arbeiten sind in NTB 93-26 "Beurteilung der

Langzeitsicherheit des Endlagers SMA am Standort Wellenberg" (NAGRA,

1993a) dokumentiert.

Die vorliegende Beurteilung beschränkt sich auf die für die Langzeitsicherheit

relevanten Aspekte. Einzelne Fragen werden zum heutigen Zeitpunkt mit Hilfe

von vereinfachenden Annahmen behandelt. In den Berichten für die weiteren

notwendigen Bewilligungsverfahren (nukleare Bau- bzw. Betriebsbewilligung)

werden einige davon noch detaillierter behandelt werden. Die wichtigste

Vereinfachung besteht darin, dass die Argumentation nur auf diejenigen Eigenschaften

des Standorts abgestützt wird, deren Kenntnis bereits in diesem frühen

Stadium der Standortcharakterisierung genügend belastbar ist. Gewisse Eigenschaften

und Phänomene, die zwar bekannt sind, aber noch nicht abschliessend

nachgewiesen werden konnten, bleiben bei den Berechnungen unberücksichtigt,

auch wenn sie zur Sicherheit der Endlagerung vermutlich einen wesentlichen

positiven Beitrag leisten werden.

Dieses Vorgehen bei den Sicherheitsanalysen ist konservativ, d.h. es schöpft das

Sicherheitspotential des Standorts nicht vollständig aus und bei Ungewissheiten

werden die möglichen ungünstigen Eigenschaften explizit berücksichtigt. Die

Analysen liefern somit eine vorsichtige Beurteilung der Sicherheit. Das hier

eingeschlagene konservative Vorgehen wird bei ausgewählten Rechenfällen

weiter verschärft, indem den Berechnungen zusätzliche, z. T. extreme Konservativitäten

überlagert werden. Dadurch soll gezeigt werden, dass die Standorteignung

auch durch künftige unerwartete Befunde kaum in Frage gestellt wird.

Ein Teil dieser Konservativitäten wird jedoch mit zunehmendem Kenntnisstand

aus den künftigen Untersuchungen von der Erdoberfläche, aus dem Sondierstollen

und schliesslich begleitend während des Endlagerbaus abgebaut werden

können.

Die für das Endlager SMA vorgesehene Überwachung wird im vorliegenden

Bericht nicht diskutiert, da sie nicht zur Langzeitsicherheit beizutragen hat.

Ebenso wird das Qualitätssicherungssystem, welches gewährleistet, dass nur

zulässige Abfallgebinde im Endlager SMA gelagert werden, hier nicht diskutiert.


NAGRA NTB 94-06 - 2 -

1.2 Aufbau des Berichts

In Kap. 1.3 wird das nukleare Entsorgungskonzept beschrieben, um die Bedeutung

des Endlagers SMA aufzuzeigen. Anschliessend wird in Kap. 1.4 auf die bei

der N agra und international vorhandenen Erfahrungen mit Sicherheitsanalysen

hingewiesen, die auch im vorliegenden Bericht zur Anwendung kommen. In Kap.

1.5 werden die behördlichen Kriterien zur Beurteilung der Endlagersicherheit in

der Nachbetriebsphase kurz vorgestellt.

Kap. 2 enthält eine Beschreibung der zur Beurteilung der Langzeitsicherheit verwendeten

Grundlagen. In Kap. 2.1 wird das dem Endlager SMA zugrundeliegende

Sicherheitskonzept beschrieben, welches die Grundlage für die Sicherheitsanalysen

bildet. In Kap. 2.2 werden die wichtigsten Eigenschaften des im

Endlager SMA einzulagernden Abfallinventars festgehalten. Die nachfolgenden

Kapitel enthalten eine Beschreibung der Komponenten des Endlagersystems,

nämlich der Endlageranlage (Kap. 2.3), der Geologie und Hydrogeologie des

Standortes Wellenberg (Kap. 2.4) sowie der Biosphäre im Gebiet des Wellenbergs

(Kap. 2.5). Kap. 2.6 enthält eine Beschreibung der zukünftigen geologischen

Entwicklung des Standortes sowie Hinweise auf mögliche klimatische Veränderungen.

In Kap. 3 wird das bei der Szenarienanalyse gewählte Vorgehen diskutiert und

die für die Konsequenzenanalyse identifizierten Fälle beschrieben. Für die

Konsequenzenanalyse wird unterschieden zwischen Referenz-Szenarium (mit

einem Referenz-Modellansatz sowie alternativen Modellansätzen), den alternativen

Szenarien und dem robusten Ansatz bzgl. der Geosphärentransportbarriere.

In den Kap. 4 und 5 werden die für die drei Komponenten des Endlagersystems

"Nahfeld", "Geosphäre" und "Biosphäre" vorhandenen Modelle diskutiert und das

Verhalten der Komponenten mit beispielhaften Rechenfällen untersucht. Dabei

werden die zugrundeliegenden konzeptuellen Modelle, die zugehörigen mathematischen

Gleichungen, die das geplante Endlagersystem und den Standort

Wellenberg charakterisierenden Parameter und die verwendeten Rechencodes

beschrieben sowie die zur Untersuchung des Verhaltens der Komponenten

durchgeführten Rechnungen dargestellt und die diesbezüglichen Resultate kurz

interpretiert. In Kap. 4 werden die Modelle für den Referenz-Modellansatz beschrieben;

in Kap. 5 werden die alternativen Modellansätze und die alternativen

Szenarien behandelt. Die in Kap. 4 und 5 dokumentierten Überlegungen liefern

die Grundlagen für die Berechnungen zur Beurteilung des Gesamtsystems, deren

Resultate in Kap. 6 zusammengefasst werden.

In Kap. 7 wird eine Bewertung der Erkenntnisse vorgenommen. Dazu werden in

Kap. 7.1 die durchgeführten Analysen zusammengefasst und diskutiert. In

Kap. 7.2 wird eine Beurteilung der einzelnen Komponenten des Endlagersystems

bzgl. ihres Beitrags zur Gesamtsicherheit vorgenommen. In Kap. 7.3 werden die

verwendeten Methoden und Daten bewertet sowie die wichtigsten in den

Analysen enthaltenen Konservativitäten aufgezeigt. Die sicherheitstechnische


- 3 - NAGRA NTB 94-06

Eignung des Wellenbergs als Grundlage für das Gesuch um die Rahmenbewilligung

für ein Endlager SMA wird in Kap. 7.4 diskutiert.

1.3 Das nukleare Entsorgungskonzept der Schweiz

Nachfolgend wird die Strategie zur Entsorgung der radioaktiven Abfälle beschrieben.

Dabei wird insbesondere auf die Bedeutung der Realisierung des

Endlagers SMA hingewiesen. Eine ausführlichere Darstellung findet sich in

NAGRA (1992).

Das schweizerische Gesetz schreibt die dauernde und sichere Entsorgung der

radioaktiven Abfälle vor, wobei für deren Entsorgung die Verursacher verantwortlich

sind. Zur Wahrnehmung dieser Aufgabe haben die Elektrizitätsgesellschaften,

welche Kernkraftwerke betreiben, sowie die Eidgenossenschaft

- zuständig für die radioaktiven Abfälle aus Medizin, Industrie und

Forschung - im Jahre 1972 die Nationale Genossenschaft für die Lagerung

radioaktiver Abfälle (NAGRA) gegründet. Am 17. Juni 1994 erfolgte die

Gründung der Genossenschaft für nukleare Entsorgung Wellenberg (GNW),

welche mit der Realisierung und dem späteren Betrieb des Endlagers SMA

betraut wurde.

Das nukleare Entsorgungskonzept sieht zwei Optionen vor: Die erste Option

beinhaltet die Wiederaufarbeitung der abgebrannten Brennelemente im Ausland

und sieht die Rücknahme der daraus resultierenden Abfälle in die Schweiz vor.

Als zweite Option wird die direkte Endlagerung von nicht wiederaufgearbeiteten

Brennelementen ausdrücklich offengehalten und in der Endlagerplanung

berücksichtigt.

Vorgesehen sind zwei Endlagertypen:

das Endlager SMA für schwach- und mittelaktive Abfälle aus dem Betrieb

und der Stillegung der schweizerischen Kernkraftwerke, aus der Wiederaufarbeitung

sowie aus Medizin, Industrie und Forschung. Das Endlager soll als

ein in einem geeigneten Wirtgestein bergmännisch erstelltes System von

horizontal zugänglichen Kavernen realisiert werden (siehe z. B.

NAG RA, 1992). Die im Bergesinneren befindliche Anlage muss auch ohne

Überwachung langfristig sicher sein. Es werden aber Kontrollmöglichkeiten

vorgesehen, welche so lange wirksam bleiben, als der Zugangsstollen offen

bleibt.

das Endlager HAA/LMA für verglaste hochaktive und für langlebige mittelaktive

Abfälle (vor allem aus der Wiederaufarbeitung des Kernbrennstoffs)

sowie für die eventuelle direkte Endlagerung abgebrannter Brennelemente

ohne Wiederaufarbeitung. Das Endlager soll in tiefen geologischen Formationen

als ein Stollensystem mit Zugang durch vertikale Schächte angelegt

werden. Neben der Entsorgungslösung in der Schweiz wird die Option einer


NAGRA NTB 94-06 - 4 -

Endlagerung der HAA/LMA im Rahmen internationaler bzw. ausländischer

Projekte offengehalten.

Das Endlager HAA/LMA wird frühestens ab dem Jahre 2020 benötigt, da zum

heutigen Zeitpunkt diese Abfälle wegen der notwendigen Wärmeabklingzeit

noch nicht in ein Endlager eingebracht werden können. Schwach- und mittelaktive

Abfälle dagegen liegen bereits heute in endlagerfähiger Form vor und die

Bereitstellung eines Endlagers SMA für diese Abfallkategorie ist deshalb zeitlich

dringender. Das im vorliegenden Bericht behandelte Endlager am Standort

Wellenberg ist für schwach- und mittel aktive Abfälle vorgesehen.

1.4 Sicherheitsanalysen im Rahmen des Nagra-Programmes

Für die Beurteilung der Langzeitsicherheit muss - wegen der langen Zeiträume -

auf Modellrechnungen abgestützt werden. Alle Arbeiten, die mit dem Aufbau

von Verständnis zum Systemverhalten, der Herleitung adäquater Modelle, der

Auswahl der durchzuführenden Berechnungen und der Festlegung der Modellparameter,

der Durchführung der Rechnungen sowie mit der Interpretation der

Resultate zur Quantifizierung der Sicherheit zusammenhängen, werden unter

dem Begriff "Sicherheits analysen" zusammengefasst. In diesem Kapitel wird auf

die bei der N agra sowie weltweit vorhandenen Erfahrungen hingewiesen, die

auch für den vorliegenden Bericht zur Anwendung gelangen.

Inl Programm der Nagra wird schon seit über 15 Jahren auf dem Gebiet der

Beurteilung der Langzeitsicherheit der Endlagerung radioaktiver Abfälle

gearbeitet. Die Arbeiten umfassen nicht nur die Entwicklung von Modellen für

die Vorhersage des Verhaltens eines Endlagers über lange Zeiten, sondern

beinhalten auch die Erarbeitung der für diese Vorhersagen notwendigen

Grundlagen. Im Zusammenhang mit dem Endlager für schwach- und mittel aktive

Abfälle wurde zu diesem Zweck z. B. das chemische Verhalten von Zement -

der als Konstruktionsmaterial (Verkleidung, Container), als Verfüllmaterial und

als Material für die Verfestigung der Abfälle verwendet wird - in umfangreichen

Studien untersucht.

Die für die Quantifizierung der Endlagersicherheit notwendigen Rechenmodelle

wurden in der Schweiz (z. B. am Paul Scherrer Institut, PSI) und im Ausland

entwickelt bzw. von dort übernommen. Die Modelle wurden in umfangreichen

internationalen Vergleichsstudien getestet, wie z. B. INTRACOIN (SKI, 1984

und 1986), HYDROCOIN (SKI, 1988-92), INTRA VAL (SKI, 1990 und 1993),

BIOMOVS (SSI, 1991) und PSACOIN (NEA, 1993). Ziel dieser Studien war

bzw. ist der Aufbau einer genügenden Sicherheit, dass die Rechenmodelle

korrekt funktionieren (Verifizierung) und dass sie die Wirklichkeit in adäquater

Weise nachbilden können (Validierung). Zur Validierung werden weltweit, in

nationalen und internationalen Projekten Labor- und Feldexperimente durchgeführt

und die gemessenen Daten mit Modellergebnissen verglichen. Beispielsweise

wurde im Felslabor Grimsel der Nagra zur Überprüfung der Aussagekraft

von Transportmodellen ein Migrationsversuch aufgebaut (vgl. z.B. FRICK et al. ,


- 5 - NAGRA NTB 94-06

1992), der nun schon seit mehreren Jahren läuft und im nächsten Jahr abgeschlossen

werden soll. Die Analysen dieses Versuches sowie Versuche im Labor

(z. B. am PSI) und die damit verbundene Überprüfung der Rechenmodelle

konnten das Vertrauen in die Verwendbarkeit der Rechenmodelle für die

Modellierung der Radionuklidausbreitung in der Geosphäre erhärten (vgl. z.B.

HEER & HADERMANN, 1994). Der Migrationsversuch im Felslabor Grimsel

sowie die Laborversuche am PSI bilden also einen wichtigen Beitrag zur

Validierung der Geosphären-Transportmodelle.

Im Zusammenhang mit der Validierung sind auch die Untersuchungen von

natürlichen Analoga zu erwähnen, die wesentlich zum Vertrauen in die Modellrechnungen

beitragen. Ein genereller Überblick über die Anwendung natürlicher

Analoga ist z. B. in CHAPMAN et al. (1984) und MILLER et al. (1994) gegeben.

Spezifische Aspekte des Endlagers SMA mit den grossen Zementmengen

im Nahfeld werden z. B. in BATH et al. (1988) und ALEXANDER (1994)

behandelt.

Neben der Entwicklung von Rechenmodellen werden (z. B. am PSI) für spezifische

Fragen Laborprogramme durchgeführt, die das Verhalten der Radionuklide

im Endlager-Nahfeld und in der Geosphäre untersuchen. Die Ergebnisse dieser

Laborstudien bilden eine Ergänzung zu den aus anderen Programmen übernommenen

Daten und sind eine wichtige Grundlage für die Modellierung des

Langzeitverhaltens der Endlager.

Zusätzlich zu diesen Arbeiten im Labor werden aber für die Modellierung

insbesondere auch standortspezifische Felddaten benötigt, wie sie für das SMA­

Programm u. a. am Wellenberg (NAGRA, 1993b) erhoben wurden.

Die zur Verfügung stehenden Rechenmodelle sowie die Erkenntnisse aus den

Laborversuchen wurden anlässlich wichtiger Konzept- bzw. Standortbeurteilungen

durch die N agra verwendet, um die Langzeitsicherheit quantitativ zu

beurteilen. Insbesondere wurden im Rahmen des Projektes Gewähr für die

hochaktiven Abfälle die Endlagerung im kristallinen Sockel der Nordschweiz

untersucht (NAGRA, 1985a und 1985b), während für die Endlagerung der

schwach- und mittelaktiven Abfälle am Beispiel des Modellstandorts Oberbauenstock

umfangreiche Analysen zur Quantifizierung der Langzeitsicherheit durchgeführt

wurden, die in den Berichten NAGRA (1985c) und NAGRA (1985d)

zusammengefasst wurden. Die Arbeiten zu Projekt Gewähr stützen sich auf eine

grosse Zahl von Referenzberichten ab. Eine weitere wichtige Anwendung waren

die 1988 durchgeführten Sicherheitsanalysen im Rahmen der Stollenfreigabegesuche,

bei denen die an den drei Standorten Bois de la Glaive, Oberbauenstock

und Piz Pian Grand von der Oberfläche bzw. von bestehenden Bauwerken aus

gesammelten Informationen im Hinblick auf die Langzeitsicherheit ausgewertet

wurden. Für alle drei Standorte haben die Analysen bzgl. der Langzeitsicherheit

keine Ausschlussgründe aufgezeigt. Im Rahmen der Standortwahl wurde im

letzten Jahr eine Beurteilung der Langzeitsicherheit für das Endlager SMA am

Standort Wellenberg vorgenommen (NAGRA, 1993a). In diesem Jahr wurde die

Synthese der regionalen Felduntersuchungen im Hinblick auf die Endlagerung


NAGRA NTB 94-06 - 6 -

hoch aktiver Abfälle im kristallinen Sockel der Nordschweiz abgeschlossen; im

Rahmen dieses Projektes wurde auch eine umfangreiche Analyse zur Langzeitsicherheit

durchgeführt (NAGRA, 1994).

Die Methodik der Sicherheitsanalysen sowie die standortunabhängigen Informationen

werden laufend aktualisiert; dazu wird auch auf die internationalen

Erfahrungen abgestützt. Die Nagra hat zu diesem Zweck Zusammenarbeitsabkommen

mit den meisten nationalen Entsorgungs-Programmen (z. B. mit

Belgien, Deutschland, England, Finnland, Frankreich, Japan, Schweden und den

USA) und wirkt auch aktiv in internationalen Gremien (z. B. der EG, der International

Atomic Energy Agency der UNO und der Nuclear Energy Agency der

OECD) mit.

Das heute vorhandene Know-how basiert auf den in vielen Ländern seit mehr

als 20 Jahren durchgeführten Analysen zur Beurteilung der Langzeitsicherheit

von Endlagern für radioaktive Abfälle. Die Entwicklung der entsprechenden

Methoden hat bis heute grosse Fortschritte gemacht, und bei der Anwendung

von Sicherheitsanalysen liegen umfangreiche Erfahrungen vor. Neben Konzeptund

Machbarkeitsstudien wurden Sicherheitsanalysen auch schon für Bewilligungsverfahren

für den Bau und den Betrieb von untertägigen Endlagern

eingesetzt, so z. B. für das schwedische und finnische Endlager für Reaktorabfälle,

die 1988 bzw. 1992 in Betrieb genommen wurden.

Ein wichtiges Dokument wurde durch die Kernenergieagentur NEA der OECD,

die Internationale Atomenergieagentur IAEA und das zuständige Gremium der

Kommission der Europäischen Gemeinschaften erarbeitet, welches eine kollektive

Meinungsäusserung zum Stand der Methodik der Sicherheitsanalysen enthält.

Im Dokument sind die zwei folgenden wesentlichen Schlussfolgerungen festgehalten

(NEA, 1991):

Es stehen heute Methoden zur Verfügung, welche eine Beurteilung der

möglichen radiologischen Langzeitwirkungen von sorgfältig ausgelegten

Endlagersystemen für radioaktive Abfälle auf die Menschen und ihre

Umwelt erlauben.

Der sachgerechte Gebrauch dieser Methoden, verbunden mit ausreichender

Information über die vorgeschlagenen S~andorte, erlaubt zu entscheiden, ob

bestimmte Endlagersysteme für die heutige sowie für zukünftige Generationen

der menschlichen Gesellschaft befriedigende Sicherheit bieten.


- 7 - NAGRA NTB 94-06

1.5 Kriterien für die Beurteilung der Langzeitsicherheit

Die behördlichen Kriterien für die Beurteilung der Langzeitsicherheit sind in der

Richtlinie HSKjR-21 definiert (HSK & KSA, 1993). Die Kriterien sind in folgenden

Schutzzielen zusammengefasst:

Schutzziel 1:

Die Freisetzung von Radionukliden aus einem verschlossenen Endlager in/olge

realistisch erweise anzunehmender Vorgänge und Ereignisse soll zu keiner Zeit zu

jährlichen Individualdosen führen, die 0.1 mSv überschreiten.

Schutzziel 2:

Das aus einem verschlossenen Endlager in/olge unwahrscheinlicher, unter

Schutzziel1 nicht berücksichtigter Vorgänge und Ereignisse zu erwartende

radiologische Todes/allrisiko für eine Einzelperson soll zu keiner Zeit ein

Millionstel pro Jahr übersteigen.

Schutzziel 3:

Nach dem Verschluss eines Endlagers sollen keine weiteren Massnahmen zur

Gewährleistung der Sicherheit erforderlich sein. Das Endlager soll innert einiger

Jahre verschlossen werden können.

Die oben aufgeführten Schutzziele leiten sich aus dem Ziel ab, Mensch und

Umwelt vor der Schädigung durch ionisierende Strahlung dauernd zu schützen

und zukünftigen Generationen bezüglich der Endlagerung radioaktiver Abfälle

keine übermässigen Lasten aufzuerlegen.

Bezüglich der formulierten Schutzziele sind folgende Aspekte hervorzuheben:

Die in Schutzziel 1 definierte Dosislimite ist sehr streng; die Limite von

0.1 mSv ja liegt deutlich unterhalb der natürlichen Strahlenbelastung in der

Schweiz (die etwa zwischen 1 und 10 mSvja liegt, vgl. BAG, 1992) und ist

auch kleiner als der Schwankungsbereich der natürlichen Strahlenbelastung.

Das in Schutzziel 2 für seltene Ereignisse zugelassene Risiko ist klein im

Vergleich zu Risiken aus anderen menschlichen Tätigkeiten (vgl. z. B.

FRITZSCHE, 1991).

Weiter ist hervorzuheben, dass die Schutzziele 1 und 2 für alle Zeiten einzuhalten

sind. Dies hat zur Folge, dass sich die Abschätzungen zur Langzeitsicherheit

über sehr lange Zeiten erstrecken. Die in diesem Bericht dokumentierten

Berechnungen umfassen einen Zeitraum bis zu einer Million

Jahre und beinhalten z. B. auch die Bewertung der Freilegung des Endlagers

durch Erosion nach mehr als 1 00'000 Jahren. Berechnungen für solch grosse

Zeiträume sind unvermeidlich mit Ungewissheiten verbunden. Die HSK hält

dazu fest (HSK & KSA, 1993):


NAGRA NTB 94-06 - 8 -

Diese Ungewissheiten nehmen mit zunehmender Zeitspanne der Prognose in die

Zukunft zu. Die einzelnen Komponenten des Endlagersystems - technische

Barrieren, Wirtgestein, umliegende geologische Schichten, Biosphäre - haben

zudem eine unterschiedliche zeitliche Prognostizierbarkeit. Die Lebensgewohnheiten

der Menschen zukünftiger Generationen sind auch ungewiss.

Unter diesen Umständen sind Dosisberechnungen für die feme Zukunft nicht

als effektive prognostizierte Strahlenexpositionen einer definierbaren Bevölkerungsgruppe

zu verstehen. Es handelt sich dabei vielmehr um einen Indikator

zur Bewertung der potentiellen Radionuklidfreisetzung in die Biosphäre. In

diesem Sinne sind Dosis- und Risikoberechnungen auch für die feme Zukunft

durchzuführen, zumindest bis zu den maximalen potentiellen Konsequenzen aus

dem Endlager, trotz den Ungewissheiten hinsichtlich des Zustandes der Biosphäre

und der Existenz einer Bevölkerung.

Die Anforderung gemäss Schutzziel 3 bewirkt, dass die oberflächennahe

Endlagerung, wie sie z. B. in den USA, in Frankreich und Grossbritannien

für gewisse Abfälle praktiziert wird, in der Schweiz nicht zulässig ist.

Für den Vergleich mit den Schutzzielen würde es genügen, die Resultate der

Berechnungen zur Abschätzung der Langzeitsicherheit durch Zahlenwerte mit

einer signifikanten Stelle anzugeben. Eine solche Resultatsangabe wäre auch

angesichts des Detaillierungsgrades der Modellrechnungen und der Genauigkeit

der Eingangsparameter sinnvoll und würde sich mit dem Vorgehen der ICRP bei

der Ermittlung der Dosiskoeffizienten decken. Wenn im folgenden dennoch die

Resultate durch Zahlenwerte mit zwei oder mehr Stellen angegeben werden, so

erfolgt dies, um den Vergleich von verschiedenen Szenarien und die Beurteilung

des Einflusses einzelner Vorgänge und Ereignisse bzw. einzelner Annahmen

besser zu ermöglichen.


- 9 - NAGRA NTB 94-06

2 GRUNDLAGEN

2.1 Sicherheitskonzept des Endlagers SMA

2.1.1 Einleitung

Obschon ein Endlager durch eine grosse Anzahl von Vorgängen und Ereignissen

beeinflusst wird, zeigt sich, dass die Szenarien

Freisetzung der Radionuklide mit dem Tiefengrundwasser

Freilegung des Endlagers durch Erosion

für die Langzeitsicherheit massgebend sind.

Für diese zwei massgebenden Szenarien lassen sich die folgenden funktionellen

Anforderungen an das Endlager SMA ableiten:

Für das Szenarium einer Freisetzung der Radionuklide mit dem Tiefengrundwasser

hat das Barrierensystem (technische und geologische Barrieren)

des Endlagers SMA dafür zu sorgen, dass die Freisetzungsraten der Nuklide

in die Biosphäre vernachlässigbar oder zumindest klein sind. Damit ist

sichergestellt, dass die Radionuklidkonzentrationen in der Biosphäre gering

bleiben und die daraus resultierenden Dosen unterhalb der behördlichen

Limiten liegen.

Für das Szenarium der Freilegung des Endlagers durch Erosion muss eine

genügende Überdeckung des Endlagers vorhanden sein, damit der grösste

Teil des Nuklidinventars zerfallen kann, bevor die Endlagerkavernen

freigelegt werden. Der gegenwärtige Untersuchungsstand für den Standort

Wellenberg zeigt, dass eine Freilegung des Endlagers durch Erosion nicht

vor 100'000 Jahren erfolgt (KLEMENZ, 1993); die Aktivität des Nuklidinventars

wird bis zu diesem Zeitpunkt so weit zerfallen sein, dass die resultierenden

Dosen unterhalb des Schutzziels liegen werden.

In den folgenden zwei Abschnitten wird der Schwerpunkt auf die Freisetzung der

Radionuklide mit dem Tiefengrundwasser gelegt.

2.1.2 Grundsätze zum Sicherheitskonzept f"ür das Endlager SMA

Das Sicherheitskonzept für die Nachbetriebsphase des Endlagers SMA, das auf

dem in Fig. 2.1-1 abgebildeten System der Sicherheitsbarrieren beruht, baut auf

folgenden Elementen auf:


NAGRA NTB 94-06

- 10 -

Verfestigungsmatrix

(Zement, Bitumen, Kunststoff)

• Begrenzt Freisetzung

Contain , Containerverfüllung u. Abfallgebinde

(Beton / Fliesszement / Stahl)

(Option Containereinlagerung)

• Begrenzen Freisetzung

• Begünstigt Radionuklid-Sorption

• Sorgen tür günstigen Chemismus

Auskleidung und Verfüllung der Lagerkaverne

(Beton / Spezialmörtel)

• Begrenzen Wasserzutritt

• Verzögern Beginn der Freisetzung

• Begrenzen Freisetzung

• Sorgen tür günstigen Chemismus

• Begünstigt Radionuklid-Sorption

• Ermöglichen Gasentweichung

Geologische Barrieren

Lagerzone:

• Begrenztes Wasserangebot

• Günstige Hydrochemie

• Mechanische Stabilität

Geosphäre:

• Verzögerung der mit Wasser transportierten

Radionuklide (Sorption, Matrixdiffusion)

• Reduktion der Radionuklid·Konzentration (Verdün·

nung, radioaktiver Zerfall)

• Schutz der technischen Barrieren (zum Beispiel vor

Gletschererosion)

~

'CIl

.r::

c.

I/J

o

Q)

(!J

Lagerzone

Fig.2.1-1:

System der Sicherheitsbarrieren für das Endlager SMA


- 11 - NAGRA NTB 94-06

Rückhaltung der Radionuklide im Nahfeld: Das Nahfeld (Endlagerkavernen

mit den verfestigten Abfällen, den Endlagercontainern, dem Verfüllmaterial

und der umgebenden Geologie) bildet ein "Reservoir" mit möglichst grosser

Nuklid-Rückhaltekapazität und bewirkt, dass viele der Nuklide im Endlager

zerfallen und die verbleibenden Nuklide nur in sehr kleinen Raten in die

Geosphäre freigesetzt werden.

Reduktion der Nuklidkonzentration durch Zerfall (abhängig von der Transportzeit)

und Dispersion während des Transportes aus dem Nahfeld durch

die Geosphäre in die Biosphäre; die gesamte Transportzeit bis in die

Biosphäre wird beeinflusst durch:

Zeitpunkt der Freisetzung aus dem Nahfeld (je nach Sorption einige

Jahre bis Jahrtausende)

Transportzeit durch die Geosphäre

die resultierende Restkonzentration an Radionukliden in der Biosphäre ist

infolge Verdünnung so klein, dass das behördliche Dosisschutzziel eingehalten

werden kann.

2.1.3 Wichtige Komponenten und Prozesse im Endlager SMA

2.1.3.1 Technische Barrieren und endlagernaher Bereich der Geosphäre

Die Rückhaltekapazität für Radionuklide im Nahfeld wird durch folgende

Phänomene bestimmt:

Die Menge an porösem Material im Nahfeld, in welches die Radionuklide

aus den Abfallgebinden freigesetzt werden. Dieses poröse Material wird

durch Zementmörtel in den Abfallgebinden und vor allem durch den

porösen Verfüllmörtel gebildet, der möglichst gleichmässig um die Abfallgebinde

herum angeordnet wird. Je grösser die Menge an porösem Material,

desto kleiner werden auch die Radionuklid-Konzentrationen in seinem

Porenraum; diese Reduktion der Konzentration wird noch verstärkt durch

den Effekt der Sorption. Im gegenwärtigen Endlagerkonzept wird pro 1 m 3

Abfall etwa 1 m 3 Verfüllmaterial mit einer Porosität von etwa 30 % eingesetzt.

Damit die ganze Verfüllung effektiv für die Rückhaltung zur Verfügung

steht, wird durch die Wahl eines geeigneten Verfüllmaterials sichergestellt,

dass keine signifikanten Kurzschlüsse durch präferentielle Fliesswege (Risse,

Hohlräume etc.) entstehen.

Durch Sorption der Radionuklide am Korngerüst der einzelnen Komponenten

des Nahfeldes (insb. am Verfüllmaterial) und durch Einbau von Radionukliden

in Sekundärphasen wird gewährleistet, dass im Porenwasser des

Nahfeldes eine geringe Konzentration an Radionukliden besteht:


NAGRA NTB 94-06 - 12 -

Zur Gewährleistung einer guten Sorption wird eine günstige und stabile

Nahfeldchemie angestrebt. Dies wird durch eine genügend grosse Zementmenge

und durch kleine Wasserflüsse durch das Nahfeld sichergestellt.

Da die Abbauprodukte von organischen Materialien (insb. von Zellulose)

und andere Komplexbildner die Sorption erniedrigen und die Löslichkeit

erhöhen können, ist im gegenwärtigen Endlagerkonzept vorgesehen, Abfälle

mit einem signifikanten Gehalt an potentiellen Komplexbildnern getrennt

von den anderen Abfällen einzulagern. Deshalb wird in den Sicherheitsanalysen

gegenwärtig von vier verschiedenen Abfallgruppen ausgegangen, die

sich in der Art und Konzentration von zugelassenen potentiell komplexbildenden

Materialien unterscheiden.

Der Wasserfluss durch das Nahfeld beeinflusst den Zeitpunkt und die

Grösse der Freisetzung des radionuklidhaltigen Porenwassers in die Geosphäre

massgebend:

Im gegenwärtigen Konzept wird der Kavernenauskleidung keine hydraulische

Barrierenwirkung zugeschrieben, so dass der Wasserfluss durch die

lokale hydrogeologische Situation im Endlagerbereich bestimmt wird

("Geologie als hydraulische Barriere"). Der Wasserfluss im Endlagerbereich

hängt ab von der Durchlässigkeit des Wirtgesteins, von den lokalen Gradienten,

den hydraulischen Eigenschaften des Endlagerbauwerks, dessen Auflockerungszone,

der Endlagerversiegelung sowie von der potentiellen

Änderung der hydraulischen Gradienten infolge eines möglichen Druckaufbaus

durch Gasbildung im Endlager-Nahfeld.

Der Einfluss der Gasbildung auf die (advektive) Nuklidfreisetzung aus dem

Nahfeld wird minimiert durch das sogenannte Wannenkonzept für die

Endlagerkavernen und die Verwendung eines porösen Verfüllmörtels. Durch

das Wannenkonzept wird sichergestellt, dass der Verbindungsstollen für das

allenfalls ausgepresste Nahfeldporenwasser keinen präferentiellen Freisetzungspfad

bildet. Mit der Wahl des porösen Verfüllmörtels wird ausserdem

dafür gesorgt, dass das Endlagergas ohne grosse Überdrücke aus den

Kavernen entweichen kann.

2.1.3.2 Geosphäre

Die Hauptfunktion der Geosphäre ist, für einen kleinen Wasserfluss durch die

Endlagerkavernen zu sorgen; damit ist sichergestellt, dass das Nahfeld eine sehr

gute Barrierenwirkung besitzt. Die Geosphäre kann aber zusätzlich eine sehr

wirksame Transportbarriere bilden.

Die Wirksamkeit der Geosphäre als Transportbarriere wird im wesentlichen

bestimmt durch


- 13 -

NAGRA NTB 94-06

den Wasserfluss in der Geosphäre, der abhängig ist von

der Durchlässigkeit und

dem hydraulischen Gradienten

den kleinräumigen Aufbau der wasserführenden Systeme hinsichtlich

der Geometrie

der Intensität der kleinräumigen Zerklüftung und

der Beschaffenheit des Nebengesteins (diffusionszugängliche Porosität)

die Sorption entlang dem Transportweg 1 \ die abhängig ist von

der Mineralogie im Kontakt mit dem radionuklidhaltigen Grundwasser

und

dem Chemismus des Grundwassers

das Vorhandensein von Kolloiden, welche die Barrierenwirkung der Geosphäre

beeinflussen können

die Länge des Migrationspfades; gemäss gegenwärtigem geologischem

Konzept für den Standort Wellenberg existiert bei einer adäquaten Anordnung

der Endlagerkavernen eine Migrationslänge von mindestens 100 m im

gering durchlässigen Wirtgestein bis zur nächsten höher durchlässigen

Störungszone bzw. bis zu höher durchlässigen Bereichen. Für die Beurteilung

der Langzeitsicherheit wird im folgenden lediglich auf eine wirksame

Länge des Migrationspfades von 100 m abgestützt. Tatsächlich wird diese

Migrationslänge mit hoher Wahrscheinlichkeit und für die meisten Bereiche

des Endlagers länger sein. Zudem werden auch die Störungszonen bzw. die

höher durchlässigen Bereiche zur Nuklidretention während des Transportes

durch die Geosphäre beitragen.

2.1.3.3 Verdünnung des radionuklidhaltigen Porenwassers

Eine Verdünnung erfolgt zunächst im Wirtgestein durch Mischung mit radionuklidfreiem

Wasser. Eine weitere Verdünnung folgt in den darüber liegenden

Lockergesteinen und in Oberflächennähe beim Zufluss in die dortigen, verhältnismässig

stärker wasserführenden Boden-, Grund-, Quell- und Oberflächengewässer.

1)

Durch die Auslaugung des Zements im Nahfeld des Endlagers wird das Grundwasser

verändert; dies führt auch zu einer Umwandlung der Mineralien entlang dem Migrationspfad

und kann evtl. auch die Eigenschaften der wasserführenden Systeme verändern (Änderung

der Sorption; Verstopfen bzw. Aufweiten der Transportwege, je nach Mineralogie).


NAGRA NTB 94-06 - 14 -

2.2 Abfallbezogene Eigenschaften des Endlagers SMA

Für die Bewilligungsverfahren, die Sicherheitsanalysen und die bautechnischen

Projektierungsarbeiten werden Angaben über die Gesamtheit der für die

Endlagerung erwarteten Abfälle benötigt. Da der Grossteil dieser Abfälle erst in

der Zukunft anfällt und deshalb für viele der Abfälle seitens der Abfallproduzenten

noch keine Spezifikationen gemäss HSK/R-14 (HSK, 1988) vorliegen, hat

die Nagra die zu erwartenden Abfälle modellhaft charakterisiert und im Modellhaften

Inventar der Radioaktiven Abfälle (kurz: MIRA) beschrieben. Dieses

Inventar enthält Angaben über die Abfallmengen und die Eigenschaften der

Abfälle (Nuklidinventar, Materialien, Art der Konditionierung und Verpackung).

Es ist in ALDER & McGINNES (1994) dokumentiert.

Für die Projektarbeiten müssen die einzelnen in MIRA definierten Abfallsorten

provisorisch einem der beiden Endlager - entweder dem Endlager SMA oder

dem Endlager für langlebige mittelaktive sowie hochaktive Abfälle (Endlager

LMA/HAA) - zugewiesen werden. Eine abschliessende Endlager-Zuordnung für

alle Abfallsorten ist heute noch nicht sinnvoll und auch nicht möglich. Einerseits

fehlen abschliessende Daten für den Standort Wellenberg und die detailliertere

Charakterisierung der technischen Barrieren, andererseits müssen die Spezifikationen

der realen radioaktiven Abfälle, die zum grössten Teil noch gar nicht

existieren, vorliegen. Diese Spezifikationen, welche vor der Produktion des

entsprechenden Abfallgebindetyps durch die Abfallproduzenten zu erstellen und

durch die Behörde und die Nagra im Rahmen der behördlichen Produktionsfreigabe

zu prüfen sind 1 ), werden verwendet, um das modellhafte Inventar MIRA

periodisch auf den neuesten Kenntnisstand zu bringen. Die endgültige Endlager­

Zuordnung wird im Rahmen eines Verfahrens erfolgen, bei dem die Abfallgebinde

vor ihrer Einlagerung gemäss einer bei der Betriebsbewilligung zu

treffenden Regelung durch die Betreiber und die Behörde auf ihre Zulässigkeit

für das Endlager SMA hin kontrolliert werden. Zu diesem Zweck wird auf die

entsprechenden Typenspezifikationen und die effektiven Gebindedaten zurückzugreifen

sein.

Aufgrund der heute vorhandenen Informationen und der bisherigen Abklärungen

werden für das Rahmenbewilligungsgesuch und für die weitere Planung Abfälle

folgender Herkunft dem Endlager SMA zugeordnet:

1)

In der behördlichen Richtlinie HSK/R-14 "Konditionierung und Zwischenlagerung radioaktiver

Abfälle" (HSK, 1988) ist festgelegt, dass im Rahmen des behördlichen Freigabeverfahrens

für die Konditionierung eines neuen Abfallgebindetyps der Endlagerbetreiber

dessen Endlagerfähigkeit zu untersuchen und als Voraussetzung für die Produktionsaufnahme

zu bescheinigen hat. Die Nagra nimmt diese Aufgabe vorderhand in Vertretung der Genossenschaft

für nukleare Entsorgung Wellenberg (GNW) wahr und stellt insbesondere sicher,

dass die Information zu den Abfallgebinden hinreichend vollständig ist.


- 15 - NAGRA NTB 94-06

Abfälle aus dem Betrieb der KKW (BA), inkl. Reaktorabfälle (RA)

Abfälle aus der Stillegung der KKW (SA-KKW)

Abfälle aus der Stillegung von Forschungsinstituten (SA-PSIW)

Abfälle aus Medizin, Industrie und Forschung (MIF)

schwachaktive technologische Abfälle aus dem Brennstoffkreislauf, insb. aus

der Wiederaufarbeitung (WA)

Eine entsprechende Zusammenstellung mit den in MIRA enthaltenen Abfallsorten

findet sich in Tab. 2.2-1.

Endlager-Zuordnung

Entstehungsort der Abfälle zugehörige MlRA-Abfallsorte für den

vorliegenden Bericht

MIF-1, MIF-2, MIF-3A,

Medizin, Industrie und Forschung MIF-3B, MIF-4, MIF-5A, Endlager SMA

MIF-5B

Betrieb der Kernkraftwerke BA-1, BA-2, BA-3, BA-5, BA-6 Endlager SMA

Austausch von Reaktorkomponenten

der Kernkraftwerke

Stillegung der Kernkraftwerke

Stillegung von Forschungsinstituten

Wiederaufarbeitung des Kernbrennstoffes

RA-1, RA-4, RA-5, RA-6, RA-7

SA-KKW-1, SA-KKW-2 ... 6,

SA-KKW-7, SA-KKW-8

SA-PSIW-1, SA-PSIW-2,

SA-PSIW-3, SA-PSIW-4,

SA-PSIW-5, SA-PSIW-6

WA-COG-1 1 )

WA-BNF-2, WA-COG-2,

WA-BNF-4, WA-COG-4,

WA-COG-6, WA-BNF-7

WA-BNF-5, WA-COG-5

Endlager SMA

Endlager SMA

Endlager SMA

Endlager HAA

Endlager LMA

Endlager SMA

1)

für die Projektarbeiten RAA wird WA-BNF-l durch WA-COG-1 berücksichtigt

Tab. 2.2~ 1:

Zuordnung der Abfallsorten (gemäss ALDER & McGINNES,

1994) zu den Endlagern RAA, LMA und SMA für die vorliegende

Sicherheitsanalyse; die in dieser Tabelle in der Numerierung fehlenden

Abfallsorten (z. B. RA-2, RA-3) sind im Laufe der Erarbeitung

von MIRA eliminiert worden


NAGRA NTB 94-06 - 16 -

2.2.1 Aufteilung des Abfalls in Abfallgruppen

Wie in dem in Kap. 2.1 dokumentierten Sicherheitskonzept erwähnt, wird für die

Gewährleistung der Langzeitsicherheit eine optimale Ausnützung der Nuklidrückhaltung

im Nahfeld (Sorption) angestrebt. Dies wird erreicht, indem Abfälle

mit InhaItsstoffen, die sich ungünstig auf die Immobilisierung der Radionuklide

auswirken, getrennt eingelagert werden: Die dem Endlager SMA zugewiesenen

Abfälle werden in vier Abfallgruppen (SMA-1 bis SMA-4) aufgeteilt, die in vier

voneinander getrennten Bereichen des Endlagers eingelagert werden. Die

Auf teilung erfolgt aufgrund des Gehaltes der Abfälle an chemischen Inhaltsstoffen,

soweit diese für die Mobilisierung und Ausbreitung der Radionuklide

von Bedeutung sind.

Komplexbildner können die Sorption von Radionukliden im Endlager-Nahfeld

und in der Geosphäre signifikant vermindern. Für eine optimale RückhaItung

von Radionukliden ist es daher wesentlich, chemische Wechselwirkungen verschiedener

Abfallgruppen zu minimieren, indem die komplexbildnerarmen und

-reichen Abfallgruppen bei der Einlagerung räumlich separiert werden. Mit der

Ausnahme von Zementadditiven können Komplexbildner in signifikanten

Mengen nur über die Abfälle in das Endlager gelangen. Ein Teil der Komplexbildner

ist bereits bei der Einlagerung in den Abfallgebinden vorhanden; der

andere Teil entsteht durch Degradation von hochmolekularen Abfallkomponenten

wie etwa Zellulose über einen längeren Zeitraum.

2.2.1.1 Vorgehen

Die Wirkung von Komplexbildnern auf die Sorption von Radionukliden wurde

erst in wenigen Sicherheitsanalysen explizit berücksichtigt. Ein Beispiel hierfür

ist die Sicherheitsanalyse für das schwedische Endlager für Reaktorabfälle SFR

(LINDGREN & PERS, 1991). Die Wirkung von Komplexbildnern wurde durch

kavernenspezifische N ahfeld-Sorptionswerte berücksichtigt (EW ARTet al. ,

1991); der Einfluss auf die Geosphäre brauchte bei dieser Analyse nicht berücksichtigt

zu werden, da dort konservativerweise keine Sorption angenommen

wurde.

Die hier vorliegende Sicherheitsanalyse geht, weiter als jene für das schwedische

Endlager SFR, indem die Retardation in der Geosphäre berücksichtigt wird. Im

Unterschied zu SFR wird deshalb der Einfluss der aus dem Endlager stammenden

Komplexbildner auf den Transport durch die Geosphäre explizit berücksichtigt,

wobei der räumlich getrennten Einlagerung der verschiedenen Abfallgruppen

Rechnung getragen wird.


- 17 - NAGRA NTB 94-06

2.2.1.2 Definition der Abfallgruppen SMA-l bis SMA-4

Für die vorliegende Sicherheitsanalyse wurde angenommen, dass der dem

Endlager SMA zugewiesene Abfall in vier Gruppen, SMA-l bis SMA-4, aufgeteilt

wird. Diese Gruppen unterscheiden sich durch Art und Menge der in ihnen

enthaltenen Komplexbildner. Definitionsgemäss erhöhen die in der Abfallgruppe

SMA-l enthaltenen chemischen Stoffe die Mobilität der Radionuklide im

Endlager-Nahfeld nicht. Die Abfallgruppe SMA-2 enthält Stoffe, welche die

Mobilität erhöhen, in kleinen Mengen, die Gruppe SMA-3 in grösseren Mengen.

Abfälle mit sehr grossen Mengen an Komplexbildnern werden der Gruppe

SMA-4 zugeordnet.

Entsprechend dem Gehalt an Komplexbildnern weisen die Abfallgruppen somit

unterschiedliche Sorption in ihren Bereichen des Endlagers auf.

Die Sorptionswerte der Abfallgruppen SMA-l bis SMA-4 in den entsprechenden

Bereichen des Endlagers sind in Tab. 2.2-2 enthalten. Die Sorptionswerte für

SMA-l entsprechen den Sorptionswerten an Zement ohne Komplexbildner, wie

sie in Tab. 4 in BRADBURY & SAROTT (1994) aufgeführt sind. Die Sorptionswerte

für SMA-2 und SMA-3 entsprechen

einer Reduktion um den Faktor 50 bzw. 500 für Actiniden, Lanthaniden und

das Übergangsmetall Zr

einer Reduktion um einen Faktor 10 für die Übergangsmetalle (mit Ausnahme

von Zr) und für die Elemente Pb, Po, Sn

keiner Reduktion für (Erd-)Alkalimetalle, das Element Ag und alle Elemente,

die unter Endlagerbedingungen in anionischer Form vorliegen (Canorg' Se,

Mo).

Die Sorptionswerte für SMA-4 wurden für alle chemischen Elemente Null

gesetzt. Dies ist insbesondere für Elemente, die unter Endlagerbedingungen

keine Komplexe mit organischen Liganden bilden, ein äusserst konservativer

Wert. Das Fehlen jeglicher Sorption in SMA-4 wurde jedoch verwendet, um die

veränderten Eigenschaften von Zement mit sehr hohen Anteilen an organischen

Fremdstoffen (Zementdegradation durch den Abbau hochmolekularer organischer

Stoffe, vgl. NEALL, 1994) mit Sicherheit abzudecken.


NAGRA NTB 94-06 - 18 -

Element

Gleichgewichts-Verteilungskoeffizienten ~ [m 3 /kg]

SMA-l SMA-2 SMA-3 SMA-4

H 0 0 0 0

Be 0 0 0 0

Canorg 1 1 1 0

Corg 1) ~ 0 ~ 0 ~ 0 0

Na 0 0 0 0

Cl 10- 2 10- 2 10- 2 0

K 0 0 0 0

Ca 1 1 1 0

Mn 10- 1 10- 2 10- 2 0

Fe 10- 1 10- 2 10- 2 0

Co 10- 1 10- 2 10- 2 0

Ni 10- 1 10- 2 10- 2 0

Se 10-4 10-4 10-4 0

Sr 10- 3 10- 3 10- 3 0

Zr 5 10- 1 10- 2 0

Nb 5.10- 1 5.10- 2 5.10- 2 0

Mo 10-4 10-4 10-4 0

Tc 1 10- 1 10- 1 0

Pd 10- 1 10- 2 10- 2 0

Ag 10- 3 10- 3 10- 3 0

Sn 1 10- 1 10- 1 0

I 10- 3 10- 3 10- 3 0

Cs 10- 3 10- 3 10- 3 0

Sm 5 10- 1 10- 2 0

Eu 5 10- 1 10- 2 0

Pb 5.10- 1 5.10- 2 5.10- 2 0

Po 5.10- 1 5.10- 2 5.10- 2 0

Ra 5.10- 2 5.10- 2 5.10- 2 0

Ac 5 10- 1 10- 2 0

Th 5 10- 1 10- 2 0

Pa 5 10- 1 10- 2 0

U 5 10- 1 10- 2 0

Np 5 10- 1 10- 2 0

Pu 5 10- 1 10- 2 0

Am 5 10- 1 10- 2 0

Cm 5 10- 1 10- 2 0

I)

vgl. dazu auch die Diskussion in Abschn. 2.2.1.4

Tab. 2.2-2:

Sorptionsdatenbasis des Endlager-Nahfeldes für die Abfallgruppen

SMA-1 bis SMA-4 in den entsprechenden Bereichen des Endlagers

unter Endlagerbedingungen (Erläuterungen im Text)


- 19 - NAGRA NTB 94-06

Die in Tab. 2.2-2 festgelegten Sorptionsdaten für die Abfallgruppen SMA-l bis

SMA-4 entsprechen den in den Tab. 2.2-3 und 2.2-4 aufgeführten Grenzkonzentrationen

für Komplexbildner in den entsprechenden Bereichen des Endlagers.

Tab. 2.2-3 enthält die Grenzkonzentrationen in bezug auf vier verschiedene abdeckende

Stoffklassen; in Tab. 2.2-4 wird der Beitrag einzelner Stoffe zu den

Stoffklassen gegeben. Beide Tabellen wurden ausgehend von Tab. 2.2-2 unter

Berücksichtigung von BRADBURY & SAROTT (1994) abgeleitet. Die Gewichtungsfaktoren

in Tab. 2.2-4 geben an, mit welchem Faktor die Konzentrationen

der einzelnen Stoffe gewichtet werden, um die Konzentration der zugehörigen

Stoffklasse zu ermitteln. Im besonderen bedeutet ein Gewichtungsfaktor 0, dass

der zugehörige Stoff keine sorptionsmindernde Wirkung besitzt.

Stotlldasse

Abfallgruppe zelluloseartige hochmolekulare niedermolekulare anorganische

Materialien Organika Organika Komplexbildner

[%] [%] [M] [M]

SMA-1 s 0.025 s 1 S 10- 3 S 10- 5

SMA-2 S 0.25 s 10 S 10- 2 S 10- 3

SMA-3 S 1.5 s 10 S 10- 2 S 10- 3

SMA-4 > 1.5 > 10 > 10- 2 > 10- 3

Tab. 2.2-3: Grenzkonzentrationen für sorptionsmindernde Stoffklassen (in %

des Zementgewichtes bzw. molare Konzentrationen im Zementporenwasser,

vgl. Tab. 2.2-4 und Abschn. 2.2.1.3); die Grenzkonzentrationen

wurden ausgehend von Tab. 2.2-2 unter Berücksichtigung

von BRADBURY & SAROTT (1994) abgeleitet


NAGRA NTB 94-06 - 20 -

Stoffklasse

Stoff

Gewichtsfaktor

Hinweis

Zellulose 1

Papier, Karton 1

Zellstoff 1

zelluloseartige

Materialien Baumwolle 1

analoge Materialien 1

zelluloseartige Ze- 1 nicht relevant wegen geringer

mentadditive

Mengen

Bitumen 0 BRADBURY & SAROTT

(1994), Kap. 7.3.2

hochmolekulare Polystyrol 0 do., Kap. 7.3.3

Organika 1)

Ionentauscher 0 do., Kap. 7.3.3

(Molekulargewicht

grösser 1 kg/Mol) Zementadditive 0 do., Kap. 7.3.4

andere 1 do., Kap. 7.3.1

niedermolekulare

Organika

(Molekulargewicht

kleiner 1 kg/Mol)

EDTA 1 BRADBURY & SAROTT

(1994), Kap. 7.2

NTA -5-10. 2 do., Kap. 7.2

Citrat -10. 2 do., Kap. 7.2

Oxalat 0 do., Kap. 7.2

andere 0 Annahme für vorliegende

Sicherheitsanalyse

Cyanid 1 BRADBURY & SAROTT

anorganische (1994), Kap: 8

Kom plexbildner andere 0 Annahme für vorliegende

Sicherheitsanalyse

1)

ohne zelluloseartige Materialien

Tab. 2.2-4:

Gewichtungsfaktor einzelner Stoffe für die Berechnung der Konzentrationen

der sorptionsmindernden Stoffklassen


- 21 - NAGRA NTB 94-06

2.2.1.3 Zuteilung der Abrälle zu den Abfallgruppen

Die Zuteilung der Abfälle zu den vier Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4 wurde

für den vorliegenden Bericht nach dem unten aufgeführten Schema ausgearbeitet.

Das Ergebnis ist in Tab. 2.2-5 wiedergegeben.

(1) Festlegung der Zementmenge im Kaverneninneren (ohne Gebinde oder

Stillegungscontainer) pro Gebinde anhand der baulichen Auslegung der

Kavernen und der Einlagerungskonfiguration (Ergebnis: 500 kgjGebinde für

BA, MIF und RA; 5'375 kgjGebinde für SA; 925 kgjGebinde für

WA-COG-5; 1'880 kgjGebinde für WA-BNF-5)

(2) Ermittlung der Zementmenge in den Abfällen aus dem modellhaften

Inventar MIRA (ALDER & McGINNES, 1994)

(3) Ermittlung der Konzentrationen der vier in Tab. 2.2-3 aufgeführten Stoffklassen

pro Abfallgebindesorte aus dem modellhaften Inventar MlRA und

aus Punkt 1 und 2; zur Ermittlung der Porenwasserkonzentrationen für die

Stoffklassen "niedermolekulare Organika" und "anorganische Komplexbildner"

in Zementstein wurde eine Dichte von 2'000 kgjm 3 und eine Porosität

von 0.2 m 3 jm 3 für Zementstein eingesetzt

( 4) Zuordnung der Abfallgebindesorte zur Abfallgruppe mit der kleinsten

Laufnummer, bei welcher für alle vier Stoffklassen die Grenzkonzentrationen

eingehalten werden


NAGRA NTB 94-06 - 22 -

BA BA-I, BA-3, BA-6

RA RA-I, RA-4, RA-5, RA-6, RA-7

SMA-l SA SA-KKW-I, SA-KKW-2 ... 6, SA-PSIW,

MIF MIF-3Ba 1 ), MIF-4

WA -

BA -

RA -

SMA-2 SA SA-KKW-8

MIF MIF-I, MIF-2, MIF-3A, MIF-5B

WA -

BA BA-5

RA SMA-3 SA -

MIF MIF-5A

WA -

BA BA-2

RA -

SMA-4 SA SA-KKW-7

MIF MIF-3B bzw. MIF-3Bb 1)

WA WA-5

1)

Als Folge von zwei verschiedenen Modellansätzen zur Abfallsorte MIF-3B wird diese

Abfallsorte entweder durch einen organikafreien Anteil MIF-3Ba und einen organikahaltigen

Anteil MIF-3Bb oder, ohne jede Auftrennung der Rohabfä1le, als MIF-3B berücksichtigt

(siehe Abschn. 2.2.1.4).

Tab. 2.2-5:

Zuordnung der SMA-Abfallgebindesorten auf die Abfallgruppen

SMA-l bis SMA-4

2.2.1.4 Alternative Modellansätze zu den Abfallsorten MIF -1 und MIF -3B

Das vorher beschriebene Vorgehen wurde auch schon für die Sicherheitsanalyse

der Nagra im Zusammenhang mit der Wahl des Standortes Wellenberg für das

Endlager SMA gewählt (NAGRA, 1993a).

Die damalige Sicherheitsanalyse hat gezeigt, dass die Abfallsorten MIF-l und

MIF-3B in gewissen konservativen Rechenfällen kritisch sind. Deshalb wurden

die sicherheitsrelevanten chemischen Eigenschaften dieser Abfallsorten nochmals

sorgfältig evaluiert. Diese Evaluation hat gezeigt, dass für das Verhalten dieser

Abfallsorten alternative Ansätze berücksichtigt werden können, die ebenso

plausibel sind wie die Referenzansätze. Nachfolgend werden die Referenz- und

alternativen Ansätze beschrieben.


- 23 - NAGRA NTB 94-06

Sorption von 14C in der Abfallsorte MIF -1

Das Nuklid 14C in radioaktiven Abfällen entsteht durch Aktivierung von Materialien,

die Kohlenstoff, Stickstoff bzw. Sauerstoff enthalten, oder durch Isotopensubstitutionen

von kohlenstoffhaltigen Verbindungen in der Industrie bzw. in

Forschungsanstalten. 14C, welches durch Aktivierung entsteht, liegt nach heutigem

Wissensstand in erster Linie in anorganischen Verbindungen (v. a. Metallen)

vor. Das "anorganische" 14C kann durch Korrosionsprozesse in Lösung

gehen. Für die Modellierung des Grundwasserszenariums wurde angenommen,

dass alles anorganische 14C in Lösung geht und entsprechend einem Gleichgewichts-Verteilungskoeffizienten

von 1 m 3 jkg an Zementstein sorbiert (vgl.

Tab. 2.2-2).

Die bisherigen Abfalldeklarationen zeigen, dass 14C in der Industrie und in

Forschungsanstalten weitgehend in organischen Verbindungen enthalten ist.

Diese organischen Verbindungen sind gegenwärtig nicht im Detail charakterisiert.

Es kann jedoch davon ausgegangen werden, dass es sich um die

verschiedenartigsten Reagenzien handelt, wie sie in Forschungslaboratorien

eingesetzt werden. Über die Sorption von organischen Verbindungen an Zementstein

ist gegenwärtig wenig bekannt. Es gibt Hinweise, dass viele organische

Verbindungen an Zementstein sorbieren; so hat etwa Isosaccharinsäure einen

G leichgewichts-Verteilungskoeffizienten grässer als 1 m 3 jkg für die Sorption an

Zementstein (vgl. BRADBURY & SAROTT, 1994).

Für die vorliegende Sicherheitsanalyse wird im Referenzfall konservativerweise

angenommen, dass die organischen Trägerverbindungen für 14C nicht sorbieren,

weder an Zementstein noch an einem anderen Nahfeldmaterial. Unter dieser

Voraussetzung ist "organisches" 14C aus der Abfallgruppe SMA-2 (v. a. Abfallsorte

MIF-1) eines der dosisdominierenden Nuklide des Endlagers SMA (vgl.

NAGRA, 1993a). Im Rahmen eines alternativen Modellansatzes wird daher die

Freisetzung des organischen 14C aus dem Nahfeld des Endlagers detaillierter

betrachet. Dazu werden Annahmen über die Art der 14C-haltigen Moleküle und

ihre Sorption an Zementstein getroffen. Diese sind in Fig. 2.2-1 dargestellt; sie

werden zu einem späteren Zeitpunkt zu prüfen sein. Dazu muss einerseits der

Spezifikation der Abfallsorten (v. a. MIF-1) die Art der (organischen) Trägerverbindungen

entnommen werden und andererseits die Sorption dieser Träger an

Zementstein eingegrenzt werden.


NAGRA NTB 94-06 - 24 -

100

90

80

unpolar

leicht

polar

polar

stark

polar

,...., 70

~

10....1

60

30

20

10

o

o 10-4 10-3 10-2

11 Referenzansatz Kd-Wert [m 3 jkg]

• alternativer Modellansatz

10- 1

Fig. 2.2-1:

G leichgewichts-Verteilungs koeffizienten (~-Werte) für die organischen

Trägermoleküle des Radionuklides 14C in der Abfallgruppe

SMA-2 in Abhängigkeit von der Polarität (Annahmen für das

Rahmenbewilligungsgesuch )

Gehalt an organischen Stoffen in der Abfallsorte MIF-3B

Die Abfallsorte MIF-3B des modellhaften Inventars MIRA fasst die alphahaitigen

radioaktiven Abfälle aus Medizin, Industrie und Forschung zusammen.

Nach den heute vorliegenden Daten können die Rohabfälle von MIF-3B in zwei

Gruppen eingeteilt werden: Die erste Gruppe, die frei von organischen Materialien

ist, enthält den Hauptteil der Alpha-Aktivität von M;IF-3B. Die zweite

Gruppe besteht aus Rohabfällen, die verschiedene organische Materialien

enthält, aber wesentlich weniger Aktivität aufweist als die erste Rohabfallgruppe.

Die Sicherheitsanalyse zur Standortwahl des Endlagers SMA (NAGRA, 1993a)

hat ergeben, dass die Resultate in vielen Fällen durch die Abfallsorte MIF-3B

dominiert werden. Die aufgrund dieser Ergebnisse durchgeführte Überprüfung

hat gezeigt, dass die Rohabfälle von MIF -3B getrennt nach den oben definierten

zwei Gruppen konditioniert werden. Da die formelle Bestätigung der getrennten

Konditionierung aber noch nicht vorliegt, werden für die vorliegende Sicherheitsanalyse

folgende zwei Situationen unterschieden (vgl. Tab. 2.2-6):


- 25 - NAGRA NTB 94-06

Referenzfall: Die Rohabfälle von MIF-3B werden nicht getrennt

Alternativer Modellansatz: Die Rohabfälle von MIF-3B werden getrennt

behandelt; die hier definierte Auf teilung ist für die Zukunft repräsentativ

und es wird angenommen, dass die heute bestehenden Abfälle dieser

Auf teilung entsprechen

Bezeichnung

der Rohab-

fälle aus MIF

Aktivität Aktivität

Plastik Zuord-

Bezeichnung 241Am 241Am

Zellulose

ete. nung zu

der Abfall- Anzahl

den

sorten in Gebinde

MlRA 1)

Abfallgruppen

[Bq/Geb] [Bq/End lager] [kg/Geb] [kg/Geb]

Referenzfall

alpha-haltig MIF-3B 3'150 1.3'10 10 4.1-10 13 17.7 21.3 SMA-4

Alternativer

Modellansatz

alpha-haltig

organikafrei

MIF-3Ba 392 1.0-10 11 4.1-10 13 0 0 SMA-l

alpha-haltig

organika- MIF-3Bb 2'758 1.7-10 8 5 -10 11 > 17.7 > 21.3 SMA-4

haltig

1)

Die Daten der Abfallsorten MIF-3Ba und MIF-3Bb sind aus MlRA abgeleitet; im Gegensatz

zu MIF-3B sind sie nicht explizit in ALDER & McGINNES (1994) enthalten

Tab. 2.2-6: Definition verschiedener alpha-haltiger MIF-Abfallsorten, ihre

Eigenschaften und Zuordnung zu den Abfallgruppen

2.2.1.5 Mögliche spätere Anpassungen bei der Abfallzuteilung

Neben den im vorangehenden Abschnitt diskutierten Alternativen für die Abfallzuteilung

der Abfallsorte MIF-3B bestehen z. Z. noch weitere, allgemeinere

offene Punkte. Diese werden im folgenden kurz beschrieben.

Die Abfallzuteilung in Tab. 2.2-5 beruht auf einem Vergleich zwischen den

auftretenden Konzentrationen von Komplexbildnern in den Abfällen und ihren

Grenzwerten im Hinblick auf die Sorptionsfähigkeit der Radionuklide. Beide

sind z. Z. mit Unsicherheiten behaftet. Daher ist die hier vorgenommene

Abfallzuteilung noch nicht definitiv und kann sich bei den weiteren Projektarbei

ten ändern.

Das Sorptionsverhalten von Radionukliden in Zement ohne Komplexbildner ist

von allen endlagerrelevanten Materialien am besten untersucht. Hingegen ist der

Einfluss von Komplexbildnern auf die Sorption in Zement noch nicht abschliessend

untersucht und vollständig verstanden. Aus diesem Grunde wurden die


NAGRA NTB 94-06 - 26 -

vorliegenden experimentellen Daten zum Einfluss der Komplexbildner mit

äusserst konservativen Annahmen ausgewertet.

Die Konzentrationen von Komplexbildnern in den Abfällen sind je nach Abfallsorte

unterschiedlich gut bekannt und prognostizierbar. Zu den relativ gut

bekannten und prognostizierbaren Abfällen gehören jene der Abfallströme BA,

RA und SA-KKW, in geringerem Masse auch die Stillegungsabfälle aus dem

Forschungsbereich (SA-PSI). Anders ist die Situation für den Abfallstrom MIF.

Hier ist es schwieriger, das Materialinventar der zukünftig erzeugten MIF­

Abfälle zu prognostizieren, da ihre Erzeuger z. T. nicht auf feststehende abfallerzeugende

Verfahren zurückgreifen. Dies hat aber auch den Vorteil, dass

zukünftig das Aktivitätsinventar und die sorptionssenkenden Substanzen besser

getrennt werden können.

2.2.1.6 Optimierung der Abfallaufteilung

Die im vorliegenden Bericht vorgenommene Auf teilung der SMA-Abfälle in die

vier Abfallgruppen SMA-l bis SMA-4 erlaubt eine sehr differenzierte Berücksichtigung

der unterschiedlichen chemischen Eigenschaften der Abfälle. Sie

bewirkt eine optimale Rückhaltung der Radionuklide im Endlager-Nahfeld und

im Wirtgestein, sofern ein "chemischer" Kontakt zwischen den Abfallgruppen

vermieden wird. Letzteres wird am ehesten durch Einlagerung in separate

Kavernen erreicht. Dieses Vorgehen ist allerdings baulich und betrieblich sehr

aufwendig. Im weiteren Verlauf der Endlagerplanung und -auslegung wird diese

Auf teilung optimiert, und es wird angestrebt, die Anzahl der Abfallgruppen zu

reduzieren.

2.2.2 Eigenschaften der Abfallgruppen SMA-l bis SMA-4

Ausgehend von Tab. 2.2-5 werden in den Tab. 2.2-7 bis 2.2-9 und in Fig. 2.2-2

die wichtigsten Eigenschaften der Abfallgruppen SMA-l bis SMA-4 und des

Abfalls des gesamten Endlagers dargestellt, die in der Sicherheitsanalyse

Verwendung finden.

In Tab. 2.2-7 werden Gesamtvolumen und Gesamtaktivität aufgeführt. Die

Angaben zur Gesamtaktivität beziehen sich auf den Zeitpunkt des Endlagerverschlusses

und berücksichtigen den radioaktiven Zerfall zwischen der Entstehung

des Abfalls und dem Verschluss des Endlagers (modellhaft angesetzt für das

Jahr 2053).


- 27 - NAGRA NTB 94-06

SMA-l SMA-2 SMA-3 SMA-4 SMA total

Abfallgebindevolumen 1 ) [m 3 ] 58'085 9'447 3'765 LB'667 99'964

Anteil am SMA-

Gesamtvolumen [%]

58.1 9.4 3.8 LB.7 100

Gesamtaktivität [Bq] 1.5.10 17 8.8.10 15 1.9.10 14 5.5.10 13 1.6.10 17

Anteil an SMA-

Gesamtaktivität [%]

94.32 5.53 0.12 0.03 100

1)

Die Angaben zu den Abfallgebindevolumen unterscheiden sich geringfügig von ALDER &

McGINNES (1994), da zwei Reserveabfallsorten, BA-KKW-A und MIF-6, mit einem

Gesamtvolumen von 1'321 m 3 , im vorliegenden Bericht nicht berücksichtigt wurden. Diesen

zwei Reserveabfallsorten wird gegenwärtig in MIRA nur ein Volumen, aber keine Nuklidaktivitäten

zugeordnet.

Tab. 2.2-7:

Volumen und Aktivität der Abfallgruppen SMA-l bis SMA-4 und

des gesamten Endlagers SMA bei Endlagerverschluss

In Tab. 2.2-8 sind die Aktivitäten (zum Zeitpunkt des Endlagerverschlusses) der

in der Sicherheitsanalyse berücksichtigten Nuklide aufgelistet; die Auswahl

erfolgte aufgrund einer vereinfachten Toxizitätsbetrachtung 2 ).

In Tab. 2.2-9 ist das Materialinventar der vier Abfallgruppen SMA-l bis SMA-4

aufgeführt. Die Materialien wurden abdeckend in die drei Stoffklassen "Metalle",

"Anorganika" und "Organika" und in jeweils fünf bis acht Stoffgruppen unterteilt

3 ) .

2)

Einige der in Tab. 2.2-8 aufgeführten Aktivitäten sind leicht verschieden von den entsprechenden

Werten in NAGRA (1993a, Tab. 2.2-7), die für die Standortwahl des Endlagers SMA

verwendet wurden (vgl. Anhang A).

Auch gegenüber dem im Juni 1994 fertiggestellten Bericht von ALDER & McGINNES

(1994) ergeben sich für einige wenige Nuklide kleine Abweichungen, da sich die vorliegende

Sicherheitsanalyse auf MIRA mit Stand März 1994 abstützt.

3)

Die Angaben zu den Materialien unterscheiden sich leicht von den entsprechenden Werten in

NAGRA (1993a, Tab. 2.2-8), die im Zusammenhang mit der Standortwahl des Endlagers

SMA zusammengestellt wurden (vgl. Anhang A).


NAGRA NTB 94-06 - 28 -

HWZ SMA-1 SMA-2 SMA-3 SMA-4 SMA

Nuklid

[al [Bq] [Bq] [Bq] [Bq] [Bq]

3H 1.233.10 1 2.4.10 14 8.6.10 15 2.8.10 11 7.2.10 8 8.9.10 15

lOBe 1.600.10 6 2.3.10 10 - - 2.8.10 0 2.3.10 10

14C

anarg

5.730·1~ 1.9.10 14 - 4.2.10 9 2.7.10 10 1.9.10 14

14C

arg

5.730·1~ - 7.6.10 13 - - 7.6.10 13

36Cl 3.010· lOS 1.2.10 12 2.7.10 10 1.8.10 7 1.5.10 7 1.2.10 12

4°K 1.280.10 9 5.0.10 10 - - - 5.0.10 10

41Ca 1.030· lOS 2.7.10 12 - 2.4· lOS 3.8·1~ 2.7.10 12

60Pe 1.500.10 6 1.1.10 10 - - - 1.1.10 10

6OCO 5.272.10 0 6.1.10 15 1.1.10 13 4.8.10 10 7.4.10 10 6.2.10 15

59Ni 7.600.10 4 1.4.10 15 2.5.10 11 1.5.10 10 1.0.10 11 1.4.10 15

63 Ni 1.000.10 2 1.4.10 17 2.6.10 13 1.0.10 12 7.0.10 12 1.4.10 17

79Se 6.500.10 4 6.3.10 9 - 5.4.10 8 3.4.10 7 6.9.10 9

90Sr 2.878.10 1 8.0.10 12 5.2.10 12 4.5.10 13 5.7.10 11 5.9.10 13

93Zr 1.530.10 6 9.7.10 12 - 2.4.10 9 1.8.10 7 9.7.10 12

94 Nb 2.030.10 4 9.3 .10 12 2.4.10 9 4.0.10 6 2.1.10 7 9.3 .10 12

93Mo 3.500·1~ 2.5.10 12 - - 1.3.10 2 2.5.10 12

99Tc 2.130· lOS 5.1.10 11 5.4.10 11 1.8.10 10 2.4.10 9 1.1.10 12

108Ag* 1.270.10 2 5.8.10 14 - 1.3.10 7 6.3·1~ 5.8.10 14

12~n 1.000· lOS 2.4.10 8 4.8· lOS 9.2.10 10 1.6.10 7 9.2.10 10

129 1 1.570.10

7 3.3.10 9 5.4.10 7 4.0.10 7 1.7.10 6 3.4.10 9

135Cs 2.300.10 6 1.6.10 9 2.7.10 8 4.9.10 8 1.6.10 7 2.3.10 9

137CS 3.025.10 1 1.5.10 14 3.3 .10 13 6.6.10 13 1.6.10 12 2.5.10 14

151Sm 9.000.10 1 1.0.10 11 3.9.10 11 - 5.3.10 9 5.0.10 11

210Pb 2.230.10 1 6.5.10 10 4.7.10 9 - 1.8.10 4 7.0.10 10

21OpO 3.789.10- 1 3.4.10 10 3.0.10 9 - 1.5.10 4 3.7.10 10

226Ra 1.600·1~ 2.2.10 12 1.6.10 11 3.5.10 0 8.5.10 1 2.4.10 12

228Ra 5.750.10 0 1.1.10 0 - - - 1.1.10 0

227Ac 2.177.10 1 7.7.10 2 3.0.10 1 8.8.10 0 3.6.10 2 1.2·1~

~h 1.913.10 0 1.0.10 7 - 2.8·1~ 3.5· lOS 1.1.10 7

229Th 7.340·1~ 1.1.10 7 - - 5.8.10 1 1.1.10 7

23'7h 7.538.10 4 3.7.10 4 2.9.10 2 1.5.10 4 6.7·1~ 5.9.10 4

231Pa 3.276.10 4 2.4.10 4 1.9·1~ 5.5 .10 2 7.4·1~ 3.4.10 4

232U 6.890.10 1 1.0.10 7 - 2.8·1~ 1.0.10 6 1.1.10 7

233U 1.590· lOS 3.2.10 9 3.0·1~ 1.7·1~ 1.7.10 4 3.2.10 9

108 Ag' bedeutet 108m Ag

Tab. 2.2-8:

Aktivitäten der im vorliegenden Sicherheitsbericht berücksichtigten

Nuklide bei Endlagerverschluss für die Abfallgruppen SMA-l bis

SMA-4 und für das gesamte Endlager


- 29 - NAGRA NTB 94-06

Nuklid

HWZ SMA-l SMA-2 SMA-3 SMA-4 SMA

[al [Bq] [Bq] [Bq] [Bq] [Bq]

234U 2.455·1(f 8.1.10 7 3.2.10 7 1.7.10 9 3.2.10 8 2.1.10 9

235U 7.040.10 8 2.1.10 7 9.1.10 7 2.6.10 7 4.6.10 6 1.4.10 8

236U 2.342.10 7 4.8.10 8 3.5.10 7 3.8.10 8 6.0.10 7 9.6.10 8

238U 4.468.10 9 7.4.10 8 3.6.10 9 4.0.10 8 7.1.10 7 4.8.10 9

237Np 2.140.10 6 1.8.10 8 4.5.10 7 4.3.10 8 5.3.10 8 1.2.10 9

238pU 8.774.10 1 9.8.10 11 2.2.10 11 2.0.10 12 3.7.10 11 3.6.10 12

239pU 2.411.10 4 1.5.10 11 2.7.10 11 4.0.10 11 6.3.10 10 8.8.10 11

240pU 6.555·1~ 2.8.10 11 1.4.10 11 6.2.10 11 7.8.10 10 1.1.10 12

241pU 1.435.10 1 1.1.10 13 2.5.10 12 4.5.10 13 4.7.10 12 6.3.10 13

242pU 3.730· lOS 1.9.10 8 9.0.10 7 2.1.10 9 4.1.10 8 2.8.10 9

244pU 8.070.10 7 2.3.10 1 - - 2.5.10 0 2.6.10 1

241Am 1) 4.322.10 2 3.5.10 12 1.4.10 12 3.6.10 12 4.0.10 13 4.8.10 13

(4.2.10 13 ) (1.4.10 12 ) (4.8.10 13 )

242Am* 1.410.10 2 9.0.10 8 - 7.2.10 9 1.4.10 9 9.5 .10 9

243Am 7.362·1~ 1.1.10 11 3.9.10 8 1.9.10 10 3.8.10 9 1.4.10 11

242Cm 4.457.10- 1 7.5 .10 8 1.1.10 8 6.3.10 9 1.2.10 9 8.4.10 9

243Cm 2.850.10 1 5.2.10 9 3.8.10 7 1.0.10 10 1.5.10 9 1.7.10 10

244Cm 1.810.10 1 6.5 .10 11 2.1.10 10 7.1.10 11 7.8.10 10 1.5.10 12

245Cm 8.500·1~ - - 1.5.10 8 2.6.10 7 1.8.10 8

246Cm 4.753·1~ - - - 5.0.10 6 5.0.10 6

Summe 1.5.10 17 8.8.10 15 1.9.10 14 5.5.10 13 1.6.10 17

1) Die Aktivitätsangaben in Klammern beziehen sich auf den alternativen Modellansatz für

MIF-3B (vgl. Abschn. 2.2.1.4).

Tab. 2.2-8:

Aktivitäten der im vorliegenden Sicherheitsbericht berücksichtigten

Nuklide bei Endlagerverschluss für die Abfallgruppen SMA-l bis

SMA-4 und für das gesamte Endlager (gemäss MlRA, Stand März

1994)


NAGRA NTB 94-06 - 30 -

Material

SMA-l SMA-2 SMA-3 SMA-4 SMA

[kg] [kg] [kg] [kg] [kg]

Metalle 4.3.10 7 9.0.10 6 2.4.10 6 8.0.10 6 6.3.10 7

Stahl 4.0.10 7 8.8.10 6 2.3.10 6 7.3.10 6 5.9-10 7

Al/Zn l.5·1(f 1.0· lOS 7.1·1(t 3.5.10 4 3.9· lOS

Inconel 1.7.10 6 -- -- -- 1.7.10 6

Zircalloy 3.2· lOS -- -- -- 3.2-1OS

andere Metalle 9.1·1OS 4.9.10 4 3.6.10 4 7.3· lOS 1.7.10 6

Anorganika 1.2.10 8 1.6.10 7 5.9.10 6 3.1.10 7 1.7.10 8

Salze 4.2·1~ -- -- 1.6-1OS 2.0-1OS

Asche 9.5.10 4 2.7· lOS -- 3.0·1~ 3.9· lOS

Glas 2.9·1(r 4.7· lOS 4.6· lOS 5.7· lOS 1.6.10 6

Beton/Zement 1.2· lOS 1.3.10 7 5.4.10 6 3.0.10 7 1.7.10 8

andere Anorganika 1.3.10 4 1.9.10 6 5.8-10 1 1.8· lOS 2.1.10 6

Organika insgesamt 1.7.10 6 1.0.10 6 8.1·1OS 9.2.10 6 1.3.10 7

hochmolekulare Organika 1.7.10 6 9.6· lOS 8.1· lOS 9.2.10 6 1.3.10 7

Bitumen 1.1· lOS -- -- 3.5· lOS 4.6· lOS

Ionentauscher 1.3.10 6 6.3· lOS -- -- 2.0.10 6

Zellulose 4.8.10 1 3.0.10 4 6.9.10 4 5.3.10 6 5.5.10 6

andere 2.1· lOS 3.0· lOS 7.4· lOS 3.5.10 6 4.8.10 6

niedermolekulare Organika 1.2.10 3 7.1.10 4 -- 1.1.10 4 8.2.10 4

Detergentien 3.8.10 2 4.3.10 4 -- 9.8.10 2 4.4.10 4

Flockungsmittel -- 5.7.10 2 -- 6.4.10- 1 5.7.10 2

Kom plexbildner -- 2.7.10 4 -- 8.9·1~ 3.6·1~

(z.B. EDTA, Citrat)

andere 8.3.10 2 -- -- 7.2.10 2 1.6·1~

nicht spezifizierte Materialien -- 8.5.10 4 -- -- 8.5.10 4

Total 1.6.10 8 2.6.10 7 9.0.10 6 4.8.10 7 2.5.10 8

Tab. 2.2-9:

Materialinventar der Abfallgruppen SMA-l bis SMA-4 und des

gesamten Endlagers SMA (ALDER & McGINNES, 1994)

Fig. 2.2-2 stellt die relative Radiotoxizität des Porenwassers unter der Annahme

dar, dass alle Radionuklide im Porenwasser gelöst oder am Zement sorbiert

sind. Der dargestellte relative Radiotoxizitätsindex entspricht dem mit den

nuklidspezifischen Dosiskonversionsfaktoren für Ingestion gewichteten, im Porenwasser

gelösten Aktivitätsinventar. Die den Berechnungen zugrundeliegenden

Nuklidkonzentrationen im Porenwasser ergeben sich durch homogene Verteilung

der Nuklidgesamtmenge auf das gesamte Porenwasser des entsprechenden

Bereichs des Endlagers unter Berücksichtigung der dort stattfindenden (linearen)

Sorption (Kd-Werte aus Tab. 2.2-2). Definitionsgemäss hat der relative Toxizitätsindex

des Gesamtinventars für den Referenzansatz (ohne Auf teilung von

MIF-3B) bei Endlagerverschluss den Wert 1. Die Nuklidkonzentration im Poren-


- 31 - NAGRA NTB 94-06

wasser ändert sich in Abhängigkeit der Zeit durch den radioaktiven Zerfall; eine

Reduktion der Toxizität infolge der Nuklidfreisetzung wird nicht berücksichtigt.

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100 10 1 10 2 10 3 10 4 105 10 6

Zeit [al

Fig. 2.2-2:

Relative Radiotoxizität des Inventars der vier Abfallgruppen SMA-1

bis SMA-4 und des gesamten Abfallinventars unter Berücksichtigung

der Sorption (siehe Text); die mit der Bezeichnung in Klammern

markierten Kurven gelten für die alternative Abfallzuteilung

(vgl. Abschn. 2.2.1.4): Abfallsorte MIF-3Ba wird SMA-1 und

MIF-3Bb wird SMA-4 zugeteilt

Fig. 2.2-2 zeigt, dass die Radiotoxizität des Endlager SMA durch die Abfallgruppe

SMA-4 bestimmt wird. Die Abfallgruppen SMA-1, SMA-2 und SMA-3 tragen

nur im Promillebereich bei, obwohl ihre Aktivität höher ist als jene in SMA-4.

Wie durch einen Vergleich der Kurven für SMA-4 ohne Auf teilung von MIF-3B

und SMA-4 mit Auf teilung von MIF-3B ersichtlich ist, dominiert im Fall ohne

Abfall auf teilung die Abfallsorte MIF-3B die Toxizität in SMA-4. Dagegen ist der

relative Beitrag von MIF-3Ba zur Toxizität von SMA-1 zu jedem Zeitpunkt

kleiner als 1 0/00• Der Einfluss des alternativen Modellansatzes für die Abfallsorte

MIF-1 wurde hier nicht berücksichtigt.


NAGRA NTB 94-06 - 32 -

2.3 Endlageranlage

2.3.1 Überblick

Anlagenteile

Das Endlager SMA umfasst folgende Anlagenteile:

Aussenanlagen

Zugangsstollen

Empfangsanlage

Verbindungsstollen

Anschlussstollen

Endlagerkavernen

Alle Anlagenteile bis auf die Aussenanlagen mit dem Lüftungsbauwerk sind

unter Tage angeordnet. Fig. 2.3-1 zeigt schematisch eine Perspektivdarstellung

des Endlagers SMA und seiner Anlagenteile. Im folgenden werden die Anlagenteile

und ihre Eigenschaften, soweit sie für die Beurteilung der Langzeitsicherheit

relevant sind, beschrieben. Die Beschreibung der Anlagenteile und ihrer

Eigenschaften gibt den gegenwärtigen Planungsstand wieder, der in bezug auf

die zu realisierenden Anlagen als beispielhaft anzusehen ist.

Stollen

Der Zugangsstollen führt von der Aussenanlage zur Empfangsanlage. Dort

werden die antransportierten radioaktiven Abfälle umgeladen und z. T. in

Endlagercontainer verbracht, welche mit porösem Mörtel verfüllt werden. Der

Verbindungsstollen führt von der Empfangsanlage in den Endlagerbereich; von

ihm zweigen die verschiedenen Anschlussstollen zu den einzelnen Endlagerkavernen

ab.

Endlagerkavernen

Die Endlagerkavernen werden derart angeordnet, dass der Abstand zu höher

durchlässigen Störungszonen oder Fremdgesteinseinschlüssen" mindestens 100 m

beträgt.

Die Kavernen untergliedern sich in zwei Bereiche: Der ca. 35 m lange Umladebereich

dient während des Einlagerungsbetriebs dem Materialumschlag von

gleisgebundenen Fahrzeugen auf die Transportsysteme in den Kavernen. Der

Rest der Kavernen besteht aus mehreren ca. 28 m langen Wannenbecken mit

dazwischenliegenden 0.5 m dicken Betonwänden (siehe auch Fig. 4.1-4a und

4.1-4b).

Der Ausbruchsquerschnitt der Endlagerkavernen ist ungefähr ellipsenförmig und

hat eine Fläche von ca. 230 m 2 • Die Endlagerkavernen sind ungefähr 19 m hoch

und 15.5 m breit (vgl. Fig. 4.1-3a); die Längen der Kavernen variieren zwischen

rund 200 und 300 m.


- 33 -

NAGRA NTB 94-06

Anschlussstollen

Endlagerkavernen

~ ------

/'

Verbindungsstollen

Fig. 2.3-1:

Schematische Perspektivdarstellung der unterirdischen Anlagen des

Endlagers SMA; als Ausführungsbeispiel ist die Empfangsanlage im

Nebengestein plaziert, die Endlagerkavernen sind im Wirtgestein

angeordnet


NAGRA NTB 94-06 - 34 -

Die Endlagerkavernen werden zur Sicherung zuerst mit einer ca. 35 cm starken

Schicht aus Spritzbeton ausgekleidet. Diese wird anschliessend zu einem betonierten

Innengewölbe ausgebaut, dessen Stärke mindestens 50 cm beträgt. Beide

Teile zusammen werden als Kavernenverkleidung bezeichnet (siehe auch

Fig. 4.1-3a).

Einlagerung in den Endlagerkavernen

Für die Einlagerung der Abfallströme BA, MIF und RA bestehen nach dem

heutigen Planungsstand zwei Varianten: Für die Einlagerungsvariante "Containereinlagerung"

werden die Gebinde (200-I-Fässer) der Abfallströme BA, MIF

und RA in der Empfangsanlage in Endlagercontainer aus Beton verpackt. Dabei

werden jeweils 18 oder 36 Gebinde in zwei Lagen in die Endlagercontainer

eingebracht und die verbleibenden Hohlräume mit porösem Mörtel verfüllt. In

einer alternativen Einlagerungsvariante (Einzelfasseinlagerung) werden die

Gebinde aus den Abfallströmen BA, MIF und RA direkt (ohne Endlagercontainer

) in die Kavernen eingelagert, gleich wie die Gebinde der Abfallströme SA

und WA.

Die Endlagercontainer weisen eine Wandstärke von ca. 20 cm auf und haben an

der Oberkante Durchlässe (siehe auch Fig. 4.1-3b), welche die Gasabführung aus

den Endlagercontainern erleichtern.

Die nach der Einlagerung der Abfälle in den Kavernen verbleibenden Hohlräume

werden mit porösem Zement verfüllt.

Versiegelung der Endlageranlage

Die Versiegelung bezweckt den Verschluss des Endlagers nach der Betriebsphase.

Nach dem Verschluss des Endlagers muss es möglich sein, auf Sicherheitsund

Überwachungsmassnahmen zu verzichten (vgl. Kap. 1.5 und HSK & KSA,

1993).

Der Versiegelung der Endlageranlage fällt die Aufgabe zu, die durch den Bau

der Endlageranlage vor allem hinsichtlich der Wasserströmung im Wirtgestein

bewirkten Änderungen soweit rückgängig zu machen, dass die Barrierenwirkung

des Wirtgesteins nicht unzulässig beeinträchtigt wird. Zusätzlich soll durch die

Versiegelung das Endlager definitiv verschlossen und insbesondere der Zugang

von Personen in das Endlager wirksam verhindert werden.

Für die Versiegelung wird zwischen Schlüssel- und Zwischenzonen unterschieden

(STUDER et al., 1984; BRENNER et al., 1991). Die Schlüsselzonen, die sich auf

kurze Teilstrecken der zu versiegelnden Stollen beschränken, werden als

hydraulische Barrieren ausgebildet; sie übernehmen die Hauptaufgabe innerhalb

des Versiegelungskonzeptes. Der restliche Hohlraum im Stollen (Zwischenzonen)

wird satt verfüllt, um Bruch .. , Auflockerungs- und Verformungserschei-


- 35 - NAGRA NTB 94-06

nungen des ausbruchsnahen Gebirgsbereiches entgegenzuwirken. Diese Zwischenzonen

übernehmen lediglich eine Stützfunktion.

2.3.2 Chemische Entwicklung des Endlager-Nahfelds

Das Material im Endlager SMA besteht massenanteilmässig zu ca. 94 % aus

Beton, zu 4 % aus Stahl, zu 1 % aus hochmolekularen organischen Abfallkomponenten

und in geringem Umfang aus verschiedenen weiteren Abfallkomponenten

(Angaben zu den letzteren siehe Tab. 2.2-3 und 2.2-4). Dabei bestimmen

Beton, Stahl und Organika in Verbindung mit dem durchströmenden

Grundwasser die chemischen Eigenschaften des Nahfeldes, welche direkt für den

Transport der Radionuklide relevant sind. Die Nuklide werden an Beton

sorbiert, welcher durch das Grundwasser langsam ausgelaugt wird. Durch die

Stahlkorrosion wird der Redoxzustand bestimmt. Durch die Degradation der

Organika entstehen Gase sowie gelöste niedermolekulare Abbauprodukte,

welche einerseits mit den Radionukliden reagieren und dadurch deren Sorption

an Beton beeinflussen, andererseits mit Beton reagieren und dadurch dessen

Auslaugung beschleunigen. Diese Prozesse werden zusammen mit den Kolloiden

im Nahfeld in den folgenden drei Abschnitten zusammenfassend dargestellt,

soweit sie für die Freisetzung der Radionuklide aus dem Nahfeld von Bedeutung

sind.

2.3.2.1 Porenlösung und Festphase

Beton besteht aus Zementstein und Zuschlagstoffen. Die mengenmässig wichtigsten

Festphasen im Zementstein sind Hydrate von Aluminium-, Calcium-, Eisenund

Siliziumoxiden und (Erd-)Alkalihydroxide. Durch die Reaktion mit Mergelgrundwasser

wird Zementstein ausgelaugt, d. h. die anfänglich vorhandenen F estphasen

werden aufgelöst und in Sekundärphasen (vor allem Calcit) umgewandelt.

Dabei lassen sich zeitlich drei Auslaugphasen unterscheiden (NEALL,

1994). Zuerst bildet sich ein Nahfeldporenwasser, das durch die Auflösung der

Alkalihydroxide stark alkalisch (13.5 > pH > 12.5) ist. Sind


NAGRA NTB 94-06 - 36 -

Auslaugung der Alkalihydroxide des Zementsteins einsetzt. In beiden Fällen wird

angenommen, dass alle organischen Abfallkomponenten im Endlager instantan

und vollständig zu Kohlensäure und Methan abgebaut werden. Der Abbau zu

Kohlensäure ergibt den grässtmäglichen Säureanfall und damit die grässtmägliehe

Neutralisation der basischen Zementkomponenten.

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Abr.1lgruppe SMA-l bis SMA-3 ,

7~~~~~~~--~~~~~--~~~~~--~~~~~

1 10 100

Zyklen

1'000 10'000

Fig. 2.3-2:

Entwicklung des pH in den verschiedenen Kavernenkomponenten

und dem gesamten Endlager bei einer hypothetischen Degradation

in Mergelgrundwasser (NaHC0 3 -Grundwasser) ohne Berücksichtigung

der Degradation von Abfallkomponenten; ein Zyklus bezeichnet

den Austausch des Porenwassers in Zementstein durch Grundwasser,

bei einer Durchlässigkeit des Wirtgesteins von 10- 11 m/s

entspricht ein Zyklus mehr als 1'000 Jahren

Bedingt durch die hohen Organikagehalte (mehr als 30 kg Organika pro m 3

Abfall) im Endlager SMA kann ein beträchtlicher Teil der basischen Komponenten

von Zementstein im Kaverneninneren neutralisiert werden. Für die

Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-3 kann - unter der getroffenen Annahme eines

vollständigen Abbaus bis zu Kohlendioxid - zwischen ca. 20 % und 80 % der

basischen Komponenten neutralisiert werden. Auch in dieser ungünstigen

Situation verläuft die Auslaugung des Zementsteins in den Abfallgruppen SMA-1

bis SMA-3 genügend langsam (vgl. Fig.2.3-3 für die Abfallgruppe SMA-1), so

dass die für die Sorption der Radionuklide wesentlichen Festphasen in Zementstein

länger vorhanden sind als der für das Grundwasserszenarium zu betrachtende

Zeitraum von 10 6 Jahren nach Endlagerverschluss. Für die Abfallgruppe

SMA-4 kann beim Abbau der Organika mehr Kohlensäure gebildet werden, als


- 37 - NAGRA NTB 94-06

durch Zements tein neutralisiert werden kann. Dementsprechend wurde für diese

Abfallgruppe die Sorption für alle Elemente konservativerweise Null gesetzt (vgl.

Abschn. 2.2.1.2) .

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12


NAGRA NTB 94-06 - 38 -

2.3.2.2 Kolloide im Endlager-Nahfeld

Kolloide sind suspendierte, sehr kleine Feststoffpartikel oder Makromoleküle mit

einem Durchmesser > 1 nm. Sie können Radionuklide stark sorbieren und

erhöhen - falls die Kolloide mobil sind - den mobilen Anteil der Radionuklide

im System Festphase - Porenflüssigkeit. Kolloide können deshalb die Radionuklidfreisetzung

aus dem Nahfeld beschleunigen.

Kolloide aus dem umliegenden Wirtgestein

Kolloide können aus dem umliegenden Wirtgestein in das Nahfeld infiltrieren.

Diese Kolloide lassen sich in drei Gruppen unterteilen und wie folgt charakterisieren:

Anorganische Kolloide aus den naturbelassenen Mergeln am Standort

Wellenberg sind nach Infiltration ins Nahfeld unter den dort herrschenden

chemischen Bedingungen nicht stabil (vgl. RAMSA Y et al. , 1991) und

werden für die Beurteilung des Radionuklidtransportes nicht berücksichtigt.

Organische Makromoleküle (z. B. Humin- und Fulvin-Stoffe) wurden bislang

in den Mergeln am Standort Wellenberg nicht nachgewiesen und werden

daher für die Beurteilung des Radionuklidtransports nicht berücksichtigt.

Kolloide, die an der Kontaktzone Mergel/Zement durch die Umwandlung

von Mergel in zementartige Reaktionsprodukte erzeugt werden, sind

vermutlich ähnlich den Kolloiden, die direkt im Nahfeld aus Zementstein

entstehen. Sie werden für die Beurteilung des Radionuklidtransports nicht

gesondert berücksichtigt.

Kolloidentstehung im Nahfeld

Die wichtigsten anorganischen Materialien im Endlager SM.t\ die Kolloide erzeugen

können, sind Zementstein, Zuschlagstoffe, Metall(hydr)oxide, Glas und

Aschen. Bei den organischen Materialien kommen Abbauprodukte von hochmolekularen

Verbindungen in Frage; die Stabilität der entstehenden Makromoleküle

ist jedoch gegenwärtig ungeklärt. .

Kolloidkonzentration

Am Paul Scherrer Institut wurden bei Laborexperimenten zur beschleunigten

Alterung von Zementstein die Kolloidkonzentration im durchgepressten Wasser

bestimmt. Es wurden Kolloide mit einem Partikeldurchmesser grässer als 0.1 }..Lm

erfasst. Die gemessenen Teilchenzahlen im Grössenbereich 0.1 - 0.2 J1ffi liegen

im Mittel bei ca. 5,10 9 Teilchen pro Liter, unabhängig vom Alterungszustand des

Zementsteins. Im Grössenbereich oberhalb 0.2 }..Lm wurden ca. 5, 10 8 Teilchen


- 39 - NAGRA NTB 94-06

pro Liter gemessen. Die Zusammensetzung und die Geometrie der Kolloide

wurde bislang nicht bestimmt. Nimmt man an, dass es sich um kugelförmige

Partikel mit einer Dichte von 2'000 kg/m 3 handelt, dann lässt sich ein Wert für

die Kolloidkonzentration von ca. 0.1 ppm oder 10-4 kg Kolloide pro m 3 Auspresslösung

berechnen. Dieser Wert ist mit Unsicherheiten behaftet (z. B. erfasste

Partikelgrösse, Auswirkung der Versuchs anordnung zur beschleunigten Zementalterung

auf die Kolloidbildung) und es sind deshalb weitere Untersuchungen

geplant.

Interaktion Kolloid IRadionuklid

Im Endlager-Nahfeld bestehen grundsätzlich folgende Möglichkeiten der Verbindungen

zwischen Radionukliden und Kolloiden:

Radionuklide sorbieren auf Kolloiden

Radionuklide werden während des Wachsens der Kolloide in diese inkorporiert

Radionuklide sind bereits in den Feststoffen vorhanden, aus denen sich

Kolloide bilden; die Radionuklide sind in dieser Situation in den Kolloiden

eingebaut

Radionuklide bilden polynukleare kolloidale Spezies

Sorption von Radionukliden auf Kolloiden

Zur Bestimmung der Sorption von Radionukliden auf Nahfeldkolloiden unter

Endlagerbedingungen wurden erst wenige Untersuchungen durchgeführt (vgl.

GARDINER et al. , 1990 und 1992; RAMSAY et al. , 1991). Es wurde die

Sorption von Americium und Plutonium an Kolloiden aus Hämatit, Magnetit

und Zirkoniumhydroxid gemessen. Dabei wurden Gleichgewichts-Verteilungskoeffizienten

von maximal 1'000 m 3 jkg erhalten. Die VerteÜungskoeffizienten

für die Sorption an Kolloiden waren im Maximum um einen Faktor 10 grösser

als diejenigen, welche in Vergleichsexperimenten für die entsprechende Festphase

bestimmt wurden, und im Maximum um einen Faktor 100 grösser als für

Zementstein, welcher in denselben Experimenten verwendet wurde.

Für eine detaillierte Beurteilung des Einflusses von Kolloiden auf den Transport

von Radionukliden werden für alle sicherheitsrelevanten Radionuklide Gleichgewichts-Verteilungskoeffizienten

(K c -Werte) benötigt, welche die Verteilung eines

Radionuklides zwischen der flüssigen und kolloidalen Phase beschreiben. Um

diese ~-Werte einzugrenzen, wurde ein Vergleich der spezifischen Oberfläche

von Kolloiden und Zementstein herangezogen. Zementstein hat eine spezifische

Oberfläche von ca. 8.10 4 m 2 /kg (Wert nach BRADBURY & SAROTI, 1994);

amorphes Eisenhydroxid hat eine spezifische Oberfläche > 2· lOS m 2 jkg


NAGRA NTB 94-06 - 40 -

(GRAUER, 1990). Kugelförmige Kolloide mit einem Durchmesser von 10 nm

und einer Dichte von 2'000 kg/m 3 haben eine spezifische Oberfläche von

3 . Hf m 2 /kg. Bei jeder Zunahme des Kolloiddurchmessers um eine Grössenordnung

nimmt die spezifische Oberfläche um eine Grössenordnung ab, falls

keine zusätzlichen Oberflächen im Inneren der Kolloide vorliegen. Dieser

Vergleich zeigt, dass die spezifische Oberfläche von Eisenhydroxid und Zementstein,

bedingt durch ihre extrem kleinen Porenräume, nur unwesentlich kleiner

ist als diejenige von Kolloiden. Legt man zugrunde, dass die Sorption an der

festen und kolloidalen Phase proportional zur spezifischen Oberfläche ist, dann

folgt, dass die ~-Werte nicht wesentlich grösser sind als die ~-Werte für die

zugehörige Festphase.

Für die vorliegende Sicherheitsanalyse wird angenommen, dass die Kc-Werte sich

für alle (auch nicht zementartige ) Nahfeldkolloide und für alle Radionuklide von

den ~-Werten von Zementstein um einen konstanten Faktor Sc unterscheiden

(K c = Sc' ~). Für die folgenden Beurteilungen wird Sc = 100 als "realistischkonservativer"

Wert und Sc = 1'000 als "konservativer" Wert verwendet (vgl.

Abschn. 5.1.3).

2.3.2.3 GasbiIdung

N ach dem Verschluss des Endlagers führen verschiedene chemische Prozesse zur

Produktion von Gasen. Die wesentlichen Beiträge stammen von der Metallkorrosion

und vom Abbau organischer Stoffe (ZUIDEMA et al. , 1989;

MÜLLER et al., 1992). Daneben führt auch die Radiolyse zur Produktion von

kleineren Gasmengen.

Der grösste Beitrag zur Gasproduktion stammt von der Metallkorrosion. Ein

wesentlicher Teil der radioaktiven Abfälle besteht aus metallischen Materialien.

Metalle sind zudem in den Abfallgebinden, den armierten Betoncontainern und

dem armierten Beton der Endlageranlage enthalten. Beim Kontakt dieser

Metalle mit Wasser kommt es zur Korrosion (GRAUER et al. , 1991; SCHENK,

1988; KREIS, 1993). Anfangs ist im Endlager Sauerstoff vorhanden, so dass die

Korrosion aerob verläuft. Nach einer gewissen Zeit ist der Sauerstoff durch

diesen und andere Prozesse aufgebraucht. In Abwesenheit von Sauerstoff werden

die Metalle anaerob korrodiert, wobei Wasserstoffgas entsteht. Da der Übergang

von der aeroben zur anaeroben Korrosion zeitlich und räumlich inhomogen ist,

wird für die ModelIierung die vereinfachte Annahme getroffen, dass die anaerobe

Korrosion im ganzen Endlager gleichzeitig und zum Zeitpunkt des Endlagerverschlusses

beginnt. Die in Fig. 2.3-4 dargestellten Werte zur Gasbildung

beruhen auf folgenden Korrosionsraten:

Eisen/Stahl 10- 6 m/a

Aluminium 10- 3 m/a

Zink 10- 3 m/a

(GRAUER et al. , 1991)

(WIBORGH et al., 1986)

(WIBORGH et al., 1986)


- 41 - NAGRA NTB 94-06

Die organischen Komponenten des Abfalls werden im Laufe der Zeit mehr oder

weniger vollständig abgebaut (CALDWELL et al. , 1988). Die wichtigsten Endprodukte

eines vollständigen Abbaus sind die Gase Methan und Kohlendioxid.

Das Kohlendioxid wird im alkalischen Zementporenwasser weitgehend als

CaC0 3 ausgefällt. Es wurden folgende Gasbildungsraten verwendet (Summe

CO 2 +CH 4 ):

0.70 molj(kg. a)

0.05 molj(kg· a)

für Zellulose (WIBORGH et al., 1986)

für alle anderen organischen Komponenten

(WIBORGH et al., 1986)

Summe

140""

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80

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10 2

Zeit [a]

Fig. 2.3-4:

Zeitliche Entwicklung der Gasproduktion im Endlager SMA nach

Endlager-Verschluss (Modellannahme: Beginn der anaeroben Phase

bei Endlager-Verschluss)

Der zeitliche Verlauf der Wasserstoffproduktion in einem Endlager für schwachund

mittelaktive Abfälle wurde modellhaft berechnet. Aus den Inventardaten mit

Angabe der Masse und der spezifischen Oberfläche der Metallkomponenten,

sowie unter Einbezug von Korrosionsraten bei Endlagerbedingungen können die

entstehenden Wasserstoffmengen in Funktion der Zeit berechnet werden. Da die

Korrosion eine Oberflächenreaktion ist, führen die Komponenten mit grossen

spezifischen Oberflächen und hohen Korrosionsraten zu einer hohen anfänglichen

Gasproduktion. Nach einer relativ kurzen Zeit sind diese Komponenten

jedoch vollständig korrodiert, so dass die Gasproduktion z. B. von Aluminium

nach weniger als zehn Jahren stark zurückgeht. Durch die Berücksichtigung der


NAGRA NTB 94-06 - 42 -

materialspezifischen Korrosionsraten, der spezifischen Oberflächen und der

Massen der verschiedenen Metallkomponenten ergibt sich die in Fig. 2.3-4

dargestellte Kurve für die zeitliche Entwicklung der Wasserstoffproduktion.

Der Abbau der organischen Materialien wurde als Reaktion erster Ordnung

berechnet mit der konservativen Annahme eines vollständigen Abbaus zu

Kohlendioxid (das aber wegen der Ausfällung nicht weiter berücksichtigt wird)

und Methan. Mit den oben zitierten Gasbildungsraten ist Zellulose gemäss den

Modellrechnungen nach rund 50 Jahren und die restlichen organischen Stoffe

nach rund 700 Jahren vollständig abgebaut. Die zeitliche Entwicklung der

Methanproduktion ist ebenfalls in Fig. 2.3-4 dargestellt.

Um eine durch Gasbildung induzierte Freisetzung von in Porenwasser gelösten

Radionukliden möglichst klein zu halten, werden bei der Endlagerauslegung

spezielle Massnahmen getroffen:

Das vorgesehene Wannenkonzept stellt sicher, dass der Zugang zu den

Kavernen in deren oberen Teil liegt; der untere Teil der Kaverne, aus dem

in erster Linie nuklidhaItiges Porenwasser ausgepresst werden könnte, weist

damit keine bautechnisch bedingte, potentielle Schwachstelle auf, sondern ist

von gering durchlässigem Wirtgestein umgeben.

Das poröse Verfüllmaterial (JACOBS et al. , 1994) gewährleistet ein Entweichen

der Gase aus den Abfällen durch den Kavernenfirst in die Auflockerungszone,

ohne dass dabei ein grosser Überdruck aufgebaut wird.


- 43 - NAGRA NTB 94-06

2.4 Geologie und Hydrogeologie

2.4.1 Hydrogeologische Einheiten und wasserführende Strukturen

Die geologischen und hydrogeologischen Verhältnisse am Standort Wellenberg

sind ausführlich in NAGRA (1993b) beschrieben. Eine geologische Profilskizze

zeigt Fig. 2.4-1 1).

Der Valanginien-Mergel, welcher zusammen mit den tertiären Schiefern das

Wirtgestein bildet, i~t eine Wechsellagerung von grauen, siltigen bis feinsandigen,

biodetritusführenden Tonmergeln, Kalkmergeln und Kalkbänken. Dabei überwiegen

eindeutig die dunkelgrauen Tonmergel, in die 10 cm bis 30 cm, zuweilen

auch mächtigere Kalk- und Kalkmergelbänke eingeschaltet sind. Im weiteren

führen die Tonmergel stellenweise hellgraue, kalkige Silt- und Sandsteinlaminae

und -lagen.

Der Valanginien-Mergel ist tektonisch stark überprägt. Als potentiell wasserführende

Strukturen können "grössere Struktureri" und "kleinere Strukturen"

unterschieden werden. Als grössere Strukturen gelten dabei Störungszonen

(Verschiebungsflächen) mit vorwiegend sprödem Verformungsmuster und

Anzeichen einer Relativbewegung in Form von subparallelen kataklastischen

Zonen. Bei den grösseren Strukturen lassen sich verschiedene Familien mit

ungefähr einheitlicher Orientierung definieren. Als typische Horizontalabstände

zwischen grösseren Strukturen werden Werte zwischen 500 mund 3'500 m

erwartet. Dazwischen treten kleinere Strukturen auf, wobei im Valanginien­

Mergel drei Typen von wasserführenden Systemen unterschieden werden:

kataklastische Zonen, dünne diskrete Scherzonen (oft deformierte Calcitadern)

und geklüftete Kalkbänke. Die hydraulische Durchlässigkeit der Formation wird

durch diese diskreten Systeme bestimmt, die dazwischenliegenden Gesteinspartien

(Matrix) tragen wenig zum Grundwasserfluss bei. Die Systeme des Typs

"kataklastische Zonen" treten am häufigsten auf, an zweiter Stelle in der Häufigkeit

folgen die "geklüfteten Kalkbänke". Für die Modellierung der Radionuklidausbreitung

kann das wasserführende System "dünne, diskrete Scherzone" als

Spezialfall einer "kataklastischen Zone" betrachtet werden; sie werden deshalb

im vorliegenden Bericht nicht explizit behandelt. Die Abstände entlang den Bohrungen

zwischen wasserführenden Systemen liegen typischerweise im Bereich von

20 m bis 30 m. Kalkbänke sind räumlich nicht gleichmässig verteilt, sondern

treten oft als Kalkbankabfolgen lokal gehäuft auf. Eine kurze Beschreibung der

beiden wichtigeren wasserführenden Systeme erfolgt in Abschn. 2.4.4, eine ausführlichere

enthält NAGRA (1993b). Die Umsetzung in ein konzeptuelles

Modell für die Modellierung des Radionuklidtransportes wird in Kap. 4.2 bzw.

Abschn. 5.1.1 beschrieben.

1)

Seit Erscheinen von NAGRA (1993b) wurden neue Ergebnisse betreffend Tektonik erarbeitet

(vgL Fig. 3.3-3 in GNW, 1994). Für die Belange der Sic~erheitsanalyse ergeben sich daraus

keine Änderungen.


NAGRA NTB 94-06

- 44 -

NNW

mO. M.

2500

Drusberg-Decke

Axen-Decke

SSE

mO . M.

2000

Wellenberg

1500

Engelberger Aa

!

-1000

o 500 1000 m

! !

-1500

-1500

D

LEGENDE

Geologische Einheit

Seewer Kalk und Seewer

Schiefer bzw. Choltal­

Schichten, Amdener- und

Wang-Formation

"Helvetischer Gault'

bzw. Garschella-Formation

Schrattenkalk - Formation

Tektonische

Zugehörigkeit

Geologische Einheit

D Tertiär-Formationen

11 Kreide-Formationen

Mergel und Kalke

des Valanginien

Tektonische

Zugehörigkeit

Axen-Decke

Drusberg-Schichten

Drusberg - Decke

11 Jura-Formationen

Kieselkalk-Formation

111 Kreide und Malm

Aequivalent der

Wissberg-Scholle

D

"Valanginienkalk"

bzw. Diphyoides-Kalk

"Valanginien-Mergel"

bzw. Palfris-Formation

und Vitznau-Mergel

D Melange

D

Nordhelvel Flysch ("Sandstein­

Dachsch iefer -Komplex")

infrahelvetisch

Parautochthon

D Lockergesteine, Quartär

/

.-/ / Störungen i. allg. (Brüche,

/ Überschiebungen etc.)

("/ wichtige Deckengrenzen

Fig.2.4-1:

Geologische Profilskizze des Standorts Wellenberg (aus NAGRA,

1993b)


- 45 - NAGRA NTB 94-06

Das Wirtgestein kann in drei übereinanderliegende hydrogeologische Bereiche

mit nach unten abnehmender Durchlässigkeit unterteilt werden:

oberer Bereich mit mittlerer Durchlässigkeit (K-Wert im Bereich von

10- 9 mls, Transmissivität der wasserführenden Systeme etwa 10- 7 m 2 /s,

Mächtigkeit ungefähr 100 m bis 200 m, wie in den Sondierbohrungen SB1

und SB3 beobachtet)

mittlerer Bereich mit niedriger Durchlässigkeit (K-Wert im Bereich von

10- 11 mls, Transmissivität der wasserführenden Systeme etwa 10- 9 m 2 /s,

Mächtigkeit ungefähr 50 m bis 250 m, wie in den Sondierbohrungen SB 1

und SB3 beobachtet)

unterer Bereich mit sehr niedriger Durchlässigkeit (K-Wert im Bereich von

10- 12 mls, Transmissivität der wasserführenden Systeme etwa 10- 10 m 2 /s)

Die höchsten gemessenen Werte für die Transmissivität einzelner wasserführender

Systeme betragen im mittleren Bereich 10- 8 m 2 /s und im unteren Bereich

10- 9 m 2 /s. Keiner der gemessenen Transmissivitätswerte konnte einer der eingangs

dieses Kapitels definierten "grösseren Strukturen" zugeordnet werden und

werden deshalb den wasserführenden Systemen des "intakten" Wirtgesteins

zugeordnet. Nach der Analyse der Transmissivitätswerte und der hydraulischen

Potentiale (siehe unten) gibt es zur Zeit keinen Hinweis, dass diese grösseren

Strukturen in der Tiefe überdurchschnittlich hohe Transmissivitätswerte aufweisen.

Als weitere hydrogeologische Einheiten, die z. T. sehr verschiedene geologische

Einheiten mit ähnlichen hydraulischen Eigenschaften zusammenfassen, werden

unterschieden (vgl. Fig. 2.4-1):

Lockergestein und aufgelockerter Fels: Diese Einheit wird durch Quartärablagerungen

sowie an der Westflanke des Eggeligrates durch eine 100 m

bis 200 m mächtige Rutschmasse gebildet und weist eine mittlere bis relativ

hohe hydraulische Durchlässigkeit auf.

Tertiäre Mergel und Schiefer sind sehr gering durchlässig und treten südlich

(und im Liegenden) des Deckenkontaktes auf. Da die tertiären Schiefer der

Axen-Decke in ihren hydraulischen Eigenschaften vergleichbar sind mit den

Valanginien-Mergeln werden sie auch dem Wirtgestein zugeordnet.

Subhelvetische Elemente (Äquivalent der Wissberg-Schuppe): In zwei Bohrungen

wurden im Liegenden der Valanginien-Mergel Einheiten angetroffen,

deren Mächtigkeiten ca. 17 m bzw. 300 m betrugen, ganz oder doch vorwiegend

aus Carbonatgestein bestanden und eine gegenüber den Mergeln deutlich

höhere hydraulische Durchlässigkeit sowie artesische Verhältnisse aufwiesen.

Diese Beobachtungen werden dahingehend interpretiert, dass in den

beiden Bohrungen Elemente derselben Einheit angebohrt wurden, die mit

einem topographisch höher liegenden Infiltrationsgebiet (Kalke der Axen-


NAGRA NTB 94-06 - 46 -

Decke oder subhelvetische Elemente im Gebiet Engelberg) hydraulisch verbunden

sind.

Melange: Diese Einheit fasst verschiedene kleinräumige Vermengungen von

tonigen, mergeligen und kalkigen Gesteinen mit geringer Durchlässigkeit

zusammen. Sie schliesst im Liegenden an die vorher aufgezählten hydrogeologisehen

Einheiten an und weist eine typische Mächtigkeit im Bereich

von 100 m bis 200 m auf.

Parautochthon: Diese Einheit bildet geologisch die Basis. Sie wurde nur in

einer Bohrung erreicht und zeigte dort etwas höhere Durchlässigkeiten als

der mittlere und tiefe Bereich der Valanginien-Mergel, das Tertiär oder die

Einheit "Melange".

Südlich werden der Valanginien-Mergel und das Tertiär durch die Kalke und

Sandsteine der Axen-Decke begrenzt, nördlich schliessen die Kalke der Drusberg-Decke

an den Valanginien-Mergel an. Diese Kalke sind relativ gut durchlässig.

2.4.2 Beschreibung des regionalen Fliessregimes und der hydraulischen

Potentiale

Die in den Bohrungen gemessenen hydraulischen Potentiale zeigen im oberflächennahen

Lockergestein, in der Rutschmasse und im oberen, mitteldurchlässigen

Bereich des Wirtgesteins artesische bis leicht unterhydrostatische Verhältnisse

und sind damit das typische Abbild eines oberflächennahen Fliessregimes

in mittel bis gut durchlässigen Gesteinen. Darunter, in den gering bis sehr gering

durchlässigen Bereichen des Wirtgesteins, fällt das beobachtete hydraulische

Potential stark ab und erreicht Werte im Bereich von 0 m bis 150 m ü. M., während

das Vorflutniveau im Engelbergertal auf ungefähr 500 m bis 600 m ü. M.

liegt. Gegen die Basis von Valanginien-Mergel, Tertiär und "Melange" steigt das

beobachtete Potential wieder an und erreicht im Äquivalent der Wissberg­

Schuppe artesische Werte. Die Untersuchungen zur Erklärung dieser Beobachtungen

sind nicht abgeschlossen. Nach dem heutigen Stand der Erkenntnisse sind

die hydraulischen Unterdrucke möglicherweise Ausdruck eines zeitlich langsam

ablaufenden Prozesses, der durch die Spannungsentlastung der Formation am

Ende der letzten Eiszeit ausgelöst wurde. Denkbar sind ebenfalls andere

tektonische, u. a. auch heute noch ablaufende Prozesse als Ursache für die beobachteten

niedrigen Potentiale. Es wird vermutet, dass die Bohrlochabschnitte

mi t beobachtetem niedrigem hydraulischem Potential einer einzigen, durchgehenden

Zone angehören, die auch die potentielle Endlagerzone umfasst,

berührt oder unter dieser hindurchführt. In den vorliegenden Sicherheitsanalysen

wird die Unterdrucksituation konservativerweise zugunsten normaler hydraulischer

Bedingungen nicht berücksichtigt (vgl. Abschn. 2.4.3).

Der hier beschriebene hydrogeologische Bereich kann nach den heutigen

Erkenntnissen in drei Stockwerke unterteilt werden. Das oberste Stockwerk ist


- 47 - NAGRA NTB 94-06

an die mittel bis gut durchlässigen, oberflächennahen hydrogeologischen Einheiten

gebunden und wird durch die Topographie bestimmt. Hydrochemisch

zeichnet es sich durch "untiefe NaHC0 3 -Wässer" aus, die im unteren Bereich des

Stockwerks nach vorläufigen Analysen eine mittlere Verweilzeit im Untergrund

von mehr als 35 bis ca. 400 Jahren aufweisen.

Das darunterliegende, mittlere Stockwerk hat eine geringe hydraulische Durchlässigkeit.

Wasserproben aus dem oberen Randbereich dieses Stockwerks können

als "NaCI-Wässer" bezeichnet werden, die nach den durchgeführten Analysen auf

sehr lange Verweilzeiten (Anteile der Wässer dürften älter als 10 6 Jahre sein)

hinweisen. Aus der eigentlichen Unterdruckzone konnten wegen der extrem geringen

Durchlässigkeit keine Wasserproben entnommen werden. Die beobachtete

Potentialsenke und die lange unterirdische Verweilzeit der NaCI-Wässer

stellen einen starken Hinweis dar, dass die in Abschn. 2.4.1 genannten "grösseren

Strukturen", die geometrisch eine namhafte Tiefenerstreckung haben dürften,

hydraulisch keine ausgeprägten, gut durchlässigen Wasserfliesswege bilden oder

aber relativ grosse Abstände aufweisen.

Das unterste Stockwerk umfasst das Äquivalent der Wissberg-Schuppe und die

dort angetroffenen Wässer können als "tiefe NaHC0 3 -Wässer" bezeichnet werden.

Nach den durchgeführten Analysen ist das Alter dieser Grundwässer grösser

als 1 0'000 Jahre.

2.4.3 Annahmen für die Modellrechnungen

Für die hier vorliegende Beurteilung der Langzeitsicherheit des Endlagers SMA

am Standort Wellenberg wird davon ausgegangen, dass die hydraulischen Unterdrücke

im Laufe der Zeit durch Wasserzuflüsse abgebaut werden. Für die

Modellierung wird deshalb die positive Wirkung der Unterdruckzone vernachlässigt

und es wird davon ausgegangen, dass sich ein Potentialfeld einstellt, das den

topographischen Verhältnissen, den hydraulischen Bedingungen in den südlich

und nördlich angrenzenden, an der Oberfläche aufgeschlossenen Kalken und den

K-Werten der hydrogeologischen Einheiten entspricht. Diese Annahme normaler

Hydraulik kann - nach Überprüfung aller möglichen Erklärungen für die

beobachteten Unterdrücke - als konservativ beurteilt werden. Das Potentialfeld

für normale Hydraulik kann mit hydrodynamischen Modellrechnungen ermittelt

werden.

Modellrechnungen, für die ein ausgedehnter Endlagerbereich auf dem Niveau

des Engelbergertals definiert wurde, der sich weit nach Osten unter dem

Eggeligrat hindurch erstreckt, ergeben auf dem Endlagerniveau einen generellen

Wasserfluss von SE nach NW und aus dem Endlagerbereich Fliesswege in subhorizontaler

bis leicht ansteigender Richtung in die Kalke der Drusberg-Decke

und von dort in die Talfüllung des Engelbergertals. Ausschliesslich aus dem

östlichsten Bereich des für die Modellrechnungen definierten Endlagerbereiches

traten Fliesswege ins Tal des Secklis Baches auf. Unter extremen hydrogeologischen

Randbedingungen in den Kalken der Drusberg-Decke führten die


NAGRA NTB 94-06 - 48 -

Modellrechnungen zusätzlich auf Fliesspfade direkt in die Talfüllung des

Engelbergertals oder in die Rutschmasse von Altzellen, wenig oberhalb des

Talbodens. Der hydraulische Gradient im Endlagerbereich liegt nach den

Modellrechnungen im Bereich von ca. 0.2 rn/rn bis 0.3 rn/rn; für die Sicherheitsanalyse

wurde ein Wert von 0.4 rn/rn verwendet (vgl. Tab. 2.4-1 bzw.

NAGRA, 1993b, Tab. 5.1.1).

Für die vorliegende Beurteilung der Langzeitsicherheit des Endlagers SMA am

Standort Wellenberg wird angenommen, dass das Endlager nach heutigem

Projektstand auf dem Niveau des Engelbergertals derart plaziert wird, dass

das umgebende Wirtgestein dem Bereich mit niedriger hydraulischer Durchlässigkeit

angehört,

zwischen dem Endlager und grösseren, hydraulisch wirksamen Störungszonen

oder Fremdgesteinseinschlüssen mindestens 100 m wenig durchlässiges

Wirtgestein liegen, welches lediglich die oben definierten "kleineren

wasserführenden Strukturen" aufweist,

die Exfiltration ins Engelbergertal erfolgt und Fliesswege aus dem Endlager

in das Tal des Secklis Baches oder in die Rutschmasse Altzellen nur als sehr

unwahrscheinliche Fälle betrachtet werden müssen.

Für die Sicherheitsanalyse werden als eine konservative Variation neben dem

Basisfall "Fliessweg in die Talfüllung des Engelbergertals" auch Fliesswege ins

Tal des Secklis Baches betrachtet. Fliesswege in die Rutschmasse von Altzellen

und damit in die Westflanke des Eggeligrates werden nur als unwahrscheinlicher

Extremfall berücksichtigt.

Der für die Radionuklidausbreitung relevante Transportweg durch intaktes Wirtgestein

beträgt damit mindestens 100 m. Die massgebenden Parameter der

Geosphäre für die Modellierung der Radionuklidausbreitung sind in Tab. 2.4-1

zusammengestellt.

2.4.4 Beschreibung der wasserführenden Systeme

Die für Modellrechnungen zur Radionuklldausbreitung in der Geosphäre zu

unterscheidenden wasserführenden Systeme wurden in Abschn. 2.4.1 aufgezählt

und sind in NAGRA (1993b) im Detail beschrieben.

Wasserführende Systeme des Typs "kataklastische Zonen" weisen eine Gesamtmächtigkeit

von Dezimetern bis wenigen Metern auf und enthalten i. a. mehrere

kataklastische Scherzonen, die subparallel zueinander und zur Orientierung der

kataklastischen Zone verlaufen und die dominierenden Wasserwegsamkeiten

bilden (vgl. schematische Darstellung in Fig. 2.4-2). Im Inneren der kataklastische

Scherzo ne verläuft der als "Fault Gouge" bezeichnete Scherhorizont. Die

"Fault Gouges" besitzen Dicken im Millimeterbereich und sind mit zerriebenem


- 49 - NAGRA NTB 94-06

Gesteinsmaterial hoher Porosität gefüllt. Beidseitig angrenzend befindet sich, als

Bestandteil der kataklastischen Scherzonen, eine mehrere Zentimeter dicke

Zone kataklastisch stark deformierten Nebengesteins, die. engmaschig durch

feine offene Bruchflächen mit Calcit- und (untergeordnet) Pyritbelägen durchzogen

wird. Die kataklastischen Scherzonen sind in schwächer deformiertem

kataklastischem Nebengestein eingebettet.

Das wasserführende System ."geklüftete Kalkbänke" tritt in den spröderen, kalkigen

Einlagerungen in den Valanginien-Mergeln auf und besteht aus Klüften mit

verdrusten und/oder unvollständigen Füllungen aus Calcit, untergeordnet Quarz

und Spuren von Pyrit, die vorwiegend senkrecht zur lokalen Schichtung orientiert

sind. Nur die wenigsten der Öffnungen gehören einem aktiven wasserführenden

System an. Eine gewisse verbundene Porosität der Kluftfüllung erlaubt Diffusion

aus den Öffnungen (wo der advektive Transport stattfinden würde) in das umge-

. bende Gestein. Als Folge der tektonischen Beanspruchung der Valanginien­

Mergel im Verlauf der alpinen Orogenese sind die Kalkbänke im Meterbereich

boudiniert. Sie liegen heute in Form isolierter, linsenförmiger Teilstrukturen

(Boudins) vor, die voneinander durch Zwischenräume aus tonmergeligem

Material getrennt sind. In einem grösseren Massstab kann das wasserführende

System "geklüftete Kalkbänke" deshalb nur namhaft zu einem Fliessweg beitragen,

falls eine ausgedehnte Kalkbankabfolge vorliegt und die einzelnen Boudins

durch kataklastische Zonen hydraulisch miteinander verbunden sind (vgl.

Diskussion in NAGRA, 1993b).

Für die Modellrechnungen werden Z\vei Fälle betrachtet: Im Referenzfall

verläuft der Fliessweg durchwegs, d. h. über eine Distanz von 100 m, entlang

wasserführender Systeme des Typs "kataklastische Zonen". Als Alternative wird

ein Fliessweg betrachtet, der einer Kalkbankabfolge folgt und vorwiegend aus

wasserführenden Systemen des Typs "geklüftete Kalkbänke" besteht. Wegen der

für viele der Nuklide vergleichsweise unbedeutenden Rückhaltefähigkeit der

Kalkpartien werden in diesem Fall nur die Fliesswegabschnitte durch die

kataklastischen Zonen zwischen den Kalkboudins für die Radionuklidrückhaltung

berücksichtigt. Aufgrund der in NAGRA (1993b) aufgeführten typischen

geometrischen Verhältnisse entspricht dieser Fliessweg - bei einer Gesamtlänge

von 100 rn-einer Transportdistanz von mindestens 20 m durch kataklastische

Zonen.

Die Modellparameter 'für die Geometrie der verschiedenen Elemente des

wasserführenden Systems "kataklastische Zone" und für die Porositäten sind in

Tab. 2.4-1 zusammengestellt (vgl. auch Fig. 2.4-2).


NAGRA NTB 94-06 - 50 -

Kallel Mittel

LOGIE Ton- Kalk-

Gew.-% mergel mergel gestein

10-40* cm

cm

10-50

cm

50-100

cm

Calcit 27 75 49

DoVAnk 9 2 6

Quarz 18 10 15

Feldspäte


- 51 - NAGRA NTB 94-06

Parameter

Referenzwert 3)

Parameterwert

Bandbreite bzw.

Alternative

Grossräumiger K-Wert 10- 11 m/s 10- 12 m/s ...

10- 10 m/s

Hydraulischer Gradient 0.4 mim 0.1 mim

Fliessweglänge

100 m

Exfiltrationsort Engelbergertal Secklis Bach

Altzellen

Wasserführende Systeme

- Transmissivität (für den massgebenden

Fliesspfad) 10- 9 m 2 /s 10- 10 m 2 /s ...

10- 8 m 2 /s

- Spurlänge pro durchflossenem Querschnitt

(für den massgebenden Fliesspfad) 1) 10- 2 m- l 10- 3 m- 1 ...

10- 1 mol

- kataklastische Zone

Anzahl Scherzonen pro

kataklastische Zone 3

Mächtigkeit kataklastische Zone 1m

Mächtigkeit "Fault Gouge"

0.01 m

Mächtigkeit stark kataklastisches

Nebengestein

0.10 m

Dicke Scherzone

0.11 m

- Kalkbankabfolge

wirksame Migrationsdistanz in

kataklastischen Zonen

Diffusionszugängliche Porosität bzw.

Fliessporosität

20 m

- "Fault Gouge" 10 %

- stark kataklastisches Nebengestein 2) 5%

- Scherzone 1) 6%

- kataklastische Zone 1) 2%

- Transportquerschnitt 1) 0.2 0/00 0.02 ... 2°ko

Effektive Fliessgeschwindigkeit 1) 0.63 m/a 0.06 ... 6.3 m/a

1)

2)

3)

abgeleitete Grösse

für offene Bruchflächen mit Abstand von 2 cm und Öffnungsweite von 1 mm

identisch mit Kolonne "empfohlene Werte" in NAGRA (1993b), Tab. 5.1.7

Tab. 2.4-1:

Modellwerte ausgewählter standortspezifischer Parameter für die

Sicherheitsanalyse


NAGRA NTB 94-06 - 52 -

2.4.5 Sorptionsdatensatz

2.4.5.1 Problemstellung

Das Sorptionsverhalten der Radionuklide in der Geosphäre hängt wesentlich von

der Zusammensetzung des Gesteins und des Tiefengrundwassers ab. Die zusammen

mit den Radionukliden aus dem Endlager freigesetzten chemischen Stoffe,

insbesondere komplexbildende Substanzen und das Zementporenwasser, können

die Sorption der Nuklide beeinflussen. Dies wird bei der Ableitung des Sorptionsdatensatzes

mit einbezogen.

2.4.5.2 Berücksichtigte Mineralogie

Bezüglich der Mineralogie kann von den zwei wichtigsten wasserführenden Systemen,

"kataklastische Zonen" und "geklüftete Kalke in Kalkbankabfolgen", ausgegangen

werden (NAGRA, 1993b). Wie in Abschn. 2.4.4 und vertieft in Abschn.

5.1.1 erläutert wird, wird für das wasserführende System "geklüftete Kalke in

Kalkbankabfolgen" nur derjenige Teil des Fliessweges für die Retardation

berücksichtigt, der in den die Kalkboudins verbindenden kataklastischen Zonen

verläuft. Deshalb muss bei der Evaluation der Sorptionsdaten nur die Mineralogie,

der "FauIt Gouge" und von "Tonmergel" der "kataklastischen Zonen" berücksichtigt

werden (vgl. Fig. 2.4-2).

2.4.5.3 Grundwasserverhältnisse

Gemäss heutigem Kenntnisstand können im Endlagerbereich sowohl NaHC0 3

-

als auch NaCI-Grundwässer vorkommen (NAGRA, 1993b). Bei der Evaluation

der Sorptionsdaten wurde beiden Grundwassertypen Rechnung getragen.

2.4.5.4 Beeinflussung durch aus dem Endlager freigesetzte Stoffe

Aus dem Endlager-Nahfeld werden einerseits alkalische Zementporenwässer

freigesetzt, andererseits werden auch potentiell komplexbildende Materialien aus

den Abfällen in die Geosphäre transportiert. Die Auswirkungen der alkalischen

Porenwässer wird in Abschn. 2.4.6 besprochen, während der Einfluss der Komplexbildner

in Abschn. 2.4.7 erörtert wird. Hier sollen jedoch kurz die wichtigsten

Annahmen bezüglich der Auswirkungen dieser Phänomene auf die Sorption

zusammengefasst werden.

Die Auswirkungen der Zementporenwässer auf die Sorption werden nicht berücksichtigt,

da zur Zeit zu wenig Information vorliegt, welche eine zuverlässige

Quantifizierung der Auswirkungen erlauben würde. Es gibt jedoch Hinweise,

dass das durch das Zementporenwasser beeinflusste System (mögliche neue

Festphasen: Zeolithe bzw. CASH-Gele) in seinem SorptionsverhaIten nicht

signifikant schlechter ist als das natürliche System. Deshalb wird für die Evalua-


- 53 - NAGRA NTB 94-06

tion der Sorptionsdaten im Referenz-Szenarium gegenwärtig vom natürlichen

System ausgegangen (vgl. Abschn. 2.4.6.1).

Auch für die Quantifizierung der Auswirkungen von Komplexbildnern auf die

Sorption im Wirtgestein sind wenige Daten bekannt. Basierend auf experimentellen

Arbeiten vor allem aus dem englischen Endlager-Programm wird davon

ausgegangen, dass die Sorption der Übergangsmetalle und der Actiniden durch

diese Komplexbildner wie im Nahfeld auch in der Geosphäre beeinflusst wird.

Dementsprechend wird die Sorption in Anwesenheit genügender Mengen von

Komplexbildnern für diese Elemente um einen Faktor 100 (bzw. 1'000 als konservative

Variante) reduziert. Die für die Sorption relevanten potentiellen Komplexbildner

stammen aus den eingelagerten Abfällen der Abfallgruppen SMA-2,

SMA-3 und SMA-4. Die Abfallgruppe SMA-1 hingegen enthält definitionsgemäss

keine nennenswerten Mengen an Stoffen, welche das Sorptionsverhalten der

Nuklide beeinflussen könnten. Aufgrund der räumlichen Trennung der Endlagerbereiche

wird davon ausgegangen, dass die Sorption der aus der Abfallgruppe

SMA-1 freigesetzten Nuklide durch die aus SMA-2 bis SMA-4 freigesetzten

Komplexbildner in der Geosphäre nicht beeinträchtigt wird.

2.4.5.5 Schlussfolgerungen

Basierend auf der Mineralogie, der zu erwartenden Grundwasserchemie und

unter Berücksichtigung des Einflusses von Stoffen aus dem Endlager ergeben

sich die in Tab. 2.4-2 zusammengestellten Sorptionswerte. Dazu gehören auch

die Reduktionsfaktoren FR für die Sorption in der Geosphäre für die Abfallgruppen

SMA-2 bis SMA-4, wobei die zwei alternativen Werte den bestehenden

Unsicherheiten Rechnung tragen.


NAGRA NTB 94-06 - 54 -

Reduktionsfaktoren

~-Werte

Element

FR für SMA-2 bis SMA-4

[m 3 /kg]

realistisch

konservativ

Ac 5 100 1000

Ag 0.1 1 1

Am 5 100 1000

Canorg 0.001

_1)

_1)

Corg 0 1 1

Cl 0 1 1

Cm 5 100 1000

Cs 0.1 1 1

I 0.01 1 1

K 0.001 1 1

Mo 0.0001 1 1

Na 0.0001 1 1

Nb 0.5 100 1000

Ni 0.5 100 1000

Np 1 100 1000

Pa 0.5 100 1000

Pb 0.5 100 1000

Pd 0.5 100 1000

Pu 5 100 1000

Ra 0.2 1 1

Se 0.0001 1 1

Sn 0.5 100 1000

Sr 0.005 1 1

Tc 0.3 100 1000

Th 1 100 1000

U 1 100 1000

Zr 0.5 100 1000

1) Annahme für SMA-2 bis SMA-4: nicht sorbierend

Tab. 2.4-2:

Sorptionsdatenbasis für Valanginien-Mergel am Standort Wellenberg

und Reduktionsfaktoren zur Berücksichtigung der Auswirkung

komplexbildender Stoffe auf die Sorption; Gleichgewichts­

Verteilungskoeffizienten (~-Werte) für Valanginien-Mergel aus

STENHOUSE (1994), Reduktionsfaktoren nach Abschn. 2.4.7


- 55 - NAGRA NTB 94-06

2.4.6 Auswirkung des Endlager-Zementes auf die Geosphäre

2.4.6.1 Problem beschreibung

Die Endlagerkavernen bestehen massenanteilmässig zu ca. 95 % aus Zement

und zu 5 % aus Stahl. Das Porenwasser in Zement ist über sehr lange Zeiträume

stark alkalisch (pR > 12). Aus den Endlagerkavernen austretendes Zementporenwasser

ist nicht im chemischen Gleichgewicht mit Mergelporenwasser

(pR ~ 8) und führt zu Reaktionen in den Mergeln. Diese Reaktionen können

die wasserführenden Systeme in den Mergeln ändern und dadurch den Nuklidtransport

in der Geosphäre beeinflussen.

2.4.6.2 Migration und Reaktion von Zementporenwasser in der Geosphäre

Das aus dem Endlager-Nahfeld austretende Zementporenwasser migriert nach

folgenden zwei Mechanismen in die gering durchlässigen Valanginien-Mergel:

(1) Advektiver Fluss entlang den wasserführenden Systemen "kataklastische

Zonen" und "geklüftete Kalkbänke"; diese Systeme kanalisieren das Zementporenwasser

in kleinen offenen Klüften, der Kontakt mit dem Mergel erfolgt

weitgehend durch Diffusion in die Gesteinsmatrix um die Klüfte

(2) Diffusiver Transport in die Auflockerungszone um die Kavernen mit anschliessendem

Transport gemäss Mechanismus (1) oder durch Diffusion in

die intakte Mergelmatrix

Das Zementporenwasser reagiert im Gestein/Grundwasser-System von Mergel

nach folgenden vier Mechanismen:

(3) Reaktion in der flüssigen Phase bei der Mischung von Zementporenwasser

und Mergelgrundwasser

(4) Austausch von Alkali-Kationen aus der wässrigen Phase gegen Protonen an

der Oberfläche von Mineralien in Mergel (v. a. Ton- und Glimmermineralien),

je nach Zugänglichkeit der Mineralien

(5) Auflösung von Mineralien

(6) Ausfällung von Mineralien

Im Vergleich zu (5) und (6) laufen die Mechanismen (3) und (4) sehr rasch ab,

wobei (4) von der Zugänglichkeit der Mineralien abhängt. Der Beitrag von (3)

zur Pufferung des Zementporenwassers ist gering, da nur kleine Mengen an

Mergelgrundwasser zur Verfügung stehen. Auch der Beitrag von (4) kann - je

nach Zugänglichkeit der relevanten Mineralien - relativ klein sein. Die Pufferung

des Zementporenwassers erfolgt weitgehend durch die Mechanismen (5) und (6).

Dabei vergrössert Mechanismus (5) die Gesteinsporosität und Mechanismus (6)


NAGRA NTB 94-06 - 56 -

verkleinert sie. Die Migration und Pufferung des Zementporenwassers wird

daher im Detail bestimmt durch Art und Kinetik der auftretenden Mineralreaktionen

und den Zu transport des Zementporenwassers (Fliessgeschwindigkeit des

Grundwassers), die ihrerseits durch Porositätsänderungen (Rückkopplung)

verändert wird.

2.4.6.3 Auswirkung auf den Nuklidtransport

In der vorliegenden Sicherheitsanalyse wird der Nuklidtransport in der Geosphäre

entlang wasserführenden Systemen des "intakten" Mergels bis in eine Distanz

von 100 m vom Endlager berücksichtigt. Die Auswirkung des Zementporenwassers

in der Geosphäre kann bis zu diesem Abstand reichen und dort die

wasserführenden Systeme in bezug auf den Nuklidtransport ändern. Die Änderungen

können die Kluftgeometrie, die Porosität in der Kluftmatrix (und damit

auch die Diffusivität), die Mineralien in der Kluftmatrix sowie das Grundwasser

(inkl. Kolloide) in der Kluft und Kluftmatrix betreffen. Diese Änderungen

variieren in Abhängigkeit der Zeit und der Entfernung von den Endlagerkavernen.

Sie werden im folgenden einzeln ausgeführt.

Die Kluftgeometrie kann durch Auflösung bzw. AusfäHung von Mineralien

verändert werden. Dies kann zu einer Änderung der Grundwasserfliessgeschwindigkeiten

in den Klüften und der Transportzeiten der Radionuklide durch die

Geosphäre führen. Die gegenwärtig vorliegenden ModelIierungen, die in

LICHTNER & EIKENBERG (1994) und STEEFEL & LICHTNER (1993a,

1993b) dokumentiert sind, stimmen darin überein, dass direkt angrenzend an die

Kavernen die Mineralauflösung überwiegt, während im Abstand von einigen

Metern von den Kavernen die Ausfällung dominiert. Dies gilt für die Na,K­

Hydroxid-Phase und die darauffolgende Ca-Hydroxid-Phase. Diese Ergebnisse

werden unterstützt durch Beobachtungen an einem natürlichen Analog in

lordanien (MILODOWSKI et al., 1992).

Die Porosität der Gesteinsmatrix um die Klüfte kann durch Mineralauflösung

vergrössert und durch Mineralausfällung verkleinert werden. Dabei führt eine

Verkleinerung zu einem schlechteren Eintritt der Radionuklide in die Kluftmatrix,

so dass diese schneller durch die Geosphäre migrieren. Die gegenwärtig

vorliegenden ModelIierungen zeigen dafür ein ähnliches Bild wie für die Klüfte

(STEEFEL & LICHTNER, 1993b): Direkt angrenzend an die Kavernen wird die

Matrixporosität vergrössert, im Abstand von einigen Metern verkleinert. Gemäss

Modellierungsresultaten kann die Verkleinerung im Extremfall bis zu einem

Verschluss der Matrix führen; qualitativ lassen die heute vorhandenen Informationen

zu den Analogstudien und zum Wellenberg vermuten, dass trotzdem noch

genügend (Mikro-)Porosität vorhanden sein sollte, um eine gewisse Matrixdiffusion

zu ermöglichen.

Die Mineralien in der Gesteinsmatrix werden durch die Reaktion mit Zementporenwasser

verändert. Die Mineralien von Mergel werden aufgelöst und durch

anschliessende Ausfällung in Zeolithe und in Hydrate von Calcium-, Aluminium-


- 57 - NAGRA NTB 94-06

und Siliziumoxiden (CASH-Phasen) umgewandelt (CRA WFORD & SA VAGE,

1994 und MILODOWSKI et al. , 1992). Diese Mineralumwandlungen erzeugen

neue Mineralien für die Sorption der Radionuklide. Zudem werden bei den

Ausfällungen Radionuklide in der Matrix inkorporiert und fixiert. Die bisherigen

experimentellen Ergebnisse zeigen, dass die Umwandlungsprodukte für die

Na,K-Hydroxid-Phase primär Zeolithe mit etwas CASH sind (CRA WFORD &

SAVAGE, 1994), während in der Ca-Hydroxid-Phase vor allem CASH-Phasen

gebildet werden (MILODOWSKI (Ed.), in Vorbereitung). Beide Mineralgruppen,

die Zeolithe und CASH-Phasen, zeigen in Kontakt mit wenig mineralisierten

Grundwässern Sorptionseigenschaften, die besser oder gleich denjenigen

für Mergel sind. Unter den Bedingungen, die sich durch das Zementporenwasser

einstellen, gilt dies jedoch nicht ohne Einschränkung.

Das Porenwasser in der Kluft und Kluftmatrix zwischen den Endlagerkavernen

und der Migrationsfront des Zementporenwassers ist von Mergelgrundwasser

sehr verschieden. Der pH-Wert ist um mehrere Einheiten höher als in Mergelgrundwasser.

Auch die Gehalte an Aluminium, Eisen, Kalium, Natrium und Silizium

sind weit höher. Dies führt dazu, dass die Sorptionseigenschaften der

Zeolithe und CASH-Phasen gegenüber natürlichen Systemen verschlechtert

werden können, bei den radioaktiven (Erd-)Alkalimetallen durch die Konkurrenz

mit inaktivem Natrium und Kalium, bei den radioaktiven Übergangsmetallen

durch die Konkurrenz mit inaktivem Eisen. Hingegen kann die Co­

Präzipitation von Radionukliden bei Bildung neuer Festphasen zu ihrer Immobilisierung

führen.

An der Migrationsfront des Zementporenwassers treten hohe Silizium-Konzentrationen

auf. Durch die langsame Ausfällung (Kinetik) von Quarz kommt es zur

Übersättigung von Quarz. Dies kann zur Bildung von Kolloiden führen. Die sich

einstellenden hohen pH-Werte und die auftretenden Mineralauflösungen können

- vor allem während der Na,K-Hydroxid-Phase - dazu führen, dass organische

Festphasen, die natürlicherweise in Mergel vorhanden sind, freigelegt und abgebaut

werden. Dies kann zur Bildung von organischen Komplexbildnern führen.

2.4.6.4 Schlussfolgerungen

Die obigen Ausführungen zeigen, dass das Zementporenwasser aus dem Endlager-Nahfeld

die wasserführenden Systeme in bezug auf den Nuklidtransport

grundlegend verändern kann. Die Zeiträume, in denen diese Änderungen stattfinden,

sind vermutlich kurz; die gegenwärtigen Modellierungen weisen auf

einige hundert Jahre hin. Das heisst, dass die wasserführenden Systeme der Mergelformation

um die Endlagerkavernen beim Austritt der Radionuklide aus dem

Endlager bereits verändert sein können.

Gegenwärtig ist es nicht möglich, den Einfluss des Zementporenwassers auf den

Transport der Radionuklide durch die an die Endlagerkavernen angrenzende

Geosphäre modellmässig zuverlässig zu simulieren. Aus diesem Grund ist es


NAGRA NTB 94-06 - 58 -

erforderlich, diese Konsequenzen durch abdeckende Annahmen bezüglich der

Wirkung der Geosphäre als Migrationsbarriere zu berücksichtigen:

Im günstigsten Fall werden die wasserführenden System zunächst im Abstrombereich

des Grundwassers in kurzer Zeit geschlossen und darauf folgend

im ursprünglichen Anstrombereich. In dieser Situation werden die

Kavernen vom Grundwasser umströmt, und die Radionuklide bleiben in den

Kavernen isoliert, bis sie möglicherweise, jedoch sicher erst nach wesentlich

längerer Zeit, durch andere Prozesse, z. B. durch Erosion, freigesetzt

werden.

Im ungünstigsten Fall, d. h. bei einem hypothetisch vollständigen Verschluss

der Kluftmatrix bei gleichbleibender Öffnungsweite der Klüfte, wird die Wirkung

der Geosphäre als Transportbarriere stark beeinträchtigt. In diesem

unwahrscheinlichen Extremfall gelangen die Radionuklide ohne nennenswerte

zeitliche Verzögerung nach Verlassen des Endlager-Nahfeldes in die

Biosphäre. Dieser Fall wird abgedeckt durch die in Kap. 5.3 und 6.5 dokumentierten

Rechnungen der robusten Analyse mit einer hypothetischen

Freisetzung von Radionukliden aus dem Endlager-Nahfeld direkt in die

Biosphäre.

Bei der Wechselwirkung des Zementporenwassers mit dem Wirtgestein

können sich Kolloide bilden. Die Auswirkungen der Kolloide in der Geosphäre

werden in Abschn. 2.4.8 diskutiert und in Abschn. 5.1.4 quantitativ

untersucht.

Es besteht die Möglichkeit, dass der Endlager-Zement auf den Transport

der Nuklide in der Geosphäre keine nachteiligen Folgen hat, so dass die

Migrationseigenschaften der Geosphäre in ihrem naturbelassenen Zustand

repräsentativ sind. Für diese Situation wurde eine detaillierte Modellierung

des Geosphärentransportes der Radionuklide vorgenommen (vgl. Kap. 4.2

und Abschn. 5.1.1 bzw. Kap. 6.2 und Abschn. 6.3.1).

2.4.7 Auswirkung von Komplexbildnern auf die Sorption in der Geosphäre

2.4.7.1 Problemstellung

Das Endlager SMA enthält Komplexbildner, die in der umliegenden Geosphäre

natürlicherweise nicht vorkommen. Mit Ausnahme von Zementadditiven

gelangen die Komplexbildner nur über die Abfälle in das Endlager (vgl. Tab.

2.2-3 und 2.2-4 für eine Zusammenstellung der Komplexbildner). Die Komplexbildner

werden auf den gleichen Transportwegen wie die Radionuklide aus

dem Endlager-Nahfeld in die Geosphäre freigesetzt und können die Sorption der

Radionuklide in der Geosphäre beeinflussen.

Die Mergel enthalten in ihrem naturbelassenen Zustand organische Komplexbildner,

die im Porenwasser jedoch nur teilweise gelöst sind. Dies sind vor


- 59 - NAGRA NTB 94-06

allem organische Moleküle mit relativ kleinem Molekulargewicht; Humin- und

Fulvinsäure konnten im Mergelporenwasser bislang nicht nachgewiesen werden.

2.4.7.2 Auswirkung der aus dem Endlager stammenden Komplexbildner

Über den Einfluss von Komplexbildnern (die aus dem Endlager stammen) auf

die Sorption in natürlichen Gestein/Grundwasser-Systemen liegen erst wenige

Untersuchungen vor. Die wichtigsten dieser Untersuchungen sind dokumentiert

in BASTON et al. (1990), BASTON et al. (1991), BERRY et al. (1989),

BROWN et al. (1991) und HAIGH et al. (1989). Sie betreffen die Sorption der

chemischen Elemente Plutonium, Radium, Thorium, Uran und Zinn an Sandstein

("Caithness Flagstone") und Ton ("London Clay"). Sie zeigen, dass insbesondere

die monomeren Abbauprodukte von Zellulose zu einer signifikanten

Reduktion der Sorption führen können. Die Untersuchungen wurden einerseits

mit Abbauprodukten aus einem Gemisch von Zellulose und Zement im Massenverhältnis

1 : 10 durchgeführt und andererseits mit einer 2· 10- 3 -molaren Lösung

von Glukose zur Simulation des Hauptabbauproduktes von Zellulose. In beiden

Untersuchungsreihen wurde eine maximale Reduktion der Gleichgewichts­

Verteilungskoeffizienten der Elemente Plutonium, Thorium, Uran und Zinn an

Sandstein und Ton um einen Faktor 100 erhalten; entsprechende Untersuchungen

bei Radium zeigten hingegen keinen Einfluss.

Vergleichbare Untersuchungen für Mergel liegen nicht vor. Die Nagra geht

daher gegenwärtig davon aus, dass der Einfluss von aus dem Endlager stammenden

Komplexbildnern (im besonderen der Abbauprodukte von Zellulose) auf die

Sorption in Mergel durch die in Tab. 2.4-2 aufgeführten Reduktionsfaktoren

berücksichtigt werden kann. Im einzelnen wurden diese aufgrund folgender

Überlegungen festgelegt:

Die Abfallgruppe SMA-1 enthält so wenig Komplexbildner, dass die Sorption

in der umliegenden Geosphäre nicht verändert wird.

Die chemischen Elemente C (HC0 3 -), I (r), Cl (Ct), MD (HMo0 4 -) und Se

(HSe-, SeO/-, SeOl-) liegen in Mergelgrundwasser als Anionen vor und

zeigen geringe Tendenz zur Bildung von Komplexen mit organischen und

anorganischen (Cyanid) Liganden, die aus den Abfällen resultieren. Für sie

wurde keine Reduktion in der Sorption eingesetzt.

Die (Erd-)Alkalimetalle zeigen geringe Tendenz zur Bildung von Komplexen

mit organischen und anorganischen (Cyanid) Liganden, die aus den Abfällen

resultieren. Für sie wurde keine Reduktion in der Sorption eingesetzt.

Die Actiniden und Übergangsmetalle (einschliesslich Blei und Zinn) zeigen

untereinander vergleichbare Tendenz zur Bildung von Komplexen mit organischen

und anorganischen (Cyanid) Liganden, die aus den Abfällen resultieren.

Für sie wurden die gleichen Reduktionsfaktoren eingesetzt.


NAGRA NTB 94-06 - 60 -

Die maximal mögliche Konzentration an Abbauprodukten von Zellulose im

Porenwasser in den Abfallgruppen SMA-2 bis SMA-4 ist ca. 0.1 M. Diese

Konzentration resultiert aus Tab. 2.2-7 und 2.2-9, wenn alle Zellulose zu

Molekülen mit der Summenformel C 6 H 12 0 6 abgebaut wird und keine Sorption

der Abbauprodukte im Endlager-Nahfeld auftritt. Unter Berücksichtigung

des unvollständigen Abbaus von Zellulose und der Sorption der

Abbauprodukte scheint eine Konzentration von 2· 10- 3 M, wie sie in den

obengenannten Experimenten verwendet wurde, eine sinnvolle Annäherung

an die lokale Grenzkonzentration 'der Abbauprodukte in der Geosphäre.

Um den Einfluss von organischen Liganden (im besonderen der Abbauprodukte

von Zellulose) auf die Sorption der Actiniden und Übergangsmetalle

zu quantifizieren, wurden die obengenannten Untersuchungen herangezogen

und Reduktionsfaktoren von 100 (realistischer Wert) bzw. 1'000 (konservativer

Wert) gewählt; dies mit der Begründung, dass die Gestein/Grundwasser­

Systeme von Mergel und "London Clay" bzgl. Gehalt an Tonmineralien und

pH der Porenlösung vergleichbar sind (die Tonmineralien dominieren die

Sorption der Actiniden und Übergangsmetalle an den Mergeln).

2.4.7.3 Auswirkung von natürlichen Komplexbildnern

Erste Untersuchungen an Mergeln aus den Sondierbohrungen Wellenberg

zeigen, dass die im Porenwasser gelösten organischen Substanzen in sehr kleinen

Mengen auftreten (TITS et al. , 1993). Die stoffliche Zuordnung der gelösten

organischen Substanzen wurde bislang nicht vorgenommen. Hingegen wurden

ihre Komplexierungseigenschaften gegenüber Uran untersucht (TITS et al. ,

1993) und als vergleichbar mit denjenigen von Dicarbonsäuren wie Phthal- und

Malonsäure bestimmt. Aufgrund dieser Eigenschaften und den Ergebnissen in

V AN LOON et al. (1993) geht die Nagra davon aus, dass die gelösten organischen

Substanzen in den Mergeln keinen Einfluss auf die Sorption von Radionukliden

haben. Dies gilt sowohl für den naturbelassenen Mergel als auch für den

durch den Endlager-Zement alterierten Mergel.

2.4.7.4 Schlussfolgerungen

Die Auswirkungen von Komplexbildnern, die entweder aus dem Endlager

stammen oder von Natur aus in den Mergeln enthalten sind, auf die Sorption

der Radionuklide in den Mergeln (in ihren naturbelassenen Zustand) werden

durch die Reduktionsfaktoren in Tab. 2.4-2 wiedergegeben, welche bei der

Modellierung des Geosphärentransportes verwendet werden.

Die Auswirkungen von natürlichen Komplexbildnern und von Komplexbildnern,

die aus dem Endlager stammen, auf die Sorption der Radionuklide in den

Mergeln, die durch den Endlager-Zement alteriert wurden, lassen sich gegenwärtig

nicht abschliessend und zuverlässig quantifizieren. Die heute vorhandenen

Informationen deuten jedoch darauf hin, dass die natürlichen Komplexbildner


- 61 - NAGRA NTB 94-06

die Sorption wahrscheinlich nicht beeinflussen. Die ungünstigste Hypothese

betreffend Einfluss von Komplexbildnern auf die Sorption in der Geosphäre wird

durch die in Kap. 5.3 bzw. 6.5 aufgeführten Resultate der robusten Analyse

abgedeckt.

2.4.8 Kolloide in der Geosphäre

Am Standort Wellenberg wurden für die Konzentration der natürlichen Kolloidpopulation

für Partikel mit einem Durchmesser von mindestens 0.1 }.lm Werte im

Bereich von 0.1 bis 1 ppm gemessen (DEGUELDRE & LAUBE, 1994). Eine

Kolloidkonzentration von 1 ppm entspricht 1 g Kolloide pro m 3 Porenwasser.

Kolloide, deren Durchmesser weniger als 1 }.lm beträgt, bestehen hauptsächlich

aus Chlorit/Smektit, während Partikel mit einem Durchmesser von mehr als

1 }.lm aus Quarz, Illit, Smektit und Chlorit bestehen.

Durch Kolloide kann die Retardation von Radionukliden in der Geosphäre beeinflusst

werden. Je nach Verhalten der Kolloide während ihres Transports und

abhängig von der Sorption der Radionuklide auf den Kolloiden wird die Barrierenwirkung

verbessert oder verringert. Es sind dementsprechend verschiedene

Fälle zu unterscheiden:

a) Falls die Nuklide irreversibel auf den Kolloiden sorbieren und die Kolloide

während des Transports ausfiltriert bzw. destabilisiert und ausgefällt werden,

so werden die Radionuklide immobilisiert, und die Barrierenwirkung der

Geosphäre nimmt zu.

b) Falls die Nuklide reversibel auf den Kolloiden sorbieren, so desorbieren die

Radionuklide von den ausfiltrierten Kolloiden und bleiben somit mobil. Die

Wirkung der Kolloide liegt nun darin, dass die auf den Kolloiden sorbierten

Nuklide weder an den Porenwänden sorbieren noch in die Matrix diffundieren

können. Deshalb nimnlt die Barrierenwirkung ab, und zwar insbesondere

dann, wenn die Kolloidpopulation trotz Filterwirkung erhalten bleibt, d.h.

wenn gleich viele Kolloide neu gebildet wie ausfiltriert bzw. ausgefällt werden.

c) Falls die Nuklide irreversibel auf den Kolloiden sorbieren und die Kolloide

weder ausfiltriert noch ausgefällt werden, so werden die Nuklide ohne wesentliche

Retardation durch die Geosphäre transportiert.

Die Barrierenwirkung der Geosphäre für Fall a) wäre sehr gut; da es jedoch

dazu keine standortspezifischen Information gibt, wird dieser Fall nicht weiter

untersucht. Für den Fall b) wurde ein Transportmodell entwickelt (SMITH,

1993) und Hinweise für die Auswirkung der Kolloide auf den Geosphärentransport

erarbeitet. Die Studie zeigt, dass Kolloide in erheblicher Konzentration

vorhanden sein müssen, um die Geosphärenbarrierenwirkung signifikant zu beeinträchtigen.

Es zeigt sich auch, dass die Barrierenwirkung der Geosphäre um


NAGRA NTB 94-06 - 62 -

so schlechter wird, je grösser die Kolloidkonzentration ist. Dieser Fall wird in

Abschn. 5.1.4 quantitativ untersucht. Fall c) wird aus heutiger Sicht als hypothetisch

betrachtet, da die wasserführenden Systeme ein poröses Füllmaterial

enthalten, welches voraussichtlich für die Kolloide als effizienter Filter wirkt.

Weiter werden auch chemische Übergänge erwartet, welche die Kolloide

destabilisieren und ausfällen. Wird Fall c) trotz seiner hypothetischen Natur betrachtet,

so bedeutet dies, dass die Barrierenwirkung der Geosphäre praktisch

verloren geht. Dieser Fall wird im Rahmen der robusten Analyse (vgl. Kap. 5.3

bzw. Kap. 6.5) analysiert, wo die extrem konservative Annahme postuliert wird,

dass die Nuklide in der Geosphäre nicht retardiert werden und damit ohne Verzögerung

nach Verlassen des Endlager-Nahfeldes in die Biosphäre gelangen.


- 63 - NAGRA NTB 94-06

2.5 Biosphäre

2.5.1 ExtiItrationsgebiete

Aufgrund der heutigen Kentnisse (NAGRA, 1993b) der hydrogeologischen

Verhältnisse im Raum Wellenberg wird für die Beurteilung der Langzeitsicherheit

primär von einer Exfiltration des Tiefengrundwassers aus dem Endlagerbereich

in die Talsohle des Engelbergertals bei Wolfenschiessen ausgegangen

(vgl. Abschn. 2.4.3). Allerdings kann nicht mit Sicherheit ausgeschlossen werden,

dass eine Freisetzung in die Talfüllung des Secklis Baches oder über eine steilstehende

Störzone in die Hanglagen beidseits des Eggeligrates erfolgt. Es wird

davon ausgegangen, dass das Verdünnungspotential des Grundwassers in der

Talfüllung des Secklis Baches grösser ist als in der Hanglage östlich des Eggeligrates.

Daher wird im Falle einer Exfiltration in das Tal des Secklis Baches nur

die Freisetzung in die Hanglage weiterverfolgt.

Unter Berücksichtigung der lokalen topographischen Verhältnisse und der

potentiellen Exfiltrationsgebiete sind daher drei Modellgebiete für die BiosphärenmodelIierung

identifiziert worden:

Das Modellgebiet Engelbergertal, das sich etwa einen Kilometer talaufwärts

von Dörfli (530 m ü. M.) erstreckt, eine Fläche von 50 Hektaren einnimmt

und dank des fruchtbaren Bodens und der geringen Neigung intensiv

landwirtschaftlich genutzt wird.

Das Modellgebiet Secklis Bach, das in östlicher Hanglage des Eggeligrates

liegt und eine Fläche von 2.5 Hektaren aufweist. Das eher steile und

sumpfige Gelände kann heute nur als Weide oder Heuland benutzt werden.

Das Modellgebiet Altzellen, das sich auf der Rutschmasse westlich des

Eggeligrates befindet und eine Fläche von 2.5 Hektaren einnimmt. In dieser

Hanglage steht heute die Milch- und Viehwirtschaft im Vordergrund.

Für alle Modellgebiete wird eine vollständige Selbstversorgung der Bevölkerung

aus der Landwirtschaft innerhalb des Modellgebiets angenommen. Diese

Annahme ist insbesondere für die Modellgebiete Secklis Bach und Altzellen sehr

konservativ. Die Anzahl Personen, die sich, aufgrund der Modellgebietsflächen

rechnerisch ernähren können, beträgt 80 für das Modellgebiet Engelbergertal

und je 4 für die Modellgebiete Secklis Bach und Altzellen.

2.5.2 Topographie und Geologie

Die Felsformationen im Untersuchungsgebiet und dessen Umgebung gehören

den helvetischen Decken an. Der Abschnitt Engelberg-Wolfenschiessen des

Engelbergertals durchquert von Süden nach Norden die Axendecke und Drusbergdecke.

Der Talverlauf wurde durch tektonische und glazialgeologische

Vorgänge geprägt. Fig. 2.5-1 zeigt einen schematischen Querschnitt des Eggeli-


NAGRA NTB 94-06 - 64 -

grates sowie die Lage der für die BiosphärenmodelIierung relevanten Gebiete

Engelbergertal, Secklis Bach und Altzellen.

Der Felsuntergrund des Engelbergertals ist mit quartärem Lockergestein überdeckt.

Die Lockergesteinsschicht, die bis zu 160 m mächtig ist, kann aufgrund

von seismischen Untersuchungen und Piezometerbohrungen in eine gut durchlässige,

obere Schicht von 15 m Mächtigkeit und in darunterliegende, abwechselnd

gut und schlecht durchlässige Schichten unterteilt werden. Der Grundwasserträger

im Engelbergertal wird von dieser Lockergesteinsschicht gebildet.

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Rutschmasse

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Fig.2.5-1:

Schematische Darstellung eines Querschnitts durch den Eggeligrat

mit den Biosphären-Modellgebieten Engelbergertal, Secklis Bach

und Altzellen

Das mit "Altzellen" bezeichnete Modellgebiet liegt auf der 100 m bis 200 m

mächtigen Rutschmasse, welche sich über den kompakten Valanginien-Mergeln

befindet. Aufgrund von Bohrungen ist bekannt, dass die oberste, quartäre

Schicht eine Mächtigkeit von rund 20 m besitzt.

Die Hanglage zwischen Secklis Bach und Eggeligrat ist in ihrer geologischen

Struktur mit dem Modellgebiet Altzellen vergleichbar, wobei eine deutlich gerin-


- 65 - NAGRA NTB 94-06

gere Mächtigkeit der Rutschmasse zu erwarten ist. Die geologischen Daten aus

der Tietbohrung SB 1, die im Tal des Secklis Baches erhoben wurden, stammen

aus dessen Talsohle. Hier wurde eine 50 m mächtige, quartäre Talfüllung beobachtet.

2.5.3 Hydrologie

Hauptvorfluter für das Modellgebiet Engelbergertal im Bereich Wolfenschiessen­

Grafenort ist die Engelberger Aa, welche einen mittleren Jahresabfluss von

6 m 3 /s bei Engelberg und 12.5 m 3 /s bei Büren aufweist (LANDES­

HYDROLOGIE UND -GEOLOGIE, 1990). Auf der Höhe von Dörfli dürfte der

mittlere Abfluss der Engelberger Aa etwa 9 m 3 /s betragen. Als typische hydraulische

Durchlässigkeiten für den Grundwasserträger gibt ANGEHRN (1984)

Werte zwischen 8· 10-4 ml sund 7· 10- 3 ml s für eine Tiefe bis 15 m an. Diese

Durchlässigkeitswerte wurden durch Messungen in Piezometerbohrungen der

N agra bestätigt. Für den schlecht durchlässigen, tieferen Bereich des Grundwasserleiters

wird die hydraulische Durchlässigkeit auf 3.10- 6 mls geschätzt. Bei

einer mittleren Breite des Grundwasserträgers von 500 m, einer Mächtigkeit von

15 m, einem hydraulischen Gefälle von 0.01 mim und einer Durchlässigkeit von

10- 3 ml s ergibt sich ein Grundwasserstrom von ca. 0.1 m 3 I s ..

Aufgrund detaillierter Messungen der Quellschüttungen in den Hanglagen

beidseits des Eggeligrates kann folgendes festgestellt werden (NAGRA, 1993b):

Das Gebiet Altzellen ist geprägt durch viele Feuchtstellen (Riede, Moore) und

eine Fülle von Quellen mit Schüttungen bis zu 200 l/min. Im Bereich des Modellgebiets

Altzellen entspricht die gesamthafte Quellschüttungsrate innerhalb

eines beliebigen Areals in guter Näherung der Differenz zwischen Niederschlagsrate

und Evapotranspirationsrate. Das Niederschlagswasser verbleibt in

einer oberflächennahen Bodenzone und versickert höchstens in vermindertem

Masse (im Falle von Verwerfungen) in den tieferen Untergrund. Die Durchlässigkeit

der Rutschmasse wird als heterogen und niedrig eingestuft.

Der Secklis Bach als lokaler Vorfluter mit einem Einzugsgebiet von 24 km 2 weist

bei Oberrickenbach einen mittleren Jahresabfluss von 0.95 m 3 /s auf. Die hydrologischen

Verhältnisse im unteren Bereich der Hanglage (Modellgebiet Secklis

Bach) sind vergleichbar mit denen im Modellgebiet Altzellen. Hier sind ebenfalls

ausgedehnte Feuchtgebiete und Quellen mit Schüttungen bis zu 70 l/min

vorhanden. Insgesamt fällt die Gesamtschüttung aller Quellen pro Einheitsfläche

etwas geringer aus als westlich des Eggeligrates.


NAGRA NTB 94-06 - 66 -

2.5.4 Bodenaufbau

Die Beschaffenheit des Bodens im Engelbergertal ist geprägt durch Flusssedimente,

während sich die Böden der Modellgebiete Secklis Bach und Altzellen

aus Mergelrendzinen (Humuscarbonat) gebildet haben. Im Gebiet Secklis

Bach wird ein höherer Anteil an organischen Stoffen erwartet als in den beiden

andern Modellgebieten.

2.5.5 Landwirtschaftliche Nutzung

Der Talboden zwischen Grafenort und Wolfenschiessen und die Flanken des

Eggeligrates bilden vorwiegend bäuerliches Kulturland. Die höher gelegenen

Partien am Wellenberg sind heute teilweise bewaldet, die tiefern Lagen und der

Talboden werden vorwiegend als Weide- und Grasland genutzt. Möglichkeiten

zum Gemüseanbau und Ackerbau bestehen prinzipiell im Talgrund, aber auch in

eingeschränktem Masse in den höheren Hanglagen.

Die Entwässerung der Rutschmasse westlich des Eggeligrates erfolgt hauptsächlich

durch den Eltschenbach, in dessen unteren Teil eine Aufzucht von

Fischen betrieben wird. Auch in der Engelberger Aa sind Fischpopulationen

vorhanden.


- 67 - NAGRA NTB 94-06

2.6 Zukünftige Entwicklungen am Standort Wellenberg

2.6.1 Überblick über die geologische und klimatologische Entwicklung

Die möglichen Langzeitentwicklungen am Standort Wellenberg werden vor allem

von geologischen Prozessen und klimatologischen Vorgängen bestimmt. Von den

geologischen Prozessen sind vor allem Tektonik, Erosions- und Sedimentationsprozesse

zu berücksichtigen. Zwischen Erosions- und Sedimentationsprozessen

einerseits und der Topographie andererseits besteht eine enge

Wechselwirkung.

Bei den tektonischen Prozessen wird von der durch die Auswertung des Landesnivellements

nachgewiesenen alpinen Hebung ausgegangen. Für die Erosionsund

Sedimentationsprozesse im Gebiet Wellenberg ist aber die Hebung relativ

zur Erosionsbasis von Belang. Zur Zeit liegt diese für das Gebiet Wellenberg auf

dem Niveau des Vierwaldstättersees, welches durch den Ausfluss in Luzern bestimmt

wird. Für die Hebung wird dazu ein konservativer Wert von 0.5 mmla

angenommen. Abhängig von der Sedimentation im See kann sich die Erosionsbasis

weiter stromabwärts ins Mittelland verlagern. Dabei wird sich die Hebungsrate

auf einen Wert von 0.8 mml a erhöhen. Eine detaillierte Beschreibung ist in

KLEMENZ (1993) gegeben.

Die Erosions- und Sedimentations prozesse im Gebiet Wellenberg werden

wesentlich durch das Klima bestimmt, insbesondere durch die klimabedingte

Vegetation und den Niederschlag, sowie durch die Topographie. Zur Abschätzung

der zukünftigen Entwicklung sind die möglichen Klimaveränderungen zu

berücksichtigen. Es ist sicherlich mit Eiszeiten zu rechnen; möglich wäre ein

Gletschervorstoss in etwa 10'000 Jahren mit einer Dauer der Vergletscherung

von z. B. 60'000 Jahren. Als Folge des Treibhauseffekts kann auch eine anthropogen

verursachte Erwärmung nicht ausgeschlossen werden.

Die möglichen Langzeitentwicklungen müssen bei der Analyse der Grundwasserströmung

(hydrogeologische Modellierung) in Betracht gezogen werden. Beeinflusst

werden können die Durchlässigkeit des Wirtgesteins -. insbesondere jene

der wasserführenden Strukturen - durch Änderungen in der Überlagerung, sowie

die Randbedingungen an der Geländeoberfläche.

2.6.2 Auswirkungen auf die Biosphäre

Bei der Biosphärenmodellierung müssen die möglichen Langzeitentwicklungen

im Gebiet des Wellenbergs berücksichtigt werden. In diesem Zusammenhang

sind vor allem das Klima sowie die Topographie wichtig. KLEMENZ (1993)

zeigt, dass die grossräumige Gestaltung der Terrainoberfläche in ihren wesentlichen

Zügen langfristig erhalten bleibt. Im Bereich der Mergelzone des Wellenbergs

ist allerdings wegen relativ hohen Erosionsraten eine Verflachung der

Hangneigungen im Profil Engelbergertal - Eggeligrat - Oberrickenbach zu erwarten.

Umgekehrt dürfte in den angrenzenden Kalkformationen der Abtrag


NAGRA NTB 94-06 - 68 -

geringer sein, was eher zu einer Akzentuierung des Reliefs führen dürfte. Ein

wesentlicher Einfluss der Prozesse auf die Eigenschaften der Biosphäre ist

jedoch nicht zu erwarten.

Über einen Zeitraum von 100'000 Jahre wurden durch KLEMENZ (1993)

folgende grundlegende Klimatypen als potentielle Szenarien berücksichtigt:

- unverändertes Klima

- Eiszeit vom Ausrnass der Würm-Vereisung

- semiarides Klima

- arides Klima

- feuchtwarmes Klima

Szenarium Klima, Dauer 1)

Szenarium 1

Klima unverändert

Szenarium 2 Eiszeit vom Ausrnass der Würm-Vereisung, Dauer 60'000 Jahre

Variante 1

Variante 2

Variante 3

Nacheiszeit

keine Tiefenerosion des Engelbergertales

Ausräumung des Engelbergertales bis Stans (am Standort

Wellenberg bis 50 m unter die heutige Felsoberfläche im

Talgrund)

Ausräumung des Engelbergertales bis Buochs/Stansstad (am

Standort Wellenberg bis 50 m unter die heutige Felsoberfläche

im Talgrund)

ähnlich den heutigen Klimaverhältnissen, Dauer bis Ende der

Betrachtungsperiode

Szenarium 3

Szenarium 4

Szenarien 5

(alb)

Semiarides Klima

mit saisonaler Vegetation und saisonalen intensiven Niederschlägen

Arides Klima

feuchtwarmes Klima mit hohen Niederschlägen

Szenarium 5a: natürliche Vegetationsverhältnisse

Szenarium Sb: gestörte Vegetationsverhältnisse

1)

Betrachteter Zeitabschnitt generell 100'000 Jahre

Tab. 2.6-1:

Mögliche Klimaszenarien für die zukünftige Entwicklung des

Standorts Wellenberg

Eine nähere Beschreibung der verschiedenen Szenarien kann der Tab. 2.6-1

entnommen werden.


- 69 - NAGRA NTB 94-06

Für die Biosphärenmodellierung ist folgendes zu beachten: Im Referenzfall wird

von einem unveränderten Klima über die gesamte Untersuchungsperiode von

einer Million Jahre ausgegangen. Weil während einer Vergletscherung nicht

damit gerechnet werden muss, dass der Standort bevölkert ist, wird dieser Fall

nicht speziell betrachtet. Daneben zeichnen sich die im Anschluss an eine Eiszeit

zu erwartenden periglazialen Klimabedingungen u. a. dadurch aus, dass sie den

Austausch von Wasser zwischen tiefen und oberflächennahen Grundwassersysternen

stark einschränken. Deshalb lässt eine solche Biosphäre für eine

gegebene Nuklidfreisetzung im allgemeinen niedrigere Strahlendosen erwarten

als heutige klimatische Bedingungen. Warmfeuchte Klimabedingungen wiederum

sind durch grössere Niederschlagsmengen gekennzeichnet, welche zu einer

stärkeren Verdünnung der Radionuklide in der Biosphäre und entsprechend

tieferen Strahlendosen führen würden. Deshalb ist alternativ zum heutigen Klima

- im Sinne eines vergleichsweise konservativen Ansatzes - nur ein Trockenklima

(arid/semiarid) zu berücksichtigen.

2.6.3 Erosion

Anhand einer systematischen Analyse für den Standort Wellenberg wurde der

Zeithorizont für die Freilegung des Endlagers abgeschätzt (KLEMENZ, 1993).

Gemäss konservativer Schätzungen erreichen flächenhafte Erosionsraten in

voralpinen Gebieten bei den heutigen Klimaverhältnissen im Extremfall Werte

bis 1 mm/a (JÄCKLI, 1958); dies entspricht in 100'000 Jahren einem Abtrag von

100 m. Wird allerdings diese flächenhafte Erosionsrate als regionaler Mittelwert

betrachtet, so ist im Gebiet Altzellen - Eggeligrat - Oberrickenbach (infolge

seines Aufbaus aus leichter erodierbaren Mergeln) mit einem höheren, in

weniger erosionsanfälligen Gesteinen (Wellenberg, Walenstöcke) mit einem

geringeren Wert zu rechnen. Als Folge davon schälen sich die erosionsresistenteren

Gebirgsteile aus den weicheren Abschnitten heraus. Eine Abschätzung unter

Annahme verschiedener Klimaszenarien hat ergeben, dass auch im ungünstigsten

Szenarium eine Freilegung des Endlagers SMA am Wellenberg vor 100'000

Jahren ausgeschlossen werden kann (KLEMENZ, 1993; NAGRA, 1993b).

Eine Freilegung des Endlagers kann erst als Folge der kontinuierlich andauernden

Hebung des Alpenkörpers (mit dem Standort Wellenberg) gegenüber dem

Vorland, d. h. dem Sedimentationsraum für das durch die Flüsse abtransportierte

Material aus dem Alpenraum, erfolgen.

2.6.3.1 Regionale Erosionsverhältnisse

Aufgrund der durchgeführten Analysen ergibt sich - ungeachtet der grossen

Unterschiede - für alle betrachteten Klimatypen (Szenarien 1 bis 5 in Tab. 2.6-1)

ein generell einheitlicher Ablauf der regionalen Erosions- und Ablagerungsprozesse;

dies gilt ebenfalls für des betrachtete Eiszeitszenarium, hier allerdings

erst während der nacheiszeitlichen Klimaperiode.


NAGRA NTB 94-06 - 70 -

In einer ersten Phase der Entwicklung wird der Vierwaldstättersee (und die

übrigen Alpenrandseen) mit Erosionsmaterial aufgefüllt. Da die Flüsse nach der

Verlandung der Alpenrandseen auch ausserhalb des Alpenraumes Geschiebe

führen werden, ist anschliessend eine Erosion der Steilstufen im Flussabschnitt

zwischen Luzern und Basel und damit einhergehend die Bildung eines Ausgleichsgefälles

von der Oberrheinischen Tiefebene bis hinter den Standort

Wellenberg zu erwarten. Während dieses Abtragungssprozesses verlagert sich der

Ablagerungsraum der Flüsse des Rheinsystems im wesentlichen in die Oberrheinische

Tiefebene. In den Verlandungsebenen des Vierwaldstättersees

dagegen findet - parallel zum Abtrag der Schwelle von Luzern - ein Eintiefen

der Flussläufe in die Alluvialebene statt, ähnlich der Situation, wie sie heute im

Rheintal zwischen Eglisau und Basel besteht (z. B. Eintiefung des Rheinlaufs in

die Schotterebene des Rafzerfeldes um mehrere Dekameter).

Bei einer Eintiefung in der angeführten Grössenordnung werden die Flüsse

oberhalb Luzern in stabilen Flusstälern verlaufen; eine Verlegung der Mäander

wird nur langsam stattfinden. Entlang dem Flusslauf werden sich nur schmale

Erosionsterrassen bilden; landwirtschaftlich bebaubare Areale im Überschwemmungsbereich

des Flusslaufes oberhalb Luzern (Reuss, Alpnacher Aa, Engelberger

Aa) werden also nur geringe Flächen einnehmen. Weiter flussaufwärts, d. h.

im engeren Talabschnitt oberhalb Stans, möglicherweise bereits ab Buochs/

Stanssstad, wird infolge des grösseren Gefälles und der Einengung durch die

Talhänge der Flusslauf weniger stabil sein. In diesem Abschnitt (v. a. oberhalb

Stans) ist ein Abtrag der älteren Alluvionen auf der gesamten Talbreite auf das

Flussniveau zu erwarten.

Die Ausbildung von konstanten MinimaIgefällen zwischen Basel und Altzellen

einerseits und am Standort Wellenberg (Bach von Altzellen, Secklis Bach)

andererseits wird nach KLEMENZ (1993) in 100'000 Jahren annähernd oder

vollständig abgeschlossen sein. Nach Erreichen der Minimalgefälle werden im

Flussgebiet von Engelberger Aa/Reuss wieder Akkumulationsbedingungen vorherrschen.

Nach der Bildung von konstanten MinimaIgefällen im Engelbergertal und im Tal

von Oberrickenbach werden die Erosionsraten geringer. Für den Standort

Wellenberg (Valanginien-Mergel, tertiäre Schiefer) wird sich langfristig ein

Gleichgewicht zwischen Hebung und Erosion einstellen. Da angenommen werden

muss, dass auch über den Zeithorizont von 100'000 Jahren hinaus die

Gebirgshebung der Alpen (und damit auch des Standortes Wellenberg) gegenüber

dem Vorland weiter andauert, so ist im Zeitabschnitt zwischen las und 10 6

Jahren mit einer Freilegung des Endlagers zu rechnen.


- 71 - NAGRA NTB 94-06

2.6.3.2 Freilegung des Endlagers

Die eigentliche Freilegung des Endlagers wird an der westlichen und/oder

östlichen Aussenkante einsetzen. Dabei wird radionuklidhaltiges Material aus

dem Bereich der Kavernen zusammen mit dem übrigen Gestein aus der Endlagerzone

flächenhaft und gleichmässig abgetragen und durch Bäche und Flüsse

abtransportiert. Es vermischt sich dabei mit dem Erosionsmaterial aus dem

restlichen Einzugsgebiet, bevor schliesslich eine Ablagerung in den flachen

Gebieten der Talsohle erfolgt. Die daraus resultierende Aktivitätskonzentration

im Akkumulationsgebiet hängt im speziellen ab von

der anfänglichen Aktivität in den Endlagerkavernen

dem Verhältnis des radionuklidhaltigen zum radionuklidfreien Massenstrom

der Vollständigkeit der Durchmischung

Die Grässe des restlichen Einzugs- bzw. des Akkumulationsgebietes richtet sich

nach den topographischen Gegebenheiten am Endlagerstandort. In Anbetracht

der in der Erosionsstudie für den Standort Wellenberg gewonnenen Erkenntnisse

werden für die Zeit der Endlagerfreisetzung Verhältnisse vorausgesetzt, welche

der heutigen regionalen Topographie entsprechen.


NAGRA NTB 94-06 - 72 -

3 SZENARIENANALYSE

3.1 Vorgehen und Methodik

Ein wichtiger Bestandteil der Sicherheitsanalyse eines Endlagers in der Nachbetriebsphase

besteht in der Identifikation von möglichen zukünftigen Entwicklungen

des Endlagersystems sowie in der Auswahl von relevanten Vorgängen

und Ereignissen, die in der Konsequenzenanalyse berücksichtigt werden müssen.

Dieses Vorgehen, bei dem die zu betrachtenden Fälle für die Konsequenzenanalyse

identifiziert werden, wird als Szenarienanalyse bezeichnet.

3.1.1 Ungewissheiten hinsichtlich zukünftiger Vorgänge und Ereignisse

Während der Zeiträume, die für die Sicherheitsanalyse eines Endlagersystems

betrachtet werden müssen, werden sich sowohl die natürliche Endlagerumgebung

als auch die technischen Barrieren verändern. Dies geschieht als Folge von

natürlichen Vorgängen, von Wechselwirkungen des Endlagersystems mit der

natürlichen Umgebung und von menschlichen Aktivitäten, die nicht mit dem Bau

und Betrieb eines Endlagers in Zusammenhang stehen. Die Voraussage der

künftigen Entwicklung des Endlagersystems ist daher mit unvermeidlichen

Ungewissheiten behaftet. Diese bestehen hinsichtlich

des Ausrnasses oder der Dauer einiger Vorgänge, die das System beeinflussen,

z. B. geochemische Vorgänge,

des Zeitpunkts oder der Häufigkeit bestimmter natürlicher Phänomene, z. B.

Klimaänderungen oder tektonische Prozesse,

menschlicher Aktivitäten in ferner Zukunft, z. B. die Nutzung von Grundwasservorkommen

oder der Abbau von Bodenschätzen.

Diesen Ungewissheiten wird Rechnung getragen, indem für ein Spektrum von

vereinfachten idealisierten Beschreibungen (Szenarien) der zukünftigen Entwicklung

des Endlagersystems Modellrechnungen zur Abschätzung der Konsequenzen

durchgeführt werden. Eine SKI/HSK/SSI-Arbeitsgruppe (SKI, HSK, SSI, 1990)

hat den Begriff "Szenarium" wie folgt definiert:

'~ .. future evolutions ... , each of them being a hypothetical, but physically possible

sequence of processes and events that influence the release and transport of radionuclides

[rom the repository to the biosphere and the exposure to humans. The set of

scenarios defined for a particular repository and which will be considered in the

perfonnance assessment should fonn an envelope within which the future evolution

of the repository is expected to lie. "


- 73 - NAGRA NTB 94-06

3.1.2 Hinweise in den Richtlinien der schweizerischen Behörden zur Szenarienanalyse

Die Hauptabteilung für die Sicherheit der Kernanlagen schreibt für ein schweizerisches

Endlager vor (HSK & KSA, 1993):

''Der Projektant hat aber anhand einer ausführlichen Analyse darzulegen, welche

Vorgänge und Ereignisse auf das Endlagersystem im Laufe der Zeit einwirken

könnten, und daraus mögliche umhüllende Entwicklungen abzuleiten. Vorgänge und

Ereignisse mit extremer Unwahrscheinlichkeit und solche, die bedeutend schwerwiegendere

nichtradiologische Konsequenzen haben, sowie absichtliche menschliche

Eingriffe in das Endlagersystem brauchen in der Sicherheitsanalyse nicht betrachtet

zu werden."

3.1.3 Vorgehen bei der Szenarienanalyse

Wie erwähnt, ist das Ziel der Szenarienanalyse im Rahmen einer Sicherheitsanalyse,

diejenigen Komponenten, Vorgänge und Ereignisse l ) zu identifizieren,

welche bei der Konsequenzenanalyse berücksichtigt werden müssen. Für viele

der FEPs können verschiedene Annahmen getroffen werdem, die alle grundsätzlich

möglich sind. Die Kombination der FEPs unter Berücksichtigung des

möglichen alternativen Verhaltens der einzelnen FE Ps ergibt deshalb eine

Anzahl von verschiedenen Szenarien, die alle möglich sind - auch wenn sie sich

in ihrer Eintretenswahrscheinlichkeit oder in ihrer Plausibilität unterscheiden.

Deshalb ist eine Reihe von Szenarien für die anschliessende Konsequenzenanalyse

zu definieren, welche die Ungewissheiten hinsichtlich der Auswahl der

FEPs und ihrer Eigenschaften abdecken.

Die Identifikation der relevanten FEPs und ihre Berücksichtigung in den

Szenarien ist ein iterativer Vorgang, bei dem auch auf die Erkenntnisse aus

früheren Analysen zurückgegriffen wird und die Erfahrung in anderen (auch

ausländischen) Projekten möglichst gut genutzt wird.

Das Vorgehen besteht aus folgenden Hauptschritten (SUMERLING et al.,

1993):

Ausgangspunkt bilden die Kenntnisse über das Systemverhalten für das

gewählte Endlagerkonzept und die der Analyse zugrundeliegende Endlagerauslegung.

Darauf aufbauend wird ein Katalog der potentiell relevanten

FEPs erstellt, der auch die Erkenntnisse aus früheren Analysen und die

Erfahrung in anderen (z. B. ausländischen) Projekten berücksichtigt.

1)

Die dafür benutzte englische Abkürzung FEP steht für: Features, Events and Processes


NAGRA NTB 94-06 - 74 -

In einem nächsten Schritt werden diejenigen FE Ps identifiziert, welche für

das Verhalten des Systems bzgl. Langzeitsicherheit grundsätzlich relevant

sein können. Der daraus resultierende Satz an FEPs (inkl. ihre Wechselwirkung)

lässt eine Beschreibung des Verhaltens des Endlagersystems zu,

welches dem aktuellen Stand des Wissens entspricht. Diese Beschreibung

wird Systemkonzept genannt.

Ausgehend vom Systemkonzept werden diejenigen FEPs identifiziert, welche

in den Modellrechnungen zur Sicherheitsanalyse berücksichtigt werden

sollen. Dazu werden die für die Sicherheit des Endlagers relevanten FEPs

identifiziert, wobei sich positiv und negativ auf die Sicherheit auswirkende

Phänomene erfasst werden. Es wird auch geprüft, ob die identifizierten

FEPs in den vorhandenen Modellen adäquat integriert werden können. Sich

potentiell negativ auswirkende Phänomene werden immer beachtet und

verlangen - falls keine adäquaten Modelle vorhanden sind - evtl. abdeckende

konservative Annahmen. Andererseits kann es vorkommen, dass Phänomene,

die durchaus zur Sicherheit beitragen, z. T. nicht berücksichtigt werden,

da die entsprechenden Modelle oder die notwendigen Datensätze nicht

vorhanden sind. Solche sich positiv auswirkende Phänomene werden als

Reserve-FEPs identifiziert, um sie evtl. zu einem späteren Zeitpunkt noch in

die Analysen einzubeziehen. Aus diesen Überlegungen resultiert schliesslich

das sogenannte Sicherheitsanalysen-Konzept.

Ausgehend vom Sicherheitsanalysen-Konzept werden die zu behandelnden

Szenarien identifiziert:

Das Referenz-Szenarium beschreibt die mutmassliche Entwicklung des

Endlagers. Die heute vorhandenen Informationen lassen einen Ermessens-

und Interpretationsspielraum offen bzgl. der Bedeutung der Auswirkung

von einzelnen FEPs. Deshalb lässt sich die mutmassliche

Entwicklung des Endlagers mit verschiedenen alternativen Modellansätzen

beschreiben, wovon einer als Referenz-Modellansatz bezeichnet

wird.

Neben der mutmasslichen Entwicklung des Endlagers können aber

alternative (unwahrscheinlichere) Entwicklungen des Endlagers nicht

ausgeschlossen werden. Diese werden im Rahmen alternativer Szenarien

erfasst.

Schliesslich wird ein robustes Sicherheitsanalysen-Konzept festgelegt, bei

dem für ausgewähl te Eigenschaften des Barrierensystems abdeckende

konservative Annahmen getroffen werden, die von hypothetischer Natur sein

können. In der vorliegenden Analyse betrifft dies konservative Annahmen

hypothetischer Natur zur Wirkung der Geosphären-Transportbarriere,

welche für die heute noch vorhandenen diesbezüglichen Ungewissheiten

abdeckend sind.


- 75 - NAGRA NTB 94-06

3.2 Szenarienanalyse für das Endlager SMA am Standort Wellenberg

3.2.1 Systemkonzept

Den Ausgangspunkt zum Systemkonzept bilden die in der behördlichen Richtlinie

HSK/R-21 (HSK & KSA, 1993) aufgeführten Kriterien sowie die daraus

abgeleiteten grundsätzlichen Auslegungsmerkmale des Endlagers. Das Systemkonzept

basiert auf der in Kap. 2.3 beschriebenen Endlagerauslegung und auf

den in den Kap. 2.2 bis 2.6 dokumentierten Kenntnissen über die Abfälle, die

technischen Barrieren und die standortspezifische Geologie und Biosphäre. Im

folgenden werden die wichtigsten Aspekte des Systemkonzepts zusammengefasst.

Endlagerauslegung

Es handelt sich um ein geologisches Endlager, das nach Verschluss ohne

Überwachung sicher sein muss. Eine Überwachung ist vorgesehen, ist aber

nicht Voraussetzung für die Gewährleistung einer genügenden Langzeitsicherheit.

Die Auslegung des Endlagers erfolgt für schwach- und mittelaktive Abfälle

(Betriebs- und Stillegungsabfälle der KKW, schwachaktive technologische

Abfälle aus der Wiederaufarbeitung, Abfälle aus Medizin, Industrie und

Forschung) mit einem Nuklidinventar gemäss Tab. 2.2-8 und einem

Materialinventar gemäss Tab. 2.2-9. Ein Teil der Materialien führt in der

Nachbetriebsphase zu mehr oder weniger grossen Mengen an Gas und Komplexbildnern.

Durch ein Qualitätssicherungssystem wird sichergestellt, dass nur zulässige

Abfallgebinde im Endlager SMA eingelagert werden.

Das Endlager wird im gering durchlässigen Wirtgestein angelegt. Damit wird

sichergestellt, dass die Wasserflüsse durch die Endlagerkavernen klein sind.

Das Stollensystem und die Stollenversiegelung werden so ausgelegt, dass die

Nuklidfreisetzung durch das Wirtgestein erfolgt und die Freisetzung über

den Verbindu ngsstollen sehr unwahrscheinlich ist.

Es besteht eine genügende geologische Überdeckung der Endlagerkavernen,

damit der grässte Teil des Nuklidinventars zerfällt, bevor die Endlagerkavernen

erosiv freigelegt werden können. Auch eine Erhöhung der Durchlässigkeit

des Wirtgesteins im Endlagerbereich infolge der durch Erosion

reduzierten Überdeckung erfolgt erst nach langer Zeit.


NAGRA NTB 94-06 - 76 -

Nahfeld

Die hydrogeologischen Eigenschaften des Wirtgesteins gewährleisten geringe

Wasserflüsse durch die Endlagerkavernen. Der Einfluss von im Endlager

gebildeten Gas auf die Nuklidfreisetzung aus dem Nahfeld wird durch das

Wannenkonzept für die Endlagerkavernen minimiert, womit insbesondere

sichergestellt wird, dass der Verbindungsstollen für das allenfalls durch

Gasentwicklung ausgepresste N ahfeldporenwasser keinen präferentiellen

Freisetzungspfad bildet. .

Die Nuklidsorption im Nahfeld hat einen wesentlichen Einfluss auf die

Nuklidfreisetzung. Zur Gewährleistung einer wirksamen Nuklidretention im

Endlager wird eine günstige und stabile Nahfeldchemie angestrebt. Diese

wird durch kleine Wasserflüsse und eine genügend grosse Menge an Zement

im Nahfeld sichergestellt.

Komplexbildner und Nahfeldkolloide können die Transportverhältnisse im

Nahfeld unter bestimmten Bedingungen beeinflussen.

Die Barrierenwirkung des Nahfelds wird neben den vorher erwähnten

Phänomenen durch die folgenden Prozesse günstig beeinflusst: Dauer der

Wiederaufsättigung der Kavernen nach Endlagerverschluss, Nuklidimmobilisierung

in Sekundärphasen (Co-Präzipitation) und verzögerte kongruente

Nuklidfreisetzung aus schwerlöslichen Materialien (z. B. Metalle).

Geosphäre

Die Wirksamkeit der Geosphäre als Transportbarriere wird im wesentlichen

bestimmt durch den hydraulischen Gradienten und die hydraulische Durchlässigkeit

in der Geosphäre, den kleinräumigen Aufbau der wasserführenden

Systeme, die Länge des Migrationspfades und die Sorptionsverhältnisse. Die

Nuklidrückhaltung wird verstärkt durch die Matrixdiffusion von Nukliden in

die Gesteinsmatrix entlang dem Migrationspfad.

Die Nuklidrückhaltung in den auslegungsbestimmenden Störungszonen bzw.

in der Rutschmasse und die Unterdruckzonen im Wirtgestein wirken sich

günstig auf die Barrierenwirkung der Geosphäre aus.

Die Nuklidretention in der Geosphäre kann durch Kolloide (aus Geosphäre

und Nahfeld) und Komplexbildner sowie durch die pH-Fahne aus dem

Nahfeld beeinflusst werden.


- 77 - NAGRA NTB 94-06

Biosphäre

Das Endlager wird derart plaziert, dass die Nuklidfreisetzung mit grosser

Wahrscheinlichkeit in die Talsohle des Engelbergertals erfolgt. Damit wird

eine effiziente Verdünnung der aus der Geosphäre freigesetzten Restkonzentration

der Nuklide sichergestellt.

Wasser- und Feststoffflüsse bestimmen die Nuklidverteilung in den Biosphärenkompartimenten,

wobei die Modellgebietsgrösse ein wichtiger Faktor bei

der Verdünnung der freigesetzten Nuklide ist. Über die Expositionspfade

Ingestion, Inhalation und externe Strahlung kann es zu einer Dosisbelastung

der Individuen der kritischen Bevölkerungsgruppe kommen.

Bei der Biosphären-Modellierung wird davon ausgegangen, dass die kritische

Bevölkerungsgruppe an dem Ort lebt, wo maximale Dosen zu erwarten sind

und dass sich diese Gruppe dort so verhält, dass maximale Dosen resultieren

(z. B. Annahme einer vollständigen Selbstversorgung aus den Resourcen des

Modellgebietes ).

Das hier beschriebene Systemkonzept bildet die Grundlage bei der Auswahl der

für die Sicherheitsanalyse relevanten PEPs.

3.2.2 FEP-Katalog für die Sicherheitsanalyse

Die Identifikation und Klassifizierung der sicherheitsrelevanten PEPs erfolgt

entsprechend den relevanten Hauptkomponenten des Endlagersystems und den

wichtigsten externen Einflussfaktoren.

Die Hauptkomponenten des Endlagersystems sind:

(1) Endlagerauslegung

(2) Nahfeld

(3) Geosphäre

(4) Biosphäre

Als wichtigste externe Einflussfaktoren gelten:

(5) Geologische und klimatologische Vorgänge und Ereignisse

(6) Menschliche Tätigkeiten (Nachbetriebsphase )

Eine summarische Zusammenstellung des PEP-Katalogs für die Sicherheitsanalyse

findet sich in Tab. 3.2-1.


NAGRA NTB 94-06 - 78 -

Der FEP-Katalog für die Sicherheitsanalyse bildet den Ausgangspunkt für die

Festlegung der zu betrachtenden Szenarien. Es ist darauf hinzuweisen, dass

dieser FEP-Katalog basierend auf den weiteren Untersuchungen für die nächsten

Bewilligungsverfahren verfeinert werden kann. Die Identifikation von zusätzlichen

FEPs, welche die Sicherheit des Endlagers stark beeinträchtigen könnten,

wird aber nicht erwartet. Der Grund liegt darin, dass die Sicherheit des Endlagers

vor allem durch die recht gut charakterisierten technischen Barrieren und

die erwarteten kleinen Wasserflüsse im Wirtgestein in der direkten Umgebung

der Endlagerkavernen gewährleistet wird - zwei Komponenten des Barrierensystems,

deren Wirkung aufgrund der heute vorhandenen Information genügend

zuverlässig eingegrenzt werden kann.

1 Endlagerauslegung

- verfestigte Abfälle

(BA, RA, SA, MIF, WA-5)

- Kavernen im gering durchlässigen Wirtgestein

- minimaler Abstand von 100 m zu auslegungsbestimmenden

geologischen Strukturen

2 Nahfeld

- Abfallinventar (Nuklide, Materialien)

- Abfallmatrix

- Verfüllung der Endlagercontainer

- Endlagercontainer

- Kavernenverfüllung

- Kavernenverkleidung und Trennwände

- Wannenkonzept

- Auflockerungszone

- Dauer der Wiederaufsättigung der

Endlagerkavernen

- Versiegelung von Stollen, Kavernen und

Bohrlöchern

- Auf teilung der einzulagernden Abfälle in

vier Abfallgruppen

- geologische Überdeckung als Schutz vor

frühzeitiger erosiver Freilegung des Endlagers

- Nuklidfreisetzung limitiert durch

Korrosion

- Sensitivität bzgl. Qualität der Stollenversiegelung

- Degradation der technischen Barrieren

- Nuklidtransport (Advektion, Dispersion,

Diffusion)

- Nuklidsorption

- Komplexbildner (z. B. aus organischen

Abbauprodukten)

- Kolloidbildung und Nuklidtransport auf

Kolloiden (reversible und irreversible

Nuklidsorption)

- Gasbildung und Verdrängung von

Porenwasser

- Transport flüchtiger Nuklide über den

Gaspfad

Tab. 3.2-1:

Zusammenstellung der wichtigsten FE Ps für die Sicherheitsanalyse

des Endlagers SMA am Standort Wellenberg; ein Teil der aufgeführten

FEPs muss nur in ausgewählten Rechenfällen berücksichtigt

werden (Fortsetzung siehe nächste Seite)


- 79 - NAGRA NTB 94-06

3 Geosphäre

- Wirtgestein und geologische Überlagerung - Einfluss der pH-Fahne

(hydraulische Durchlässigkeit, hydraulischer

Gradient)

- Typen (inkl. Eigenschaften) und Häufigkeit - Komplexbildner (z. B. aus organischen

der wasserführenden Systeme

Abbauprodukten)

- reduzierte Migrationsweglänge wegen - Nuklidtransport auf Kolloiden (aus der

auslegungsbestimmenden Strukturen

Geosphäre und dem Nahfeld)

- Nuklidtransport (Advektion, Dispersion, - Transport flüchtiger Nuklide über den

Matrixdiffusion)

Gaspfad

- Nuklidsorption - Freisetzung entlang Verbindungsstollen

4 Biosphäre

- Exfiltrationsorte - Wasser- und Feststoffflüsse (Schwebestoffe,

Erosion, Bioturbation)

- Kompartimente (Bodenoberschicht, Boden- - Nuklidtransport (Advektion, Feststoffflüsunterschicht,

Aquifer, Oberflächengewäs- se)

ser, Flussbettsediment)

- kritische Bevölkerungsgruppe (Selbstver- - Expositionspfade

sorgungslandwirtschaft)

- Klima - Ernährungsgewohnheiten

- Erosion und Ablagerung

5 Geologische und klimatologische Vorgänge und Ereignisse

- regionale Hebung und Erosion - Klimaveränderungen

- erhöhte Wirtgesteins-Durchlässigkeit

infolge frühzeitiger Erosion

6 Menschliche Tätigkeiten (Nachbetriebsphase)

- an der Erdoberfläche - mit Einfluss auf das Klima

- im untertägigen Endlagerbereich

Tab. 3.2-1:

Zusammenstellung der wichtigsten FEPs für die. Sicherheitsanalyse

des Endlagers SMA am Standort Wellenberg; ein Teil der aufgeführten

FEPs muss nur in ausgewählten Rechenfällen berücksichtigt

werden


NAGRA NTB 94-06 - 80 -

3.3 FestIegung der zu betrachtenden Szenarien

Die komplexe Wechselwirkung zwischen den FEPs, welche in der Sicherheitsanalyse

berücksichtigt werden, sowie die Ungewissheiten bezüglich der Grösse

der Wirkung dieser FEPs führen zu einem breiten Spektrum von möglichen

zukünftigen Entwicklungen des Endlagersystems sowie zu einer grösseren Anzahl

von alternativ möglichen dominierenden Freisetzungs- und Transportprozessen.

Um diese Ungewissheiten quantitativ zu erfassen, wird ein breites Spektrum von

zu betrachtenden Fällen definiert, welche eine Umhüllende für die verschiedenen

Möglichkeiten bilden soll. Wie in Kap. 3.1 erwähnt, werden die zu betrachtenden

Fälle gegliedert in

Referenz-Szenarium

Referenz-Modellansatz

alternative Modellansätze

alternative Szenarien

robuster Ansatz bzgl. der Geosphärentransportbarriere

wobei für die verschiedenen Fälle z. T. auch Kombinationen von alternativen

Modellansätzen zu berücksichtigen sind (vgl. dazu auch Kap. 3.4).

Der Referenz-Modellansatz unter Berücksichtigung des Referenz-Modelldatensatzes

bildet den Referenzfall.

Die Beschreibung der zugrundeliegenden Konzepte und Annahmen für den

Referenz-Modellansatz, die alternativen Modellansätze, die alternativen Szenarien

und den robusten Ansatz in den nachfolgenden Abschnitten ergibt nur einen

groben Überblick; eine detailliertere Beschreibung findet sich in den entsprechenden

Abschnitten der Kap. 4 und 5.

3.3.1 Referenz-Szenarium

Das Referenz-Szenarium behandelt primär eine Freisetzung der Radionuklide

durch fliessendes Tiefengrundwasser und lässt sich durch folgende Vorgänge und

Ereignisse zusammenfassend beschreiben:

Die Einlagerung der verfestigten Abfälle erfolgt in vier Abfallgruppen

SMA-1 bis SMA-4 (vgl. Abschn. 2.2.1.3). Die Aktivitätsverteilung innerhalb

einer Abfallgruppe wird zum Zeitpunkt des Endlagerverschlusses als

homogen angenommen. Eine Begrenzung der Radionuklidkonzentration im

Porenwasser durch Löslichkeitslimiten bleibt konservativ unberücksichtigt.


- 81 - NAGRA NTB 94-06

N ach Sättigung der Endlagerkavernen werden die Radionuklide aus den

konditionierten Abfällen durch Lösungsprozesse instantan mobilisiert, treten

unter Berücksichtigung verschiedener chemischer und physikalischer Prozesse

teilweise ins Porenwasser über und werden durch die technischen Barrieren

advektiv, dispersiv, diffusiv und evtl. auf Nahfeldkolloiden sorbiert in die

Geosphäre freigesetzt.

Das im Endlager durch Degradationsprozesse gebildete Gas führt zu einer

Verdrängung des Nahfeld-Porenwassers aus den Endlagerkavernen, wobei

verschiedene Kontaminationsgrade des verdrängten Porenwassers angenommen

werden.

Die Radionuklide werden advektiv, dispersiv und evtl. auf Kolloiden sorbiert

in den wasserführenden Systemen "kataklastische Zonen" und "geklüfte te

Kalke in Kalkbankabfolgen" durch die Geosphäre transportiert. Durch die

Nukliddiffusion in die Gesteinsmatrix entlang des Migrationspfades wird die

Rückhaltewirkung der Geosphäre verstärkt. Es wird davon ausgegangen,

dass die Freisetzung flüchtiger Nuklide über den Gaspfad von untergeordneter

Bedeutung ist.

Infolge Erosion und des damit verbundenen Abtrags der geologischen

Überdeckung kann eine Erhöhung der Wirtgesteins-Durchlässigkeit eintreten.

Die erosive Freilegung des Endlagers wird im Rahmen des Referenz­

Szenariums nicht betrachtet, obwohl sie zu einem späten Zeitpunkt stattfinden

wird. Stattdessen wird als alternatives Szenarium eine frühzeitige

erosive Freilegung betrachtet, welche die wahrscheinliche Entwicklung

konservativ abdeckt.

Die Exfiltration der Nuklide aus der Geosphäre in die Biosphäre findet mit

grosser Wahrscheinlichkeit in der Talsohle des Engelbergertals oder mit

geringer Wahrscheinlichkeit in den Hanglagen des Eggeligrates (Biosphären­

Modellgebiete Secklis Bach und Altzellen) statt.

In der Biosphäre werden die Radionuklide durch Advektion und Feststoffflüsse

transportiert. Durch die Aufnahme von radionuklidhaltigen Nahrungsmitteln

bzw. durch Inhalation und externe Strahlung findet eine Strahlenexposition

der Individuen der kritischen Bevölkerungsgruppe statt.

Fig. 3.3-1 zeigt ein Schema mit den wichtigsten für das Referenz-Szenarium

relevanten FEPs und ihrer Wechselwirkung untereinander.


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Eigenschaften

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Klima, Topographie,

Geologie (inkl. Auf- li--oI .. ~--I .geologische L ,... I Erosion, Selbstversorlockerungszone

)

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I

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System (kataklastische

Zone, Kalk- r+-

timente, Exfittra­

Biosphären-Kompar -

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(Advektion, Dispersion,

Diffusion und

Physikalische

Prozesse mit

Einfluss

auf Nuklide

~

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Chemische

Prozesse

mit Einfluss auf

Nuklide

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Nuklidtransport

(Advektion, Dispersion,

Matrixdiffusion und

Kolloide)

Physikalische

Prozesse mit

Einfluss

auf Nuklide


DOSISRATE

für Individuum

der kritischen

Bevölkerungsgruppe


- 83 - NAGRA NTB 94-06

3.3.1.1 Referenz-Modellansatz

Basierend auf den in Kap. 2 beschriebenen Grundlagen und unter Berücksichtigung

der Annahmen zum Referenz-Szenarium lässt sich der Referenz-Modellansatz

wie folgt beschreiben:

Endlagerauslegung

Die Endlagerkavernen werden innerhalb des gering durchlässigen Wirtgesteins

erstellt, wobei stärker wasserführenden Strukturen ausgewichen

wird. Als Auslegungskriterium gilt ein minimaler Abstand von 100 m zu auslegungsbestimmenden

Störungszonen und Fremdgesteinseinschlüssen. Die

Stollenversiegelung erfolgt derart, dass der Radionuklidtransport aus den

Endlagerkavernen nur durch das Wirtgestein erfolgt.

Nahfeld

Die geologische Überdeckung dient als Schutz vor frühzeitiger erosiver

Freilegung der Endlagerkavernen und schützt das Endlager auch vor

menschlichen Tätigkeiten.

Die Hauptkomponenten des Nahfelds sind

Endlagercontainer mit Abfallmatrix und Containerverfüllung,

Kavernenverfüllung,

Kavernenverkleidung.

Der Wasserfluss durch die Endlagerkavernen wird bestimmt durch den mittleren

Wasserfluss im Wirtgestein in der direkten Umgebung der Endlagerkavernen

sowie durch die hydraulischen Eigenschaften der Nahfeldkomponenten.

Es wird davon ausgegangen, dass die Radionuklide instantan in ein Lösungsgleichgewicht

übergehen (entsprechend dem Sorptionsgleichgewicht mit der

Festphase unter Berücksichtigung der Zementdegradation und des Einflusses

von Komplexbildnern) und dass ihr Transport durch Advektion, Dispersion

und Diffusion erfolgt. Die Degradation der technischen Barrieren wird

berücksichtigt.

Ferner wird im Referenz-Modellansatz vorausgesetzt, dass die Gasentwicklung

im Endlager (Verdrängung von Porenwasser) und Kolloide die Nuklidfreisetzung

aus dem Nahfeld nur in unbedeutendem Masse beeinflussen.


NAGRA NTB 94-06 - 84 -

Geosphäre

Als wasserführende Systeme werden kataklastische Zonen betrachtet, die auf

einer Länge von mindestens 100 m durch das gering durchlässige Wirtgestein

führen, wobei vorausgesetzt wird, dass keine Kalkbankabfolgen vorliegen.

Der Transport von gelösten Radionukliden durch die kataklastischen Zonen

erfolgt durch Advektion, Dispersion und Matrixdiffusion. Die Veränderungen

der Geosphäre infolge der pH-Fahne sind derart, dass die für den

Geosphärentransport relevanten Eigenschaften der kataklastischen Zonen

ähnlich den entsprechenden Eigenschaften für den natürlichen Zustand sind.

Die Sorption der Radionuklide an der Festphase wird einerseits bestimmt

durch die geochemischen Verhältnisse im wasserführenden System und

andererseits durch die aus den Abfallgruppen in die Geosphäre freigesetzten

Komplexbildner.

Der Einfluss von Kolloiden (aus Geosphäre und Nahfeld) auf den Radionuklidtransport

wird als insignifikant betrachtet. Ebenso wird die Bedeutung

der Freisetzung flüchtiger Nuklide über die Gasphase für die Sicherheit des

Endlagers als unbedeutend eingestuft.

Eine Retardation wird nur in den 100 Metern Wirtgestein direkt um die

Endlagerkavernen berücksichtigt. Die Rückhaltewirkungen evtl. vorhandener

auslegungsbestimmender Störungszonen und der Rutschmasse, sowie der

Einfluss der Unterdruckzone, werden konservativ vernachlässigt.

Biosphäre

Es wird angenommen, dass die Nuklidfreisetzung in den Aquifer der

Engelberger Aa erfolgt. Folgende Strukturelemente der Biosphäre sind von

Bedeutung:

Bodenober- und Bodenunterschicht

lokaler Aquifer

Oberflächengewässer und Flussbettsediment

Der Radionuklidtransport wird durch Wasser- und Feststoffflüsse bestimmt

und erfolgt durch Advektion, Bioturbation, Schwebestoffe und Erosion.

Dabei wird die Sorption der Radionuklide sowohl an der immobilen Festphase

als auch an in Wässern vorhandenen Schwebestoffen berücksichtigt.


- 85 - NAGRA NTB 94-06

Für die Ermittlung der Strahlenbelastung der kritischen Bevölkerungsgruppe

werden folgende Expositionspfade berücksichtigt: Ingestion von Trinkwasser

und Nahrungsmitteln, direkte Bodenstrahlung und Inhalation. Dabei wird

konservativ angenommen, dass eine auf Selbstversorgung begründete

Landwirtschaft besteht und dass sich die kritische Bevölkerungsgruppe

ganzjährlich im Modellgebiet aufhält.

Ferner wird vorausgesetzt, dass die Biosphäre durch klimatische und

topographische Verhältnisse geprägt ist, wie sie zur heutigen Zeit vorherrschen,

und dass die Lebensgewohnheiten der Bevölkerung - mit Ausnahme

der Selbstversorgung - ähnlich den heutigen sind.

3.3.1.2 Alternative Modellansätze

Bei den alternativen Modellansätzen zum Referenz-Szenarium wird gegenüber

dem Referenz-Modellansatz jeweils nur eine Annahme geändert; die weiteren

zugrundeliegenden Annahmen sind identisch mit den Annahmen für den

Referenz-Modellansatz. Die alternativen Modellansätze, deren Namen sich nach

der jeweilig abweichenden Annahme richten, sind im folgenden aufgeführt.

Alternative Modellansätze ausgehend vom Nahfeld (technische Barrieren und

Wirtgestein in der direkten Umgebung der Endlagerkavernen)

"Alternative chemische Eigenschaften der Abfallsorten MIF·l bzw. MIF-3B":

Wie in Abschn. 2.2.1.4 dargestellt, sind die im Referenz-Modellansatz verwendeten

Annahmen zu den chemischen Eigenschaften der Abfallsorten

MIF-l und MIF-3B konservativ; realistischere Annahmen zu den chemischen

Eigenschaften sind vertretbar.

"Gasinduzierte Nuklidfreisetzung": Die Freisetzung von Radionukliden aus

dem Nahfeld erfolgt durch Verdrängung von kontaminiertem N ahfeld­

Porenwasser als Folge der Gasproduktion. Im Gegensatz zum Referenz­

Modellansatz wird hier der Einfluss der Menge an verdrängtem Porenwasser

und ihrer Kontamination explizit untersucht.

"Durch Nahfeldkolloide beeinflusste Nuklidfreisetzung": Im Gegensatz zum

Referenz-Modellansatz wird hier bei der Freisetzung von Radionukliden der

Einfluss der reversiblen und irreversiblen Sorption von Radionukliden auf

im Nahfeld gebildeten, stabilen Kolloiden explizit untersucht. Beim Transport

durch die technischen Barrieren und durch die Geosphäre wird konservativerweise

angenommen, dass keine Filtration der Nahfeldkolloide

stattfindet.


NAGRA NTB 94-06 - 86 -

Alternative Modellansätze zum Geosphärentransport

"Geosphärentransport in Kalkbankabfolgen": Es wird ein Fliessweg betrachtet,

der einer Kalkbankabfolge folgt und vorwiegend aus geklüfteten Kalkbänken

besteht. Eine Rückhaltung der Radionuklide erfolgt ausschliesslich

in denjenigen Fliesswegabschnitten, die in den kataklastischen Zonen

zwischen den einzelnen Kalkboudins verlaufen.

"Kolloidal beeinflusster Geosphärentransport": Der Einfluss von Kolloiden

auf den Radionuklidtransport in der Geosphäre wird hier im Gegensatz zum

Referenz-Modellansatz explizit untersucht.

Alternative Modellansätze zur Biosphäre

"Exfiltration in die Hanglage im Tal des Secklis Baches" bzw. "Exfiltration

in die Rutschmasse Altzellen": Als Exfiltrationsorte werden die Modellgebiete

Secklis Bach in der östlichen Hanglage und Altzellen in der westlichen

Hanglage des Eggeligrates in Betracht gezogen.

Alternative Modellansätze zu geologischen und klimatologischen Entwicklungen

am Standort Wellenberg

"Erhöhte Wirtgesteins-Durchlässigkeit im Endlagerbereich infolge frühzeitiger

Erosion": Durch Erosion und die daraus resultierende geringere Überdeckung

erhöht sich die Durchlässigkeit im Endlagerbereich als konservative

Annahme schon ab ca. 50'000 Jahren nach Endlagerverschluss. Durch die

erhöhte Durchlässigkeit werden die Nahfeldfreisetzung und der Geosphärentransport

beeinflusst.

"Trockenklima": Wie in Kap. 2.6 erwähnt, kann nicht ausgeschlossen werden,

dass sich das Klima im Laufe der Zeit verändern wird. Feuchtere Bedingungen

werden wegen der erhöhten Verdünnung zu kleineren Dosen führen. Sie

sind deshalb weniger kritisch und werden nicht explizit betrachtet. Ein

Trockenklima wird hingegen wegen der reduzierten Verdünnung potentiell

höhere Dosen ergeben und wird deshalb in der BiosphärenmodelIierung als

alternativer Modellansatz einbezogen. Dieser Rechenfall wird als Parametervariation

des Referenz-Modellansatzes behandelt.

3.3.2 Alternative Szenarien

Mit den alternativen Szenarien werden Systementwicklungen abdeckend beschrieben,

die in qualitativer Weise vom Referenz-Szenarium abweichen und

aufgrund des heutigen Kenntnisstandes über das Endlagersystem zwar nicht

erwartet aber auch nicht vollständig ausgeschlossen werden können. Die den

alternativen Szenarien zugrundeliegenden Annahmen sind zum überwiegenden

Teil identisch mit den Annahmen zum Referenz-Modellansatz des Referenz-


- 87 - NAGRA NTB 94-06

Szenariums. Die alternativen Szenarien, deren Namen sich nach der jeweils

dominierenden abweichenden Annahme richten, sind im folgenden aufgeführt.

"Freisetzung entlang dem Verbindungsstollen": Das alternative Szenarium

beruht auf der Annahme, dass die Radionuklidfreisetzung trotz Versiegelung

entlang dem Verbindungsstollen erfolgt. Aus heutiger Sicht gibt es zwar

keinen plausiblen Grund, der zu einer Freisetzung über den Verbindungsstollen

führen würde; trotzdem wird dieser Fall analysiert, um die grundsätzliche

Bedeutung dieses Freisetzungspfades zu evaluieren.

"Erosive Freilegung des Endlagers": Als Folge einer flächenhaften Erosion

des Wellenbergs erfolgt eine frühzeitige erosive Freilegung der Endlagerkavernen,

verbunden mit einer direkten Radionuklidfreisetzung in die Biosphäre

ca. 100'000 Jahren nach Endlagerverschluss.

"Menschliche Tätigkeiten im untertägigen Endlagerbereich": Im Rahmen

dieses Szenariums wird die Bedeutung einer zukünftigen baulichen Tätigkeit

oder einer Exploration mit Bohrungen im untertägigen Endlagerbereich

disku tiert.

"Freisetzung flüchtiger Nuklide über den Gaspfad": Im Zusammenhang mit

der Gasbildung im Endlagernahfeld wird der Transport flüchtiger Nuklide in

der Gasphase aus dem Nahfeld in die Biosphäre untersucht.

3.3.3 Robuster Ansatz bezüglich der Geosphärentransportbarriere

Mit dem robusten Ansatz wird das Verhalten des Endlagersystems unter

extremen, abdeckenden Modellannahmen bzgl. der Geosphärentransportbarriere

beschrieben. Die Nuklidfreisetzung erfolgt somit direkt vom Nahfeld in die

Biosphäre, ohne die Wirkung der Geosphäre als Transportbarriere zu berücksichtigen.

Mit dieser extremen Modellannahme der völligen Vernachlässigung der Geosphäre

als Transportbarriere werden einerseits die Ungewissheiten bzgl. Auswirkungen

von Kolloiden, pH-Fahne und Komplexbildner abgedeckt und

andererseits die Bedeutung der noch nicht abschliessend erfolgten Geosphärencharakterisierung

bzgl. Natur der wasserfÜhrenden Systeme und Länge des

Migrationspfades sehr konservativ erfasst.


NAGRA NTB 94-06 - 88 -

3.4 Zusammenfassung

Ausgehend vom Kap. 3.3 ergibt sich eine Vielzahl von Fällen, die in den Kap. 4

und 5 zu betrachten sind. Neben dem Referenz-Szenarium mit dem Referenz­

Modellansatz und den verschiedenen alternativen Modellansätzen werden auch

alternative Szenarien und der robuste Ansatz berücksichtigt.

Bezeichnung (dominierende Annahme)

zusätzliche Annahmen

Referenz-Szenarium

Referenz-Modellansatz

Referenz-Datensatz (Referenzfall)

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Alternative Modellansätze

Kalkbankabfolgen

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infolge frühzeitiger Erosion

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Kalkbankabfolgen

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Basisannahmen

Basisannahmen

Basisannahmen

Kalkbankabfolgen

alternative MIF -Eigenschaften

Alternative Szenarien

Freisetzung entlang Verbindungsstollen

Erosive Freilegung des Endlagers

Menschliche Tätigkeiten im untertägigen

Endlagerbereich

Frcisetzung flüchtiger Nuklide über den

Gaspfad

Robuster Ansatz

Basisannahmen

Basisannahmen

alternative Erosionsformen

Basisannahmen

gasinduzierte Freisetzung

alternative MIF -Eigenschaften

Tab. 3.4-1:

Liste der zu betrachtenden Fälle sowie Angabe von zusätzlichen

alternativen Annahmen für jeden der Fälle


- 89 - NAGRA NTB 94-06

Bei der Zusammenstellung der zu betrachtenden Fälle ist auch zu beachten, dass

verschiedene alternative Modellansätze kombiniert vorkommen können. Unter

Berücksichtigung dieser Tatsache ergibt sich die in Tab. 3.4-1 aufgeführte Liste

von zu betrachtenden Fällen. Der Name der in Tab. 3.4-1 aufgelisteten Fälle

(siehe erste Spalte) leitet sich ab von der für den betreffenden Fall getroffenen,

dominierenden Annahme; in der zweiten Spalte sind zusätzliche alternative Annahmen

aufgeführt.

Für die meisten der in Tab. 3.4-1 aufgeführten Fälle wurden zur Berücksichtigung

des Interpretationsspielraumes in den Parameterwerten umfangreiche

Variationen durchgeführt.


NAGRA NTB 94-06 - 90 -

4 MODELLKONZEPTE UND SYSTEMVERHALTEN FÜR DEN

REFERENZ-MODELLANSATZ

In diesem Kapitel werden die Modelle für den Referenz-Modellansatz des

Referenz-Szenariums beschrieben. Dazu wird das Verhalten der drei Komponenten

des Endlagersystems "Nahfeld", "Geosphäre" und "Biosphäre" mit

beispielhaften Rechenfällen untersucht. Für alle drei Komponenten werden die

zugrunde liegenden konzeptuellen Modelle, die daraus resultierenden mathematischen

Gleichungen, die dazu gehörenden Parameter und die verwendeten

Rechencodes sowie die zur Untersuchung des Verhaltens der Komponenten

durchgeführten Rechnungen beschrieben und die diesbezüglichen Resultate

interpretiert. Die hier dokumentierten Überlegungen liefern die Grundlagen für

die Berechnungen zur Beurteilung des Gesamtsystems, deren Resultate in Kap. 6

zusammengefasst werden.

4.1 Nahfeld

4.1.1 Einleitung

Im vorliegenden Kapitel werden die Modellkonzepte zur advektiv-dispersiven

Freisetzung von im Wasser gelösten Radionukliden aus den Endlagerkavernen in

das angrenzende Wirtgestein vorgestellt und die Bedeutung der einzelnen

Komponenten der Endlagerkavernen für die Nuklidfreisetzung beschrieben. Die

dargestellten Modellkonzepte beinhalten folgende Grundannahmen und Abgrenzungen:

In Kap. 4.1 wird ausschliesslich die Freisetzung von Radionukliden in

gelöster Form beschrieben. Die Freisetzung von Radionukliden in kolloidaler

Form wird in Abschn. 5.1.3, die Freisetzung über den Gaspfad in

Abschn. 5.2.4 beschrieben.

Die chemischen Prozesse in den Endlagerkavernen und ihr Einfluss auf den

Transport der Radionuklide werden explizit berücksichtigt, mit Ausnahme

der Gasbildung. Die Freisetzung von Radionukliden aus den Endlagerkavernen

unter Berücksichtigung der Gasbildung und der dadurch aus den

Endlagerkavernen verdrängten Porenflüssigkeit wird in Abschn. 5.1.2 dargestellt.

Transiente Flüsse, wie sie bei der Aufsättigung der Endlagerkavernen in den

ersten Jahrzehnten nach Verschluss des Endlagers auftreten, führen zu

einem Grundwasser-Nettozufluss in die Kavernen. Sie setzen die Freisetzung

von Radionukliden gegenüber stätionären Fliessbedingungen herab und

bleihen konservativerweise unberücksichtigt.

Die Verteilung der Radionuklide innerhalb einer Abfallgruppe in den

Endlagerkavernen wird zum Zeitpunkt des Endlagerverschlusses als homogen

angenommen.


- 91 - NAGRA NTB 94-06

Die hydraulischen Eigenschaften der Geosphäre um die Endlagerkavernen

werden als homogen angenommen; die Geosphäre wird als äquivalentporöses

Medium modelliert.

Alternative Modellansätze zum Referenz-Szenarium für das Nahfeld werden in

Kap. 5 diskutiert.

4.1.2 Konzeptuelles Modell

4.1.2.1 Übersicht

Die Modellierung der Nahfeld-Freisetzung umfasst die Mobilisierung der

Radionuklide in den Abfallgebinden, den Transport durch die technischen Barrieren

und die Freisetzung aus dem Endlager in das umgebende Wirtgestein. Die

technischen Barrieren sind, in Abhängigkeit der betrachteten Einlagerungsvariante,

die folgenden (vgl. Tab. 4.1-1):

Abfallgruppe

BA, MIF, RA

Einlagerung der Abfallgebinde in

Endlagercontainern

Abfallgebinde

Containerverfüllung

Containerwand

Kavernenverfüllung

Kavernenverkleidung

Direkte Einlagerung der

Abfallgebinde

Abfallgebinde

Kavernenverfüllung

Kavernenverkleidung

SA,WA

Containerverfüllung

Containerwand

Kavernenverfüllung

Kavernenverkleidung

Tab. 4.1-1:

Technische Barrieren bei verschiedenen Einlagerungsvarianten

Einer der bestimmenden Prozesse ist die Mobilisierung der Radionuklide in den

Abfallgebinden. Diese beschreibt den Übergang von der Bindung an der festen

Phase in die gelöste Form im Porenwasser. Modellmässig wird die Mobilisierung

vereinfachend durch eine sofortige und vollständige Auflösung und ein reversibles,

lineares Sorptionsgleichgewicht zwischen den gelösten Nukliden und den

an der Festphase sorbierten Nukliden beschrieben. Dabei wird nicht nach der

Art der Rohabfälle und ihrer Konditionierung unterschieden; für alle Abfälle

wird eine Konditionierung in Zement vorausgesetzt. Damit bleiben sowohl die

spezifischen Sorptionsbedingungen von Bitumen bzw. Polystyrol bei den entsprechenden

Abfällen wie auch eine verlangsamte Mobilisierung der Radionuklide

z. B. aus massiven Metallteilen des Rohabfalls unberücksichtigt (eine Ausnahme

dazu bildet die Abfallsorte RA-1, vgl. Anhang B). Ferner wird die


NAGRA NTB 94-06 - 92 -

konservative Annahme getroffen, dass die Abfallbehälter bei Endlagerverschluss

keine Barrierenfunktion mehr ausüben.

Die im Porenwasser gelösten Nuklide werden durch Advektion, Dispersion und

Diffusion im Wasser des zugänglichen Porenraums transportiert. Bestimmende

Grössen für den Nuklidtransport sind die Wasserfliessgeschwindigkeit im Porenraum,

die Dispersionslängen und die Diffusionskonstante.

Von besonderer Bedeutung für die Nahfeld-Freisetzung ist auch der Zementstein

im Kaverneninneren. Durch seine chemischen Eigenschaften und gut zugängliche

Porosität mit grosser spezifischer Oberfläche sorgt er für eine starke Rückhaltung

der Radionuklide durch Sorption. Modellrechnungen zeigen, dass diese

Eigenschaften über eine genügend lange Zeit erhalten bleiben (NEALL, 1994)

und durch eine konservative Wahl des Gleichgewichts-Verteilungskoeffizienten

als zeitunabhängig angenommen werden können.

Für die Nahfeld-Modellierung muss primär die zeitliche Veränderung der

hydraulischen Durchlässigkeit und der Diffusionskonstanten in den verschiedenen

Barrierenmaterialien berücksichtigt werden. Dies kann z. B. durch eine Variation

der stationären Barriereneigenschaften erfolgen. Zur Vereinfachung der

Modellierung wird die Diffusion durch eine konservative Wahl des Diffusionskoeffizienten

als zeitunabhängig festgelegt.

Ziel der Nahfeld-Modellierung ist die Berechnung der Radionuklidfreisetzungsrate

aus dem Endlager in die Geosphäre (definiert als Flussrate über die Grenze

zwischen Kavernenverkleidung und Auflockerungszone).

4.1.2.2 Nahfeldhydraulik und Modellaufbau

Eine wichtige Grösse für die Nuklidfreisetzung aus dem Endlager ist der Wasserfluss

durch die Kavernen. Dieser wird durch die hydraulischen Bedingungen in

der Endlagerumgebung (Durchlässigkeit des Wirtgesteins, grossräumiger hydraulischer

Gradient), die Ausbildung der Auflockerungszone sowie den mechanischen

Zustand bzw. die Durchlässigkeit der technischen Barrieren bestimmt.

Das die Kavernen umgebende Wirtgestein und die technischen Barrieren werden

als äquivalent-poröse und vollständig gesättigte Medien modelliert. Als treibende

Kraft für den Wasserfluss wirkt der (grossräumige) hydraulische Gradient im

Wirtgestein, der als zeitunabhängig angenommen wird. Das resultierende

Fliessfeld ist damit stationär; nicht-stationäre hydraulische Zustände, wie sie als

Folge des Endlagerbaus und der Aufsättigung nach Versiegelung des Endlagers

eintreten, dauern etwa 50 bis 100 Jahre. Die damit verbundene Verzögerung

bzw. Reduktion der Nuklidfreisetzung wird konservativerweise vernachlässigt.

Um den Einfluss der Orientierung der Kavernen im Grundwasserfliessfeld zu

bestimmen, werden zwei Fälle betrachtet:


- 93 -

NAGRA NTB 94-06

Querdurchströmung der Kavernen

Längsdurchströmung der Kavernen

In bei den Fällen wird eine mögliche gegenseitige hydraulische Beeinflussung der

verschiedenen Kavernen vernachlässigt.

Ouerdurchströmung

Wird die Kaverne derart angeordnet, dass ihre Längsachse senkrecht zum

äusseren hydraulischen Gradienten liegt, wird die Kaverne in Querrichtung

um- und durchflossen. Je nach den hydraulischen Durchlässigkeiten der technischen

Barrieren und jener der Auflockerungszone um die Kaverne erfolgt der

Wasserfluss mehr oder weniger stark durch die technischen Barrieren. Fig. 4.1-1

zeigt die Äquipotential- und Stromlinien im Falle der Querdurchströmung für

zwei beispielhafte Parameters ätze, bei denen die Auflockerungszone gleich

durchlässig bzw. wesentlich durchlässiger als das Wirtgestein ist.

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Fig. 4.1-1:

Illustration der Äquipotentiallinien und Stromlinien (durchgezogene

Linien) im Fall der Querdurchströmung einer Kaverne: a) Auflockerungszone

mit gleicher Durchlässigkeit wie das Wirtgestein

b) Auflockerungszone mit hoher Durchlässigkeit

Für die Modellierung der Hydraulik und des Stoff transportes wird ein 2-dimensionales

Finite-Element-Modell angewendet, das senkrecht zur Kavernenachse

orientiert ist. Vereinfachend beschränkt sich das Modell auf einen mittleren

Ausschnitt des Kavernenquerschnittes (vgl. Fig. 4.1-3a), wodurch der mögliche

Drainageeffekt der Auflockerungszone vernachlässigt wird.


NAGRA NTB 94-06 - 94 -

Im Modell werden folgende hydraulische Einheiten unterschieden:

Containerinneres

Containerwand

Kavernenverfüll ung

Kavernenver kleidung

angrenzendes Wirtgestein

Längsdurchströmung

Bei einer Anordnung der Kaverne in Richtung des äusseren hydraulischen

Gradienten wird die Kaverne in Längsrichtung um- und durchflossen. Fig. 4.1-2

zeigt die Äquipotential- und Stromlinien im Falle der Längsdurchströmung für

einen Parametersatz, bei dem die Auflockerungszone der Kaverne beispielhaft

um den Faktor 100 durchlässiger ist als das Wirtgestein; die hydraulische

Wirkung des Anschluss-Stollens und dessen Auflockerungszone werden infolge

der Versiegelung in diesem Fall ausser acht gelassen. Der Wasserfluss im

Inneren der technischen Barrieren erfolgt damit im wesentlichen in axialer

Richtung.

1::::::::1 Kaverne

Fig. 4.1-2:

Illustration der Äquipotentiallinien und Stromlinien (durchgezogene

Linien) im Fall der Längsdurchströmung einer Kaverne (Auflockerungszone

mit hoher Durchlässigkeit, Anschluss-Stollen mit gleichen

Eigenschaften wie das Wirtgestein)


- 95 - NAGRA NTB 94-06

Die Modellierung der Längsdurchströmung erfolgt zylindersymmetrisch in drei

Dimensionen. Das Modell enthält eine ganze Kaverne und ein längeres Stück

des daran anschliessenden Anschluss-Stollens (vgl. Fig. 4.1-4a). Aus modelltechnischen

Gründen ist der Anschluss-Stollen, über den die Einlagerung erfolgt,

zentral an die Kaverne angeschlossen. Zusätzlich zu den bei der Modellierung

der Querdurchsträmung unterschiedenen hydraulischen Einheiten wird eine

Auflockerungszone berücksichtigt, die Kaverne und Anschluss-Stollen umgibt.

Die erforderliche Ausdehnung des Modells wurde aufgrund von Voruntersuchungen

zum hydraulischen Verhalten einer Kaverne im Wirtgestein festgelegt.

In Abhängigkeit der gewählten hydraulischen Parameter für die technischen

Barrieren und. das Wirtgestein beeinflusst eine Kaverne die Potentialverteilung

und damit das Fliessfeld bis zu einem Abstand von ca. 150 m von ihrer Längsachse.

Das Modell erfordert geometrische Vereinfachungen des Kaverneninneren. Die

Nachbildung des Kavernenquerschnitts erfolgt nach dem Zwiebelschalenprinzip,

wobei nur die Abfolge der bei der Radionuklidfreisetzung zu durchquerenden

technischen Barrieren modelliert wird: Das Containerinnere - Abfallmatrix und

Verfüllung - wird von Containerwand, Kavernenverfüllung und Kavernenverkleidung

konzentrisch umschlossen (Fig. 4.1-4a).


NAGRA NTB 94-06

- 96 -

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15.05

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Fig. 4.1-3a:

Gesamtmodell für die Querdurchströmung der Endlagerkavernen;

beispielhafter Kavernenquerschnitt und modellmässige Vereinfachung

(Längenangaben in Metern)


- 97 -

NAGRA NTB 94-06

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NAGRA NTB 94-06

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NAGRA NTB 94-06

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Fig. 4.1-4b: Vertikaler Längsschnitt durch die Kaverne mit eingelagerten Endlagercontainern

bei beispielhafter Auslegung (Längenangaben in

Metern)


NAGRA NTB 94-06 - 100 -

4.1.2.3 Mobilisierung der Radionuklide

Das modellhafte Inventar radioaktiver Abfälle (MIRA) enthält ca. 70 Abfallsorten.

Damit die Mobilisierung der Radionuklide und die sich daran anschliessenden

Transportrechnungen mit einem tragbaren Aufwand beschrieben bzw.

ausgeführt werd~n können, bleiben in der vorliegenden Sicherheitsanalyse alle

Prozesse unberücksichtigt, die den Übergang der Nuklide aus der Festphase der

Abfallmatrix in das Porenwasser der Abfallmatrix beschreiben. Es wird angenommen,

dass alle Abfälle in zementierter Form vorliegen und dass der

Übergang der Radionuklide in das Porenwasser bei Endlagerverschluss instantan

erfolgt. Damit bleibt die verzögerte Mobilisierung z. B. aus Bitumen, aus Metallteilen

oder aus anderen schwerlöslichen Festphasen unberücksichtigt (Ausnahme:

l08Ag* in der Abfallsorte RA-I; vgl. Anhang B).

Sorption und Löslichkeit

Nach dem Übertritt der Radionuklide ins Porenwasser werden diese z. T. an der

Festphase sorbieren, wobei das Verhältnis zwischen der gelösten und der

sorbierten Menge des betreffenden Nuklids durch ein lineares Gleichgewicht beschrieben

wird, dem instantane und reversible Sorptionsreaktionen zugrunde

gelegt werden. Das Sorptionsgleichgewicht wird durch nuklidspezifische Gleichgewichts-Verteilungskoeffizienten

(~-Werte) quantifiziert.

In der vorliegenden Sicherheitsanalyse wird angenommen, dass die Sorption der

Radionuklide nur an Zements tein erfolgt. Die Sorption an allen anderen

Festphasen wie z. B. Metall(hydr)oxiden wird konservativerweise nicht berücksichtigt.

Hingegeri wird angenommen, dass aller Zementstein im Inneren der

Endlagercontainer für die Sorption verfügbar ist.

Eine Begrenzung der Radionuklidkonzentration im Porenwasser durch Löslichkeitslimiten

bleibt bei der hier durchgeführten ModelIierung konservativerweise

unberücksichtigt.

Radionuklidverteilung im Containerinneren

In der vorliegenden Sicherheitsanalyse wird angenommen, dass die Aktivität bei

Endlagerverschluss homogen im Inneren der Endlagercontainer verteilt ist.

Damit bleiben die metallischen Behälter der Abfallgebinde und die Verfüllung

der Endlagercontainer als Barrieren für den Transport der Radionuklide

konservativerweise unberücksichtigt.


- 101 - NAGRA NTB 94-06

4.1.2.4 Radionuklidtransport

Der Radionuklidtransport in den technischen Barrieren und im umgebenden

Wirtgestein wird durch Advektion, Diffusion, hydrodynamische Dispersion,

Sorption und durch den radioaktiven Zerfall bestimmt.

Der advektive Transport wird durch den Wasserfluss innerhalb und ausserhalb

der Kaverne und damit durch die Nahfeldhydraulik (vgl. Abschn. 4.1.2.2)

festgelegt. Die Parametrisierung der hydrodynamischen Dispersion erfolgt durch

die longitudinalen und die transversalen Dispersionslängen.

Der Transport durch Diffusion in den unterschiedlichen hydraulischen Einheiten

wird durch materialabhängige Porendiffusionskonstanten charakterisiert. Eine

Differenzierung der Porendiffusionskonstanten für die einzelnen Radionuklide

wurde nicht vorgenommen, da die Unterschiede verhältnismässig gering sind.

Der Einfluss der Sorption auf den Nuklidtransport lässt sich, wie schon die

Mobilisierung der Radionuklide in der Abfallmatrix, über die selben nuklidspezifischen

Gleichgewichts-Verteilungskoeffizienten (K d -Werte) ausdrücken. Die

Retention hängt ferner von der zugänglichen Materialporosität ab. Der Verteilungskoeffizient

und die zugängliche Porosität können durch die Alterung oder

die mechanische Beanspruchung der technischen Barrieren verändert werden.

Eine Klüftung der technischen Barrieren ist möglich, so dass der Transport der

Radionuklide entlang weniger, bevorzugter Fliesswege erfolgen kann, wodurch

der Kontakt mit der Festphase reduziert wird. Eine solche Situation wird

modellhaft durch einen Retentionsfaktor von eins und eine Erniedrigung der

Porosität für die betroffene hydraulische Einheit wiedergegeben.

4.1.3 Mathematisches Modell

Die Modellierung der Nahfeldfreisetzung erfordert die Umsetzung der in

Kap. 4.1.2 beschriebenen konzeptuellen Überlegungen in mathematische

Formulierungen. Mathematische Formulierungen und Wahl der Randbedingungen

sind notwendig für die Beschreibung der Hydraulik im Modellgebiet, der

Mobilisierung der Radionuklide, des Stoff transports sowie des radioaktiven

Zerfalls und des Aufbaus in Zerfallsketten.

Die Hydraulik im Modellgebiet berechnet sich nach GI. 4.1-1:

V(KVh) == 0

(GI. 4.1-1)

wobei

K

h

hydraulische Durchlässigkeit [m/ s], isotrop und konstant innerhalb

einer hydraulischen Einheit

hydraulisches Potential [m]


NAGRA NTB 94-06 - 102 -

Die notwendigen Randbedingungen für die numerische Simulation sind definierte

hydraulische Potentiale auf den Rändern im Zu- bzw. Abstrombereich. Diese

hydraulischen Potentiale leiten sich ab aus dem äusseren hydraulischen Gradienten

und werden als zeitlich konstant angenommen. Die übrigen Ränder

werden aus Symmetriegründen als undurchlässig betrachtet.

Der Transport der gelösten Wasserinhaltsstoffe im Porenwasser wird durch die

Advektions-IDispersions-IDiffusionsgleichung (GI. 4.1-2 1 ) beschrieben. Die

beiden letzten Terme auf der rechten Seite in GI. 4.1-2 beschreiben den radioaktiven

Zerfall und den Aufbau des Folgenuklids entsprechend der Bateman­

Gleichung.

ac.

eR.-' = V [DVC. - vDC.] - Ä.eR.C. + Ä. 1eR. lC, 1

1 at '" " ,- ,- ,-

(GI. 4.1-2)

wobei Ci Konzentration des Radionuklids i im Porenwasser [moll m 3 ]

(wobei der Index i-I das Vorläufernuklid bezeichnet)

Retentionsfaktor des Nuklids i [-]

effektiver Diffusionstensor [m 2 I s]

Darcy-Geschwindigkeit [m/s]

Zerfallskonstante des Nuklids i [S-1]

Porosität [-]

Der effektive Diffusionstensor D setzt sich aus dem dispersiven und diffusiven

Beitrag zusammen:

(GI. 4.1-3)

wobei a, longitudinale Dispersionslänge [m]

a t

transversale Dispersionslänge [m]

D Porendiffusionskonstante [m 2 p

/ s]

= 1 für j=k und = 0 für j+k

°jk

Der Retentionsfaktor R i für das Radionuklid i lässt sich durch folgenden

Ausdruck beschreiben (GI. 4.1-4):

1)

Zur Berücksichtigung der Limitierung der Freisetzung von l08Ag· durch Korrosion bei der

Abfallsorte RA-I wird die Gleichung 4.1-2 durch einen Ouellterm 0 erweitert, der die

korrosionsbedingte Freisetzung berücksichtigt (vgl. Anhang B).


- 103 - NAGRA NTB 94-06

(GI. 4.1-4)

wobei

Kd,i

G leichgewichts-Verteilungskoeffizient für das Radionuklid i in

Zementstein [m 3 jkg]

Masse an Zementstein pro m 3 Kavernenvolumen [kgjm 3 ]

Porosität [-]

feste Materialdichte [kgjm 3 ]

Der Ausdruck für den Retentionsfaktor in GI. 4.1-4 weicht von der üblichen

Formulierung gemäss GI. 4.1-5

l-e

R. = 1 + - e K d ·

1 e .1

(GI. 4.1-5)

ab, berücksichtigt aber auf diese Weise, dass die verschiedenen Materialien der

technischen Barrieren einen unterschiedlichen Gehalt an Zementstein aufweisen

oder Materialien enthalten, die verschieden von Zementstein sorbieren und eine

andere Porosität als Zementstein aufweisen. In der vorliegenden Modellierung

wird Material, das sich von Zementstein unterscheidet, konservativerweise als

nichtsorbierend und als nicht porös angenommen (vgI. Tab. 4.1-2); die wichtigsten

Vertreter dieser Materialien sind die Zuschlagstoffe in Beton oder Abfallkomponenten

im Inneren der Endlagercontainer. Für das poröse Verfüllmaterial

wird hingegen davon ausgegangen, dass sein Korngerüst bzgl. Sorption dieselben

Eigenschaften aufweist wie Zementstein.

Unter der Voraussetzung, dass die Nuklide einer Zerfallskette einheitliche ~­

Werte besitzen (d. h. gleiche Retentionsfaktoren), können die in GI. 4.1-2

gekoppelten Transport-und Zerfallsprozesse mathematisch entkoppelt werden.

Die Lösung Ci von GI. 4.1-2 lässt sich dann als Produkt der zwei Funktionen C/O)

und C/ 1 ) schreiben, wobei C/O) die Lösung von GI. 4.1-2 mit Ai = 0 und Ai_1 = 0

und C/ 1 ) die Lösung von GI. 4.1-2 mit D = 0 und v D = 0 ist. C/O) ist eine

Funktion der Zeit und des Ortes; C/ 1 ) ist nur eine Funktion der Zeit.

Für den Fall, dass sich ein Folgenuklid innerhalb einer Zerfallskette hinsichtlich

seiner Sorption vom Vorläufernuklid unterscheidet (zum Beispiel im Fall 230n ~

226Ra), kann seine Freisetzung aus dem Nahfeld näherungsweise als Summe von

zwei Termen beschrieben werden:


NAGRA NTB 94-06 - 104 -

Das Anfangsinventar des Folgenuklids wird bezüglich Transport und Zerfall

wie das erste Vorläufernuklid einer separaten Nuklidkette mit der entsprechenden

Sorptionskonstanten behandelt.

Für den Aktivitätsanteil des Folgenuklids, der nach der Einlagerung durch

Zerfall aus seinem Vorläufernuklid entsteht, werden zwei Fälle unterschieden

(vgl. Tab. 2.2-2):

a) Für sämtliche Zerfallsketten und Abfallgruppen ausser 4N + 2 in SMA-1

und SMA-2 wird angenommen, dass das stärker oder schwächer sorbierende

Folgenuklid entsprechend der Sorptionskonstanten der Vorläufernuklide

im säkularen Gleichgewicht transportiert wird; die unterschiedlichen

Kd-Werte werden nur bei der Berechnung des gelösten

Anteils berücksichtigt.

b) Für die Zerfalls kette 4N + 2 in SMA-1 und SMA-2 gilt: Die Freisetzungsraten

der stärker sorbierenden Vorläufernuklide von 226Ra werden

mit dem korrekten ~-Wert gemäss Tab. 2.2-2 berechnet. Die Freisetzungsrate

des Nuklids 226Ra setzt sich aus der Summe zweier Beiträge

zusammen:

Freisetzungsrate für 226Ra aus Transfortrechnung mit (einheitlichem)

~-Wert für Radium (0.05 m /kg) für alle Nuklide der

4N +2-Zerfallskette. Das Anfangsinventar des Nuklids 226Ra wird

dabei Null gesetzt. Die Freisetzungsrate für das aus dem Zerfall

von 2»rh entstehende Nuklid 226Ra ist konservativ im frühen

Zeitbereich und nicht-konservativ im späten Zeitbereich.

Freisetzungsrate für 226Ra aus Transportrechnung mit Modellansatz

a). Diese Freisetzungsrate für das aus dem Zerfall von 23ÜJb

entstehende Nuklid 226Ra ist nicht-konservativ im frühen Zeitbereich

und konservativ im späten Zeitbereich.

Nach der mathematischen Entkoppelung von Transport und Zerfall erfolgt die

Lösung der Advektions-/Dispersions-/Diffusionsgleichung (GI. 4.1-2 mit \ = 0

und Ai_1 = 0) mit dem Finite-Element-Programm SEFTRAN (WARD et al. ,

1988). Zur Berechnung der Hydraulik und ~es Stoff transportes wird das gleiche

Elementnetz verwendet (Fig. 4.1-3a und Fig. 4.1-4a). Der radioaktive Zerfall und

der Aufbau von Folgenukliden (GI. 4.1-2 mit D = 0 und v D = 0) wird mit dem

Rechencode RAPIDE (GRINDROD et al. , 1990) berechnet und anschliessend

mit den (normierten) Kd-spezifischen Lösungen für den Stoff transport verknüpft.


- 105 - NAGRA NTB 94-06

Die Simulation der Transportprozesse erfordert die Formulierung von Anfangsund

Randbedingungen:

a) Randbedingung

Nullkonzentration auf den Modellrändern in den Zu- und Abstromgebieten

"No-Flow"-Bedingung auf den übrigen Modellrändern

b) Anfangsbedingung

Nullkonzentration im gesamten Modellgebiet, ausser im Containerinneren

Die Konzentration im Containerinneren wird so gewählt, dass die

Gesamtmenge an sorbierten und nicht sorbierten Inhaltsstoffen im

Modellgebiet zur Zeit t = 0 dem Einheitsinventar entspricht

Für die Lösung des Zerfallsprozesses (Bateman-Gleichung) bezeichnet C/ 1 )(t=0)

das Inventar des Radionuklids i in den Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4 bei

Endlagerverschluss.

4.1.4 Rechenprogramme

Das in Abschn. 4.1.2 erläuterte konzeptuelle Modell und die mathematische

Formulierung (Abschn. 4.1.3) zur Berechnung der nuklidspezifischen Freisetzungsraten

wird in den Computerprogrammen

SEFTRAN

RAPIDE

umgesetzt. Diese Programme werden (zusammen mit weiteren Hilfsroutinen) zu

einem Programmpaket zusammengefasst, mit dessen Hilfe die Nuklidfreisetzung

aus dem Endlager-Nahfeld berechnet wird (vgl. Fig. 4.1-5).


NAGRA NTB 94-06 - 106 -

Transport-Parameter

...

~ SEFTRAN

20 - FE - Transport-

~ programm

"- A'


~

hydraulische Potentiale

Darcygeschwindigkeiten

Konzentrationsverteilung

für ein Einheitsinventar

in Funktion der Zeit

~

+

fraktionale Freisetzung

(ohne radioaktiven Zerfall)

"

(1/a)

Kd=O,001 m 3 /kg

~m3/kg

~

=- t

+

/ '\

~ RAPIDE

Nuklidinventare .. ...

SMA-1 ,.... , SMA-4

Berechnung des

~

, radioaktiven Zerfalls

"-

+

~

Nuklidfreisetzung

(mit radioaktivem Zerfall)

(iÄ

..

t

~

Fig. 4.1-5:

Programmkette zur Berechnung der Nuklidfreisetzung aus dem

Endlager-Nahfeld


- 107 - NAGRA NTB 94-06

Das Programm SEFTRAN berechnet das hydraulische Strömungsfeld und die

zeitabhängige Konzentrationsverteilung für ein "Einheitsinventar" eines sorbierenden

(oder nicht sorbierenden), stabilen Wasserinhaltsstoffes (GI. 4.1-2 mit

Ai = 0 und Ai_l = 0). Ebenfalls innerhalb des Programms SEFfRAN, jedoch in

einem separat entwickelten Programmzusatz, erfolgt für jeden Zeitschritt die

Berechnung der Menge des Wasserinhaltsstoffes in jeder hydraulischen Einheit

(Materialklasse ). Anschliessend wird aus den Ergebnissen der SEFTRAN­

Rechnungen die zeitliche Veränderung der in allen technischen Barrieren

enthaltenen Menge des betreffenden Wasserinhaltsstoffes und damit die Freisetzungsrate

berechnet. Diese Freisetzungsrate beschreibt zu jedem Zeitpunkt die

pro Zeiteinheit freigesetzte Menge eines stabilen Wasserinhaltsstoffes aus der

Endlagerkaverne und wird, durch die Normierung auf ein "Einheitsinventar",

welches sich zum Zeitpunkt t = 0 in den belegten Elementen der Modelldomäne

befindet, als

"Fraktionale Freisetzung eines Stoffes aus dem Endlager" [a- 1 ]

bezeichnet. Unter Berücksichtigung des tatsächlichen Anfangsinventars in einer

ausgewählten Inventargruppe und der Lösung der Bateman-Gleichung für den

radioaktiven Zerfall (Lösung von GI. 4.1-2 mit D = 0 und VD = 0, berechnet mit

dem Programm RAPIDE) werden schliesslich die gesuchten nuklidspezifischen

Freisetzungsraten als Funktion der Zeit ermittelt.

4.1.5 Inputdaten

Die N ahfeld-ModelIierung beruht auf drei Fällen, welche im folgenden die

Bezeichnung "optimistisch", "realistisch" und "pessimistisch" tragen. Diese drei

Fälle beschreiben die Transporteigenschaften der technischen Barrieren des

Endlager-Nahfeldes in drei charakteristischen Zuständen, die sich im Modell

zeitlich nicht ändern. Diese drei Zustände können einerseits durch Alterung der

technischen Barrieren (chemische Degradation durch Reaktion mit dem Grundwasser

oder mechanische Beanspruchung durch felsmechanische Prozesse)

entstehen. Andererseits widerspiegeln sie einen fehlenden abschliessenden

Wissensstand über die Eigenschaften der technischen Barrieren.

Der "optimistische" Fall beschreibt den Anfangszustand aller technischer

Barrieren, wie er für eine gewisse Zeitspanne nach Verschluss des Endlagers

anzutreffen sein dürfte. Die technischen Barrieren ergeben in diesem Zustand

den besten Einschluss der Radionuklide.

Der "realistische" Fall entspricht einer gewissen Degradation der Abfallmatrix,

einer erhöhten hydraulischen Durchlässigkeit der Containerwand sowie einer

Klüftung der Kavernenverkleidung und der Trennwände (nur Längsdurchströmung).

Die Klüftung dieser technischen Barrieren wird modelltechnisch

durch eine Verringerung der Porosität, eine Erhöhung der hydraulischen Durchlässigkeit

und das Fehlen einer Retardation im betrachteten Barrierenmaterial

berücksichtigt.


NAGRA NTB 94-06 - 108 -

Der "pessimistische" Fall beschreibt den ungünstigsten Zustand aller technischen

Barrieren. Das Containerinnere ist degradiert. Die Containerwand und die

Kavernenverkleidung sind geklüftet; sie bilden keine hydraulische Barriere, und

die Nuklide werden in ihrem Bereich nicht retardiert.

Die drei Fälle sind in erster Linie auf die Containereinlagerung ausgerichtet. Die

Direkteinlagerung und das damit verbundene Fehlen der Endlagercontainer wird

jedoch grob durch den "pessimistischen" Fall angenähert.

Die Parametersätze der drei Fälle für die Nahfeld-Modellierung gelten sowohl

für die Quer- als auch für die Längsdurchströmung und sind in Tab. 4.1-2

zusammengestell t.

Obschon die drei Fälle "optimistisch", "realistisch" und "pessimistisch" auch die

zeitliche Entwicklung der Barriereneigenschaften des Endlagers SMA widerspiegeln,

zeigen die fraktionalen Freisetzungsraten in Fig. 4.1-7, dass der

"realistische" Fall die Barrierenwirkung des Nahfeldes über die ganze interessierende

Zeitspanne genügend gut abdeckt.

Der äussere hydraulische Gradient von 0.4 rn/rn, der als Grundlage für die

Festlegung der hydraulischen Randbedingungen dient, wurde NAGRA (1993b)

entnommen. Zusätzlich zu den hydraulischen Parametern sind in Tab. 4.1-2 die

Porendiffusionskonstanten und longitudinalen Dispersionlängen aller hydraulischen

Einheiten zusammengestellt. Die Diffusionskonstanten für die hydraulischen

Einheiten Containerwand, Verfüllung und Kavernenverkleidung mussten

für die ModelIierung der Längsdurchströmung modifiziert werden, um der veränderten

Diffusionsdistanz, die durch die geometrische Vereinfachung entsteht,

gerecht zu werden; die Korrektur zur Erhaltung der Durchbruchszeit führt

allerdings zwangsläufig zu einer Überschätzung der maximalen Freisetzungsrate.

Die in Fussnote 8 der Tab. 4.1-2 aufgeführte Beziehung zwischen der transversalen

und longitudinalen Dispersionslänge gilt für alle Fälle der N ahfeld­

ModelIierung.

Im weiteren sind in Tab. 4.1-2 die Anteile an Zementstein (inkI. nicht gebundenes

Wasser) in den verschiedenen hydraulischen Einheiten aufgeführt. Sie

wurden zur Berechnung der Retentionsfaktoren gemäss GI. 4.1-4 verwendet. In

bezug auf das modellhafte Inventar MIRA wurde für die Abfallmatrix eine

mittlere Zementsteinmasse von 1'000 kg pro m 3 Abfallgebinde vorausgesetzt. Für

die Containerwand, die Kavernenverkleidung und die Trennwände wurde Konstruktionsbeton

mit einem Volumen anteil von ca. 25 % Zements tein und 75 %

Zuschlagstoff zugrunde gelegt. Für die Containerverfüllung, den Containerdeckel,

die Kavernenverfüllung und den Entladebereich wurde ein poröses

Verfüllmaterial angenommen, dessen Zuschlagstoff sich bzgI. Sorption wie

Zementstein verhält.


~

~

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~

I

N

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I

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C::0Cl

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~

::s

~

""1

1)

2)

3)

Masse Porosität Hydraulische Durchlässigkeit K [m/s] Porendiffusions- Longitudinale

konstante 5) Dispersions-

Hydraulische Einheiten Zementstein [-]

länge

[kg/m 3 8)

]

optimistisch realistisch pessimistisch

D p [m 2 /s] a 1 [m]

Containerinneres 1) 1350 0.25 5.10- 10

Containerwand 500 0.05 10- 11

Containerdeckel 2) 1700 4) 0.35 10- 9

Kavernenverfüllung 1700 4) 0.35 10- 8

Kavernenverkleidung 500 0.05 10- 10

Trennwand (Kavernenwannenbecken

) 3)

500 0.05 10- 10

Entladebereich 3) 1700 4) 0.35 10- 8

Anschluss-Stollen 3) 1760 4) 0.30 10- 11

Auflockerungszone 3) (250) 6) 0.05 10 2 • WG 7 )

Wirtgestein (260) 6) 0.01 10- 11

Zusammensetzung: 50 % Abfallgebinde, 50 % Containerverfüllung

wird nur für die Querdurchströmung berücksichtigt

wird nur für die Längsdurchströmung berücksichtigt

In diesen Fällen sind die Materialien geklüftet. Die Porosität beträgt

0.02; es wird keine Retention angenommen

5.10- 9 10- 8 10- 9 (2.5.10- 8 ) 1

10- 10 10- 8 • 10- 10 (1.6 .10- 9 ) 1

10- 8 10- 8 10- 9 1

10- 8 10- 8 10- 9 (4.3 .10- 8 ) 1

10- 9 • 10- 8 • 10- 10 1

10- 9 • 10- 8 • 10- 10 1

6)

Masse an diffusionszugänglichem Wirtgestein (Erläuterung siehe Text)

7)

WG : = hydraulische Durchlässigkeit des Wirtgesteins

8)

transversale Dispersionslänge a t

= 0.5 . a 1

~

10- 8 10- 8 10- 9 1

10- 10 10- 9 10- 10 1

10 2 • WG 1~· WG 2.10- 10 1

10- 10

10- 11

10- 11 2.10- 10 1

10- 12

4)

Zuschlagstoff des Verfüllmaterials wird für die Festlegung der Sorption

wie Zementstein behandelt

5)

Werte in Klammem für Längsdurchströmung, sofern verschieden

o

\0

z

~

~

Z

@

\0

.,J:::.

I

o

0\


NAGRA NTB 94-06 - 110 -

Innerhalb des Nahfeld-Modells wurde vereinfachend angenommen, dass für den

Anschluss-Stollen mit Versiegelung, die Auflockerungszone und das Wirtgestein

die gleichen Gleichgewichts-Verteilungs koeffizienten gelten wie für Zement. Für

die Berechnung der Retentionsfaktoren in Auflockerungszone und Wirtgestein

wurde deren Klüftung durch die Annahme berücksichtigt, dass nur 10 % ihrer

Masse zur Sorption zur Verfügung stehen.

Der Basiswert für die hydraulische Durchlässigkeit des ungestörten Wirtgesteins

beträgt K = 10- 11 m/s und wurde NAGRA (1993b) entnommen. Als Parametervariationen

wurden Rechenfälle mit K = 10- 10 m/s und 10- 12 mls durchgeführt.

Da der Wasserfluss durch die Kaverne eine der wesentlichen Grössen für die

Nuklidfreisetzung ist und dieser von der hydraulischen Durchlässigkeit des

Wirtgesteins abhängig ist, stellt dessen Variation einen zentralen Punkt der

ModelIierung dar.

Für die Auflockerungszone wird für die Längsdurchströmung eine hydraulische

Durchlässigkeit eingesetzt, die um den Faktor 100 grösser ist als diejenige des

ungestörten Wirtgesteins.

In den Tab. 4.1-2, 2.2-2 (Sorptionswerte) und 2.2-8 (Radionuklidinventar) sind

alle Parameter zusammengestellt, die für die Nahfeld-Modellierung notwendig

sind. Die Verknüpfung der drei Fälle "optimistisch", "realistisch" und "pessimistisch"

mit den drei Werten für die hydraulische Durchlässigkeit des Wirtgesteins

führt zu neun möglichen Kombinationen. Der Fall "realistisch" in Verbindung

mit einer hydraulischen Durchlässigkeit für das Wirtgestein von K = 10- 11 m/s

wird dabei als Basisfall bezeichnet.

Ausgehend vom Basisfall wurden für die Längsdurchströmung zusätzliche

Parametervariationen durchgeführt. Mit den Parametervariationen werden die

Einflüsse

der Versiegelung des Anschluss-Stollens bzw. der hydraulischen Durchlässigkeit

des Anschluss-Stollens

einer vorhandenen/nicht vorhanden Auflockerungszone

auf die Nuklidfreisetzung untersucht. Die verschiedenen Parameterkombinationen

sind in Fig. 4.1-6 graphisch dargestellt; die Darstellung der Parametervariationen

für die Längsdurchströmung erfolgt auf der perspektivischen Achse des

Würfels in Fig. 4.1-6. Die durchgeführten Rechenfälle, d.h. die bei der Nahfeldmodellierung

untersuchten Kombinationen von Parametern, sind in dieser

Graphik speziell ausgezeichnet.


- 111 - NAGRA NTB 94-06

I I I I

I I I I

I I I 1

~

f --r 11 [IO!

i -- -------- --:---------- ---t--::::-'-:I:'~, )------------t-------------

! ~ 11 11:)/::'" 11

Q) ,....! ! /1 :;~ i

, -j------:I:--------- -------------.-------,-1:-:--------------

(5 ~ '._i _ , i_I_!

Längsdurch-: Querdurch- Längsdurch-: Querdurch- Längsdurch-: Querdurchströmung

i strömung strömung i strömung strömung i strömung

optimistisch realistisch pessimistisch

Nahfeld-Referenzfälle

~~----------------------------------------------~~

Berechnung nicht

... durchgeführt I Längsdurchströmung

durchgeführt

V,

~an:eterr

~:;;atlonen

I Querdurchströmung

durchgeführt

Fig. 4.1-6:

Übersicht über die durchgeführten Freisetzungsrechnungen aus dem

Endlager-Nahfeld

4.1.6 Resultate zum Verhalten des Nahfeldes

Die nachfolgende Darstellung und Diskussion der Resultate verfolgt unterschiedliche

Ziele. Mit den Resultaten zur Querdurchströmung werden in erster

Linie die Einflüsse

des Zustandes der technischen Barrieren

der Gleichgewichts-Verteilungskoeffizienten (Retardation)

der Durchlässigkeit des Wirtgesteins

auf die Nahfeldfreisetzung der Radionuklide dargestellt.


NAGRA NTB 94-06 - 112 -

Die Untersuchungen zur Längsdurchströmung verdeutlichen die Auswirkungen

der Versiegelung des Anschluss-Stollens

der Auflockerungszone

der Orientierung der Kavernen

auf die Resultate.

Die Gegenüberstellung der Freisetzungsraten für die Quer- und Längsdurchströmung

zeigt relativ kleine Unterschiede, die sich teils auf eine differenzierte

Erfassung der Hydraulik in der unmittelbaren Umgebung der Endlagerkavernen,

teils auf die unterschiedlichen Ansätze zur Beschreibung der Diffusion in den

beiden Modellgeometrien zurückführen lassen (vgl. Abschn. 4.1.5).

Die anschliessenden Modellrechnungen zum Radionuklidtransport durch die

Geosphäre, die Radionuklidausbreitung in der Biosphäre und die Dosisberechnungen

in den folgenden Kapiteln werden sich auf die Ergebnisse für die

Querdurchströmung abstützen, wobei der "realistische" Fall verwendet wird.

Dieser repräsentiert die Barrierenwirkung des Nahfeldes in adäquater Weise.

4.1.6.1 Querdurchström ung

Für die Querdurchströmung wurden fünf Parameters ätze gemäss Fig. 4.1-6 analysiert.

In Fig. 4.1-7 sind ausgewählte normierte fraktionale Freisetzungskurven

für die drei Fälle der technischen Barrieren und eine Durchlässigkeit des

Wirtgesteins von 10- 11 mls dargestellt.

Für einen gegebenen Kd-Wert unterscheidet sich der Maximalwert der fraktionalen

Freisetzung in den drei betrachteten Fällen ( optimistisch - realistisch -

pessimistisch) praktisch nicht; Unterschiede im Kurvenverlauf sind vorwiegend

zu frühen Zeiten, d. h. im ansteigenden Teil der Freisetzungskurven feststellbar -

und dies auch nur ausgeprägt für stärker sorbierende Wasserinhaltstoffe. Der

"realistische" und der "pessimistische" Fall weisen generell sehr ähnliche Kurvenverläufe

auf. Mit zunehmender Sorption wird der Durchbruch durch die technischen

Barrieren stärker verzögert und es resultieren deutlich kleinere Freisetzungsraten.

Beim Anstieg des ~-Wertes von 0 auf 10- 3 m 3 /kg und mit jedem weiteren

Anstieg um einen Faktor 10 verzehnfacht sich die Durchbruchszeit und reduziert

sich die maximale fraktionale Freisetzung um eine GrÖssenordnung. Diese

Abhängigkeit gilt speziell für stabile Spezies: Wie sich zeigen wird, ist für Nuklide

mit mittlerer und kurzer Halbwertszeit der Einfluss der Sorption auf den

Maximalwert der Freisetzung bei Berücksichtigung des Zerfalls (Multiplikation

der in Fig. 4.1-7 dargestellten fraktionalen Freisetzungskurven mit der entsprechenden

Lösung der Bateman-Gleichung) noch stärker.


- 113 - NAGRA NTB 94-06

lÖ3 ......................................................... .

~ 10-4 ................ .

: K d - 0 [

:---------....-

-....1

~

10-9 ................ .

lÖlO~--~~--~~--~--~~----~--~~~~~~--~

10 0 10 4 10 7 10 8

Zeit [a]

.-'-'-'--- pessllrnrlstisch realistisch - - - - - optimistisch

Fig. 4.1-7:

Fraktionale Freisetzung aus den Endlagerkavernen in das Wirtgestein

in Abhängigkeit des Gleichgewichts-Verteilungs koeffizienten

(Kd-Wert) und der Fälle "optimistisch", "realistisch" und "pessimistisch"

bei Querdurchströmung (Durchlässigkeit des Wirtgesteins

10- 11 m/s)

Für nicht sorbierende Wasserinhaltstoffe (~ = 0) beginnt die Freisetzung ins

Wirtgestein nach rund 10 Jahren und erreicht den Maximalwert nach rund

100 Jahren, wobei hier nochmals darauf hingewiesen sei, dass die Aufsättigung

der Endlagerkavernen im Modellansatz nicht berücksichtigt wird.

Die Auswirkung des Wasserflusses durch die Endlagerkavernen auf die Nahfeld­

Freisetzung wird in Fig. 4.1-8 illustriert: Bei einer Verkleinerung der hydraulischen

Durchlässigkeit des Wirtgesteins von 10- 10 m/s auf 10- 11 m/s verzögert sich

der Durchbruch zeitlich um eine Grössenordnung und das Maximum der

fraktionalen Freisetzung nimmt ebenfalls um' eine Grössenordnung ab. Bei einer

weiteren Verkleinerung der Durchlässigkeit des Wirtgesteins auf 10- 12 m/s

beträgt der Effekt je eine weitere halbe GrÖssenordnung. Dieser Einfluss gilt für

alle Kd-Werte in gleichem Masse. Die Proportionalität zeigt ferner, dass die

Freisetzung für eine Durchlässigkeit des Wirtgesteins im Bereich von 10- 10 m/s

durch Advektion/Dispersion als Transportmechanismen dominiert wird. Bei

einer Durchlässigkeit des Wirtgesteins im Bereich von 10- 12 m/s hingegen wird

die Freisetzung unabhängig vom Wasserfluss, da die Diffusion als Transportmechanismus

dominiert.


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...................

NAGRA NTB 94-06 - 114 -

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Zeit [al

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Fig. 4.1-8:

Fraktionale Freisetzung aus den Endlagerkavernen in das Wirtgestein

in Abhängigkeit des Gleichgewichts-Verteilungskoeffizienten

und der Durchlässigkeit des Wirtgesteins ("realistischer" Fall,

Querdurchströmung)

In absoluten Zahlen ist die Freisetzung aus dem Nahfeld, ausgedrückt als

fraktionale Freisetzungsraten, gering. Selbst bei verschwindender Sorption

(~ = 0 m 3 /kg) beträgt der Maximalwert nur gerade 1.7 ·10-4 a- 1 bei einer

hydraulischen Durchlässigkeit des Wirtgesteins von 10- 11 m/s und 1.5.10- 3 a- 1 bei

10- 10 m/s.

Die Multiplikation der fraktionalen Freisetzungskurve (zeitabhängig und

Kd-spezifisch) nlit der zeitabhängigen Lösung der Bateman-Gleichung für den

radioaktiven Zerfall ergibt für das betrachtete Nuklid einer bestimmten Abfallgruppe

die gesuchte absolute Freisetzungsrate aus dem Nahfeld in die Geosphäre.

Der Übersichtlichkeit wegen sind in Fig. 4.1-9 bis Fig. 4.1-12 nur die Aktivitätsflüsse

[Bq/a] ausgewählter sicherheitsrelevanter Nuklide dargestellt.

Für die Abfallsorte RA-1 aus der Abfallgruppe SMA-1 wurde hierbei ein

verfeinerter Modellansatz verwendet, um den Einfluss der Korrosion der

Steuerstäbe auf die Freisetzung von 108 Ag * realistischer zu beschreiben (vgl.

Anhang B, Fig. B-l).


- 115 - NAGRA NTB 94-06

10 12

10 11

10 10

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10 5

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Fig. 4.1-9:

10 2 10° 10 1 10 2 10 3 10 4 lOS 10 6 10'

Zeit [a]

Aktivitätsfreisetzung aus dem Endlager für die Abfallgruppe SMA-1

("realistischer" Fall, Querdurchströmung, Durchlässigkeit des Wirtgesteins

10- 11 m/s, Korrosionsrate 10-6 m/a für die Steuerstäbe)

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10 2 10° 10 1 Zeit [al

10 7

Fig. 4.1-10: Aktivi tätsfreisetzung aus dem Endlager für die Abfallgruppe SMA-2

("realistischer" Fall, Querdurchströmung, Durchlässigkeit des Wirtgesteins

10- 11 m/s)


NAGRA NTB 94-06 - 116 -

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Zeit [al

Fig.4.1-11: Aktivitätsfreisetzung aus dem Endlager für die Abfallgruppe SMA-3

("realistischer" Fall, Querdurchströmung, Durchlässigkeit des Wirtgesteins

10- 11 m/s)

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Zeit [al

Fig. 4.1-12: Aktivitätsfreisetzung aus dem Endlager für die Abfallgruppe SMA-4

("realistischer" Fall, Querdurchströmung, Durchlässigkeit des Wirtgesteins

10- 11 m/s)


- 117 - NAGRA NTB 94-06

Auch für die zwei Abfallsorten MIF-1 (SMA-2, dominierendes Nuklid 14C) und

MIF-3B (SMA-4, dominierendes Nuklid 241Am) wurden alternative Modellansätze

bzgl. der Beurteilung der Abfalleigenschaften eingeführt (vgl.

Abschn. 2.2.1.4). Beide Ansätze ergeben eine signifikante Reduktion der Aktivitätsfreisetzung

aus dem Nahfeld. Für 14C aus MIF-1 wird die maximale Freisetzungsrate

dadurch um einen Faktor 4 erniedrigt (Fig. 4.1-13).

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Zeit [a]

Fig. 4.1-13: Aktivitätsfreisetzung von 14C aus der Abfallsorte MIF-1 für verschiedene

Annahmen zur Sorption ("realistischer" Fall, Querdurchströmung,

Durchlässigkeit des Wirtgesteins 10- 11 m/s)

Für 241 Am in der Abfallgruppe SMA-4 wird die maximale Freisetzungsrate durch

den alternativen Modellansatz um zwei Grössenordnungen reduziert. Dabei

erfolgt auch keine Freisetzung von 241 Am aus der Abfallsorte MIF-3Ba mehr:

Wird MIF-3Ba alternativ der Abfallgruppe SMA-1 zugewiesen, so zerfällt 241Am

wegen seiner starken Sorption in dieser Abfallgruppe vollständig innerhalb des

Nahfeldes (Fig. 4.1-14).


NAGRA NTB 94-06 - 118 -

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Zeit [a]

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Fig. 4.1-14: Aktivitätsfreisetzung von 241Am aus MIF-3B für unterschiedliche

Behandlungen der Abfallsorte ("realistischer" Fall, Querdurchströmung,

Durchlässigkeit des Wirtgesteins 10- 11 m/s)

4.1.6.2 Längsdurchströmung

Für den Fall der Längsdurchströmung wurden gemäss Fig. 4.1-6 acht Parametersätze

analysiert. Fünf dieser Parametersätze können direkt mit den entsprechenden

fraktionalen Freisetzungskurven für die Querdurchströmung verglichen

werden. Dabei zeigt sich, dass in allen Fällen und für alle ~-Werte die Freisetzung

im Fall der Längsdurchströmung etwa zur gleichen Zeit wie im Fall der

Querdurchströmung beginnt. Die maximale fraktionale Freisetzungsrate der

Längsdurchströmung ist jedoch um rund einen Faktor 5 grösser als jene der

Querdurchströmung (vgl. Fig. 4.1-15).

Beim Vergleich der Resultate der Quer- und Längsdurchströmung ist zu berücksichtigen,

dass bei der Modellierung der Längsdurchströmung wegen des grossen

Modellgebietes der Aufbau der technischen Barrieren nur in einem viel geringeren

Dataillierungsgrad nachgebildet werden konnte. Um trotz der Vereinfachungen

das Verhalten der technischen Barrieren bzgl. Nuklidrückhaltung

adäquat nachzubilden, mussten - wie früher erwähnt - die Diffusionskonstanten

skaliert werden, um die Durchbruchszeiten korrekt zu modellieren. Dies bewirkt

jedoch, dass die maximale Freisetzung leicht überschätzt wird. Weiter ist auch

darauf hinzuweisen, dass bei der Längsdurchströmung das hydraulische Fliessfeld

relativ komplex ist und in gewissen Teilen der Kaverne erhöhte Wasserflüsse

auftreten. Unter Berücksichtigung dieser Tatsachen erscheint eine Abweichung


- 119 - NAGRA NTB 94-06

zwischen Längs- und Querdurchsträmung um maximal einen Faktor 5 bzgl.

maximaler Freisetzung und eine recht gute Übereinstimmung bzgl. Durchbruchszeit

akzeptabel, um beide Arten der ModelIierung bzgl. der quantifizierten

Nahfeldbarrierenwirkung als etwa gleichwertig zu betrachten. Für alle weiteren

Berechnungen im Rahmen der vorliegenden Sicherheitsanalyse wird auf die

Querdurchsträmung zurückgegriffen, da diese Art der ModelIierung die Barrierenwirkung

der technischen Barrieren detaillierter nachbilden kann und mit ihrer

ModelIierung bedeutend mehr Erfahrung vorhanden ist.

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NAGRA NTB 94-06 - 120 -

bei der als Extremannahme davon ausgegangen wird, dass das Stollensystem den

bevorzugten Freisetzungspfad für die Aktivität des gesamten Endlagers darstellt.

4.1.6.3 Dosisberechnungen für das Nahfeld

Um die Bedeutung des Nahfeldes für die Langzeitsicherheit darzustellen und um

die Bewertung der in Fig. 4.1-9 bis 4.1-12 gezeigten Aktivitätsfreisetzungen zu

ermöglichen, wurden zugehörige Dosiswerte berechnet. Für die Bestimmung

dieser Dosiswerte wird von der hypothetischen Annahme ausgegangen, dass die

Geosphäre für keines der Radionuklide eine Barrierenwirkung besitzt und dass

die berechneten Aktivitätsflüsse aus dem Nahfeld direkt in die Biosphäre

gelangen. Angenommen wurde ein Aktivitätseintrag ins Biosphärenmodellgebiet

"Engelbergertal" mit Radionuklidausbreitung und Expositionspfaden gemäss dem

in Kap. 4.3 beschriebenen Modellkonzept.

Neben dem Basisfall wird im folgenden auch der Effekt einer erhöhten hydraulischen

Durchlässigkeit des Wirtgesteins im Bereich der Endlagerkavernen

diskutiert.

Abfallgruppe

Dominierende Nuklide

Hypothetische Dosiswerte [mSv/a]

N ahfeld-Rechenfälle

K = 10. 10 m/s; K = 10. 11 m/s;

realistisch realistisch 1)

SMA-1

108Ag', 137CS, 90Sr, 93Mo, 3.1.10- 3 1.5 ·10-4

59Ni (3.1.10. 3 ) (1.5 ·10-4)

SMA-2

14C, 9OSr, 137Cs, 239pU

1.7.10. 2 1.8.10. 3

(4.3.10. 3 ) (4.6·10-4)

SMA-3 239pU, 240pU, 90Sr, 241Am 5.9.10. 3 2.8·10-4

SMA-4

241 Am, 239pU, 240pU

5.0.10. 1 5.9.10. 2

(2.3.10. 2 ) (2.9.10. 3 )

1) Basisfall

Tab. 4.1-3:

Maximale Summendosen für die verschiedenen Abfallgruppen bei

einer hypothetischen direkten Freisetzung der Radionuklide aus

dem Nahfeld in die Biosphäre, d. h. ohne Berücksichtigung der

Rückhaltewirkung der Geosphäre; die Dosiswerte in Klammern

beziehen sich auf die alternativen Modellansätze für die Ab fallsorten

MIF-l und MIF-3B (weitere Erläuterungen siehe Text)

Die für die hypothetische direkte Freisetzung in die Biosphäre berechneten

Dosiswerte sind in 'Tab. 4.1-3 aufgeführt sowie in den Figuren 5.3-la bis 5.3-1d

für den Basisfall dargestellt. Die Angaben erfolgen getrennt für die Abfallgrup-


- 121 - NAGRA NTB 94-06

pen SMA-1 bis SMA-4 sowie für die alternativen Modellansätze bzgl. der

Abfallsorten MIF-1 und MIF-3B, vgl. Abschn. 2.2.1.4.

Die Dosiswerte der Abfallgruppe SMA-1 werden bei der hypothetischen direkten

Freisetzung durch die schwach sorbierenden Radionuklide 108 Ag *, 137 es und 90Sr

dominiert. Die Actiniden tragen praktisch nicht zur Dosis bei, und die berechnete

maximale Summendosis liegt deutlich unter dem Schutzziel (siehe auch

Fig. 5.3-1a).

Die Dosiswerte der Abfallgruppe SMA-2 liegen deutlich unter dem Schutzziel

von 0.1 mSv / a und sind etwa eine Grössenordnung höher als die Dosiswerte von

SMA-1. Die Dosiswerte werden durch das als nicht sorbierend angenommene

Radionuklid 14C und das schwach sorbierende Radionuklid 90Sr dominiert (siehe

auch Fig. 5.3-1b). Diese Radionuklide stammen praktisch ausschliesslich aus

MIF-Abfällen: 14Cor aus MIF-1 und 90Sr aus MIF-5A. Wird der in Abschn.

2.2.1.4 diskutierte alternative Modellansatz für MIF -1 angewendet, so ergeben

sich daraus noch tiefere Dosen (vgl. Werte in Klammern in Tabelle 4.1-3).

Auch für die Abfallgruppe SMA-3 liegt die Dosis deutlich unter dem behördlichen

Schutzziel. Bei dieser Abfallgruppe dominieren 90Sr und die Actiniden 239pU

und 240pU die Dosis (siehe auch Fig. 5.3-1c).

Die Dosiswerte der Abfallgruppe SMA-4 werden durch 241 Am dominiert, wobei

jedoch auch die Beiträge anderer Actiniden relativ hoch sind (siehe auch Fig.

5.3-1d). Für alle Nuklide dieser Abfallgruppe wird angenommen, dass im

Endlager-Nahfeld keine Sorption stattfindet. Dies führt zu einer raschen Freisetzung

des gesamten Nuklidinventars. Für den "hypothetischen Basisfall" liegt die

berechnete Dosis unter dem Schutzziel von 0.1 mSv / a. Das Radionuklid 241 Am

stammt praktisch ausschliesslich aus dem Abfalltyp MIF-3B. Wird der in Abschnitt

2.2.1.4 diskutierte alternative Modellansatz für MIF-3B angewendet,

ergeben sich tiefere Strahlendosen, und auch für die Parametervariation mit der

erhöhten Durchlässigkeit des Wirtgesteins wird die Dosislimite eingehalten (vgl.

Werte in Klammern in Tabelle 4.1-3).

4.1.7 Schlussfolgerungen

Das Endlager-Nahfeld mit seinen technischen Barrieren sorgt während aller zu

betrachtenden Zeiten für einen äusserst wirksamen Einschluss der Radionuklide.

Für die Gesamtheit der SMA-Abfälle - für die Abfallsorten MIF-1 und MIF-3B

bei gewissen Parametervariationen nur im Falle eines alternativen Modellansatzes

bzgl. der Abfalleigenschaften - und für alle betrachteten Bedingungen

im Endlager-Nahfeld ist das Wirtgestein als Migrationsbarriere nicht erforderlich,

um bei einer Exfiltration ins Engelbergertal das behördliche Schutzziel von

0.1 mSv / a einzuhalten.

Den technischen Barrieren des Endlager-Nahfeldes wurden weitgehend konservative

Eigenschaften unterstellt. Dies betrifft die hydraulischen Durchlässig-


NAGRA NTB 94-06 - 122 -

keiten, die Porendiffusionskonstanten, den Einfluss von Kompexbildnern auf die

Sorption im Endlager-Nahfeld und die Vernachlässigung von Löslichkeitslimiten.

Einzig bei den Sorptionseigenschaften ohne Komplexbildner wurde eine konservative

Datenwahl vermieden, da sie durch umfangreiche Messungen gut

abgestützt sind.

Das konservative Vorgehen hat zur Folge, dass die berechnete Freisetzung von

schwach sorbierenden Radionukliden aus den Endlagerkavernen in das Wirtgestein

bereits nach wenigen Jahren beginnt, wobei die Verzögerung bzw. Reduktion

der Nuklidfreisetzung infolge Aufsättigung der Endlagerkavernen konservativerweise

nicht berücksichtigt wird. Obschon zur Berücksichtigung der

zeitlichen Entwicklung der Barriereneigenschaften des Endlagers SMA die drei

Fälle "optimistisch", "realistisch", "pessimistisch" verwendet wurden, zeigen die

Resultate in Fig. 4.1-7, dass der Fall "realistisch" alleine die zeitliche Entwicklung

der Barrierenwirkung des Nahfeldes genügend gut abdeckt.

Die Wirkung des Endlager-Nahfeldes beruht zu einem wichtigen Teil auf der

geringen hydraulischen Durchlässigkeit des Wirtgesteins in der Umgebung der

Endlagerkavernen. Abgeschirmt durch die geologische Barriere mit ihrer

niedrigen hydraulischen Durchlässigkeit ist der Wasserfluss durch das Nahfeld

und speziell durch die Endlagerkavernen gering. Das Verfüllmaterial zwischen

den Abfallcontainern und -gebinden sorgt zudem dafür, dass dieser geringe

Wasserfluss kanalisiert wird und nur untergeordnet durch den Abfall selber

erfolgt. Dies vermindert die Freisetzung von Radionukliden aus den Abfallcontainern

und -gebinden durch advektive Transportprozesse signifikant, so dass

die Freisetzung zu einem wesentlichen Teil durch die Diffusion bestimmt wird.


- 123 - NAGRA NTB 94-06

4.2 Geosphäre

4.2.1 Einleitung

Die Geosphären-Transportmodellierung beinhaltet die Ausbreitung der aus dem

Endlager-Nahfeld freigesetzten Nuklide bis zu ihrer Exfiltration in die Biosphäre.

Bei der Freisetzung der Radionuklide mit dem fliessenden Tiefengrundwasser

fallen der Geosphäre, genauer dem Wirtgestein und den angrenzenden geologischen

Formationen, folgende wichtige Funktionen zu:

Beschränkung des Wasserflusses durch die Endlagerkavernen

Verzögerung der Freisetzung der Radionuklide in die Biosphäre

Durch die Beschränkung des Wasserflusses, der primären Funktion des Wirtgesteins,

ergibt sich allein schon aus dem Nahfeld eine geringe Aktivitätsfreisetzunge

Zusätzlich kann die Geosphäre eine sehr effiziente Transportbarriere darstellen

und durch lange Transportzeiten U. a. die Wirksamkeit des radioaktiven

Zerfalls erhöhen.

Die Eigenschaften der Geosphäre in ihrem natürlichen Zustand können aufgrund

der bisher durchgeführten hydrogeologischen Felduntersuchungen adäquat

beschrieben werden. Allerdings muss davon ausgegangen werden, dass durch die

Plazierung des Endlagers die Geosphäre physikalischen und chemischen Einflüssen

unterworfen sein wird, welche die Barrierenwirkung der Geosphäre

beeinflussen können. Veränderungen bezüglich der Transporteigenschaften könnten

verursacht werden durch

die Ausbreitung des stark alkalischen Zementporenwassers aus dem Endlager-Nahfeld

(siehe Abschn. 2.4.6)

die Ausbreitung komplexbildender Substanzen aus den eingelagerten Abfällen

(siehe Abschn. 2.4.7).

Über die Art und Grösse der zu erwartenden Auswirkungen sind heute keine

abschliessenden Aussagen möglich. Für die vorliegende Analyse wird im Sinne

eines konservativen Ansatzes bezüglich des Einflusses von komplexbildenden

Su bstanzen für die speziell betroffenen Nuklide eine signifikante Reduktion der

Sorptionswerte angenommen (vgl. Tab. 2.4-2).

In bezug auf die Konsequenzen einer Ausbreitung alkalischer Porenwässer (pR­

Fahne) stützt sich das gewählte Vorgehen auf die folgende Argumentation: Die

alkalischen Porenwässer werden die Eigenschaften der Geosphäre verändern

(Grundwasserzusammensetzung, Mineralogie). Es gibt jedoch gute Gründe

anzunehmen, dass die alkalischen Porenwässer für die Retentionseigenschaften

der Geosphäre keine ausgeprägt ungünstigen Folgen haben werden, indem z. B.

das Sorptionsverhalten der umgewandelten Mineralien vergleichbar oder z. T.

besser ist als das der natürlichen Mineralien. In diesem Fall sind die Resultate


NAGRA NTB 94-06 - 124 -

der Berechnungen für eine ungestörte Geosphäre repräsentativ und die im

folgenden aufgezeichnete Analyse ist gerechtfertigt. Da jedoch nicht vollständig

ausgeschlossen werden kann, dass die Transport-Barrierenwirkung unter dem

Einfluss der alkalischen Porenwässer stark beeinträchtigt werden könnte, wird

auch dieser Fall im Rahmen einer robusten Analyse explizit betrachtet. Als

(über-)konservative und abdeckende Extremannahme wird dazu postuliert, dass

die Transportbarrierenwirkung der Geosphäre vollständig wegfällt. In diesem

Fall würde die Nuklidfreisetzung aus der Geosphäre direkt derjenigen der

Nahfeldrechnungen entsprechen (vgl. Kap. 5.3). Als denkbare Alternative

können die alkalischen Porenwässer aber auch zu Ausfällungen und damit zu

einem Verschluss der wasserführenden Systeme führen. Möglicherweise werden

Radionuklide in Sekundärmineralien ausgefällt und dadurch die Barrierenwirkung

der Geosphäre verbessert; dieser Fall wurde aber nicht weiter untersucht.

In bezug auf den Verbindungsstollen wird vorerst vorausgesetzt, dass er den

Nuklidtransport durch die Geosphäre nicht nachteilig beeinflusst (Referenzfall);

die Freisetzung entlang dem Verbindungsstollen wird als alternatives Szenarium

in Abschn. 5.2.1 behandelt.

4.2.2 Konzeptuelles Modell

Die Analyse der Freisetzung im Grundwasser geht von der Annahme aus, dass

die Radionuklide mit dem Tiefengrundwasser aus den Endlagerkavernen durch

das Wirtgestein und die umliegenden Gesteinsformationen in die Biosphäre

transportiert werden. Verschiedene physikalisch/chemische Rückhalteprozesse

sorgen für lange Transportzeiten vom Endlager zur Oberfläche. Dies bewirkt,

dass kurzlebige Radionuklide vor ihrer Freisetzung in die Biosphäre weitgehend

zerfallen. Vorteilhafte hydrogeologische Eigenschaften des Endlagerstandortes

gewährleisten überdies eine minimale Freisetzung auch für langlebige Nuklide.

Aufgrund der Resultate der hydrogeologischen ModelIierung sind für den Standort

Wellenberg drei potentielle Exfiltrationsgebiete und . entsprechend drei

unterschiedliche Migrationspfade für die mit dem Tiefengrundwasser vom

Endlager in die Biosphäre transportierten Radionuklide möglich (vgl. Abschn.

2.4.3):

Talfüllung/ Aquifer des Engelbergertals (Referenzfall)

Hanglage im Tal des Secklis Baches (konservative Variation)

Rutschmasse Altzellen (unwahrscheinlicher Extremfall)


- 125 -

NAGRA NTB 94-06

Horizontalschnitt

auf Kote 540m

193

t

N

I

111


Kieselkalk-Formation

"Valanginienkalk"

bzw.Diphyoides-Kalk

'Valanginien-Mergel"

bzw. Palfris-Formation

und Vitznau-Mergel

Tertiär-Formationen

Kreide-Formationen

Rutschmasse Altzellen

Drusberg-Decke

} Axen-Decke

Hauptfliessrichtu ng

Lokale Fliessrichtung

Fliessrichtung in den

Kalkformationen

Fig. 4.2-1:

Grundwasser-Fliessrichtungen als Resultat der hydrogeologischen

Modellierung des Standorts Wellenberg; wahrscheinlichstes Exfiltrationsgebiet

ist das Engelbergertal, weniger wahrscheinlich ist die

Hanglage im Tal des Secklis Baches; eine Exfiltration in die

Rutschmasse Altzellen wird als unwahrscheinlicher Extremfall

betrachtet


NAGRA NTB 94-06 - 126 -

Die Freisetzung der Nuklide in den Aquifer des Engelbergertals geschieht über

eine Migration nach Norden in die angrenzenden Kalkformationen der Drusbergdecke

(vgl. Fig. 4.2-1). Dieser Freisetzungspfad bildet den Referenzfall.

Für vereinzelte Teile des Endlagerbereichs prognostiziert das hydrodynamische

Modell unter extremen Annahmen bezüglich hydrogeologischer Randbedingungen

und bezüglich Endlager-Plazierung eine Freisetzung in die Hanglage im Tal

des Secklis Baches oder in die Rutschmasse Altzellen (NAGRA, 1993b). Diese

Exfiltrationsgebiete gelten als unwahrscheinlich und werden entsprechend als

alternative Modellansätze behandelt. In diesen Fällen würde neben dem Wirtgestein

in der näheren und weiteren Umgebung der Endlagerkavernen auch die

Rutschmasse als natürliche Transportbarriere wirksam werden.

Fig. 4.2-2:

Schematische Darstellung der Endlagerkavernen in dem durch modellhaft

angenommene, wasserführende Störungszonen begrenzten

Bereich des gering durchlässigen Wirtgesteins; die Endlagerkavernen

sind derart angeordnet, dass sie in jeder Richtung von

mindestens 100 m "intaktem" Wirtgestein umgeben sind


- 127 - NAGRA NTB 94-06

Heute kann in den Valanginien-Mergeln und den tertiären Schiefern das

Auftreten grösserer wasserführender Störungszonen bzw. Fremdgesteinseinschlüssen

nicht ausgeschlossen werden. Nach den derzeitigen Erkenntnissen

erlauben aber die Abstände zwischen den eventuell vorhandenen grossräumigen

(wasserführenden) Störungen eine Plazierung des Endlagers derart, dass die

einzelnen Kavernen von mindestens 100 m "intaktem" Wirtgestein umgeben sind.

Die Analysen zum Geosphären-Transport beschränken sich vorläufig auf das

gering durchlässige Wirtgestein des durch die auslegungsbestimmenden Störungszonen

begrenzten Bereichs um die Endlagerkavernen (siehe Fig. 4.2-2).

4.2.2.1 Wasserführende Systeme

Für den Nuklidtransport in der Geosphäre sind neben der grossräumigen hydrogeologisehen

Situation im Transportbereich vor allem die kleinräumigen Eigenschaften

der Fliesswege von Bedeutung, indem die hydrogeologischen und

geologischen Eigenschaften der wasserführenden Systeme die Transportzeit der

Radionuklide durch die betrachteten geologischen Einheiten bestimmen.

Die geologischen Felduntersuchungen am Standort W t~llenberg haben zur

Identifizierung von zwei für die TransportmodelIierung relevanten wasserführenden

Systemen geführt (vgl. Kap. 2.4 sowie NAGRA, 1993b):

kataklastische Zonen

geklüftete Kalke in Kalkbankabfolgen

Kataklastische Zonen

Die kataklastischen Zonen sind rund einen Meter mächtige Diskontinuitäten,

bestehend aus einer Abfolge von porösen "Fault Gouges" (Kluftletten) und stark

geklüfteten Gesteinspartien, eingebettet in tonig-schiefriges Nebengestein. Die

eigentliche Gesteinsmatrix ist durch alternierende Lagen von Schiefer und schiefrigem

Mergel bzw. von Kalken und kalkigem Mergel mit geringer Permeabilität

gekennzeichnet. Eine vereinfachte Darstellung einer kataklastischen Zone ist in

Fig. 2.4-2 bzw. Fig. 4.2-3 gegeben.

Innerhalb einer kataklastischen Zone werden aufgrund tektonischer und petrographischer

Kriterien die folgenden Partien unterschieden:

"FauIt Gouges" sind das Produkt einer Scherbewegung und bestehen aus fein

geriebenem Gesteinsmaterial. Die Fliessporosität beträgt rund zehn Prozent.


NAGRA NTB 94-06 - 128 -

stark geklüftetes kataklastisches Nebengestein: "Fault Gouges" sind in ein

stark geklüftetes Nebengestein eingebettet. Die beobachteten Bruchflächen

sind offen, wenn auch teilweise mit Calcit oder Pyrit belegt. Das Nebengestein

weist eine zusammenhängende Porosität auf und ermöglicht eine

Diffusion der Wasserinhaltsstoffe (Nuklide) in diese Gesteinspartie.

schwach kataklastisches Nebengestein: Das anschliessende Nebengestein

enthält seinerseits zahlreiche Mikroklüfte; die Permeabilität ist jedoch klein.

Diffusiver Stoff transport innerhalb des schwach kataklastischen Nebengesteins

ist im Prinzip möglich, wird in der Geosphären-Transportanalyse aber

konservativerweise vernachlässigt.

"Fault Gouge" und stark geklüftetes kataklastisches Nebengestein werden zu

einer Substruktur mit der Bezeichnung "kataklastische Scherzone" zusammengefasst.

Geklüftete Kalke in Kalkbankabfolgen

Die durch intakten Mergel isolierten, geklüfteten Kalke in Kalkbankabfolgen

bilden selbst kein verbundenes, wasserführendes System. Bei ihrem Auftreten

sind sie aber für den Nuklidtransport insofern von Bedeutung, als sie die für die

Retardation der Nuklide wirksame Länge des Fliessweges in den kataklastischen

Zonen stark reduzieren. In der vorliegenden Analyse wird die Retardation in

den Kalken konservativerweise vernachlässigt. Grund für diese Annahme sind

die kleine Fliessporosität der Klüftung, das beschränkte diffusionszugängliche

Volumen der Kalksteinmatrix und das potentiell schlechtere Sorptionsverhalten

für viele Radionuklide im stark kalkhaltigen Gestein.

Im Referenzfall erfolgt der Nuklidtransport durch die Geosphäre durchwegs

entlang kataklastischen Zonen. Ein Transport längs geklüfteten Kalken in

Kalkbankabfolgen wird als alternativer Modellansatz betrachtet.

Da die modellmässige Behandlung des alternativen Modellansatzes gleich wie

diejenige des Referenzfalls erfolgt (lediglich Verkürzung der retentionswirksamen

Transportdistanz), wird der Unterschied zum Referenzfall im vorliegenden

Abschnitt zusätzlich als Parametervariation diskutiert.


- 129 - NAGRA NTB 94-06


NAGRA NTB 94-06 - 130 -

4.2.2.2 Transportmechanismen

Das Modell für den Nuklidtransport in der Geosphäre berücksichtigt den advektiven

und diffusiven Transport der Radionuklide mit dem in den wasserführenden

Systemen strömenden Tiefengrundwasser. Lokal unterschiedliche

Fliesswegcharakteristiken (Porosität, Tortuosität) führen zu einer hydromechanischen

Dispersion und damit zu einer Verschmierung der Transportfront. Das

Modell berücksichtigt die retardierende Wirkung der (reversiblen) Nuklidsorption

am Gestein sowie den radioaktiven Zerfall für Einzelnuklide und Zerfallsketten.

Die Bedeutung der Diffusion liegt darin, dass sie das Eindringen der

Radionuklide in angrenzende, zugängliche Gesteinspartien mit stagnierendem

Porenwasser ermöglicht (Matrixdiffusion).

Der Transport der Radionuklide in der Geosphäre wird bestimmt durch

den Wasserfluss in den wasserführenden Systemen (Trennflächen)

die Geometrie der wasserführenden Systeme

die Diffusion in der Gesteinsmatrix

das Sorptionsverhalten der Nuklide

Die wichtigsten Komponenten der wasserführenden Systeme, welche den Nuklidtransport

in der Geosphäre bestimmen, sind in Fig. 4.2-4 schematisch dargestellt.

Diffusionszugängliche Porosität

in Kluftfüllung

FI i essporosität

Diffusionszugängliche Porosität

in der Matrix

Fig. 4.2-4:

Wichtige Komponenten wasserführender Systeme (generisch) und

ihre Bedeutung für den Stoff transport


- 131 - NAGRA NTB 94-06

4.2.3 Mathematisches Modell

4.2.3.1 Advektions-jDispersionsgleichung

Unter vereinfachten Annahmen in bezug auf den geometrischen Aufbau der

wasserführenden Systeme (hier der kataklastischen Zonen) lassen sich die Transportprozesse

in der Geosphäre durch ein einfaches mathematisches Modell beschreiben.

Für eine Geometriekonvention gemäss Fig. 4.2-5 lautet die partielle

Differentialgleichung zur Beschreibung des eindimensionalen advektiv-dispersiyen

Transportes eines Nuklides einer Zerfallskette innerhalb einer planaren

(verfüllten) Trennfläche unter Berücksichtigung der Matrixdiffusion:

ac I. . d 2 Cf,' acf,i e'D ac.

,1 - V'-' - A.·R_.·C. + A. ·R. ,c. + ~.~ (GI. 4.2-1)

'/.1 Ot p ax2 fax 1 ·'},I 1.1 1-1 1.,-1 1.1-1 tjb az

R .. _,1 = D . __

t=b

Die Differentialgleichung für den diffusiven Transport innerhalb der angrenzenden

Gesteinsmatrix (Matrixdiffusion) ist gegeben durch:

R " acm,i = D . cPCm,i - J.... 'R . -C . + A. l'R . l'C . 1

m,' at m az 2 • m,I m,' ,- "','- "','-

(GI. 4,2-2)

wobei

Rf,' ,I

Rm,i

Konzentration des Nuklids i im Grundwasser innerhalb der

durchströmten Trennfläche [mol/m 3 ]

Konzentration des Nuklids i im Porenwasser der Gesteinsmatrix

[mol/m 3 ]

Retentionsfaktor für den Transport des Nuklids i in der Trennfläche [-]

Retentionsfaktor für den diffusiven Transport des Nuklids i in der

Gesteinsmatrix [-]

Dispersionskoeffizient für den Transport innerhalb der Trennfläche

[m 2 /s]

(Porenwasser-) Diffusionskoeffizient der Gesteinsmatrix [m 2 /s]

effektive hydraulische Geschwindigkeit [m/s]

Zerfallskonstante für das Nuklid i [1/s]

(Fliess-) Porosität der Trennfläche [m 3 /m 3 ]

diffusionszugängliche Porosität der Gesteinsmatrix [m 3 /m 3 ]

Breite der Trennfläche [m]


NAGRA NTB 94-06

- 132 -

Advektion/Dispersion --=------""

(Oberflächen-) Sorption

Trennfläche

Diffusion --­

Sorption

2'b

i

Gesteinsmatrix

Tiefe der diffusionszugänglichen Gesteinsmatrix (Matrixdiffusion)

Fig. 4.2-5:

Modellhafte Betrachtung des Nuklidtransports in einer wasserführenden

Trennfläche unter Berücksichtigung der Diffusion in die

angrenzende Gesteinsmatrix

4.2.3.2 Rand- und Anfangsbedingungen

Die Nuklidkonzentration am Anfang des Fliessweges wird durch die zeitabhängige

Freisetzung aus dem Nahfeld festgelegt. Unter der Annahme einer grossen

Verdünnung der aus der Geosphäre freigesetzten Aktivität wird am Ende des

Fliessweges eine Null-Konzentration angenommen.

Für die Konzentration an den Grenzen der Gesteinsmatrix gelten die folgenden

Bedingungen:

entlang dem Fiiessweg (GI. 4.2-3)

für z = z, (GI. 4.2-4)

wobei z, der maximalen, durch Diffusion zugänglichen Tiefe der Gesteinsmatrix

entspricht.

Die Anfangsbedingungen werden durch eine Null-Konzentration in der Trennfläche

und der Gesteinsmatrix festgelegt.


- 133 - NAGRA NTB 94-06

4.2.3.3 Matrixdiffusion und effektiver Retentionsfaktor

Der Transport der Radionuklide durch die Geosphäre wird durch Sorptionsvorgänge

am Gestein sowie durch Diffusionsprozesse gegenüber der Strömung des

Grundwassers zum Teil erheblich verzögert.

Der geometrische Aufbau der kataklastischen Scherzone, welche sich durch eine

grosse Porosität der "Fault Gouge" und eine starke Klüftung des kataklastischen

Nebengesteins auszeichnet, erlaubt eine Diffusion der Nuklide in Bereiche mit

stagnierendem Porenwasser. Aus rechen technischen Gründen erfolgt die

Matrixdiffusion in der vorliegenden Analyse nur aus den offenen Bruchflächen

und beschränkt sich ausschliesslich auf den Bereich des stark kataklastischen

Nebengesteins (limitierte Matrixdiffusion).

Die Rückhaltung der Nuklide innerhalb der "Fault Gouge" lässt sich vereinfacht

durch einen effektiven Retentionsfaktor ausdrücken. Dieser entspricht dem

Verhältnis des gesamten (mobilen und fixierten) zum mobilen Stoffinhalt innerhalb

des advektiv durchströmten Teils (bestehend aus offenen Bruchflächen und

"Fault Gouge") eines repräsentativen Volumenelements der kataklastischen

Scherzone. Unter der Annahme einer vereinfachten Geometrie gemäss Fig. 4.2-6

lässt sich für den effektiven Retentionsfaktor des adv~ktiv durchströmten

Bereichs der folgende Ausdruck ableiten:

€1 • R 1

R = f

1 + ------

__ Y2_' _41_ +_E_,

(1-E g

) • Y1 . Zz

1-t,

(GI. 4.2-5)

mit

(GI. 4.2-6)

Für den Retentionsfaktor innerhalb des stark kataklatischen Nebengesteins

(Bereich für Matrixdiffusion, Bezeichnung R m in GI. 4.2-2) gilt

(1-€2) . P2 . K d

,2

~ = 1 + -------=­

€2

(GI. 4.2-7)

wobei

effektiver Retentionsfaktor [-]

mittlere Breite der "Fault Gouge" [m]

mittlere Ausdehnung des stark kataklastischen Nebengesteins (oder

mittlere Einzellänge der offenen Bruchflächen) [m]

mittlere Breite der (offenen) Bruchflächen [m]

mittlerer Abstand der Bruchflächen [m]

Fliessporosität der "Fault Gouge" [m 3 1m 3 ]


:=:=====::::

NAGRA NTB 94-06 - 134 -

E J,2

Kd,J(2)

diffusionszugängliche Porosität der "Fault Gouge"-Füllung (1) bzw. des

stark kataklastischen Nebengesteins (2) [m 3 /m 3 ]

feste Dichte der "Fault Gouge"-Füllung (1) bzw. des stark kataklastischen

Nebengesteins (2) [kg/m 3 ]

Gleichgewichts-Verteilungskoeffizient (elementspezifisch) in der "Fault

Gouge" (1) bzw. im stark kataklastischen Nebengestein (2) [m 3 /kg]

I

.~

"Fault Gouge"

~I


- 135 - NAGRA NTB 94-06

4.2.4 Rechenprogramm

Das Programm RANCHMD (HADERMANN & ROESEL, 1985) berechnet den

eindimensionalen advektiv-dispersiven Transport von Einzelnukliden und

Zerfallsketten in wasserführenden Systemen, die durch ein Netzwerk von

entweder planaren Klüften oder röhrenförmigen Kanälen repräsentiert werden.

Das Programm berücksichtigt die Diffusion der Radionuklide in das stagnierende

Porenwasser der angrenzenden Gesteinsmatrix und die lineare Sorption auf den

Festphasen innerhalb des Transportbereichs gemäss den in Abschn. 4.2.3

aufgeführten Gleichungen.

Der Anwendungsbereich des Transportprogramms ist ausserordentlich breit und

erstreckt sich von Sicherheitsanalysen für nukleare Endlager bis hin zur Auswertung

von dynamischen Kolonnenversuchen im Labormassstab. Eine Verifizierung

von RANCH MD hat im Rahmen mehrerer internationaler Studien

(SKI, 1984; SKI, 1986; SKI, 1990) stattgefunden.

4.2.5 Inputdaten

Die für die Simulation des Nuklidtransports durch die Geosphäre notwendigen

Parameter umfassen im Rahmen des vorgeschlagenen Modellansatzes und unter

Verwendung des Programmcodes RANCHMD

Daten zur hydraulischen und geometrischen Beschreibung der wasserführenden

Systeme

elementspezifische Sorptionsdaten zur Charakterisierung der physikalisch/­

chemischen Wechselwirkung der Radionuklide mit den relevanten Gesteinspartien.

4.2.5.1 Datensatz zu den wasserführenden Systemen

Durch die Felduntersuchungen am Standort Wellenberg wurde das Wirtgestein

(Valanginien-Mergel und angrenzende tertiäre Schiefer) u. a. auch bezüglich

seiner Transporteigenschaften charakterisiert. Die Auswertung der experimentellen

Befunde, welche in NAGRA (1993b) dokumentiert und in Kapitel 2.4

zusammengefasst sind, dient als Grundlage für die F estlegung der für die

Behandlung des Geosphärentransports erforderlichen Modellparameter.

Die Analyse des Geosphärentransports beschränkt sich auf den durch auslegungsbestimmende

Störungszonen bzw. Fremdgesteinseinschlüsse begrenzten

Bereich des gering durchlässigen Wirtgesteins. Die Berechnungen setzen voraus,

dass der Grundwasserfluss im betrachteten Teil der Geosphäre in einem System

von vernetzten kataklastischen Zonen erfolgt, die (als alternativer Modellansatz

des Referenz-Szenariums) durch eventuell vorhandene Kalke in Kalkbankabfolgen

unterbrochen sein können (vgl. Abschn. 2.4.4).


NAGRA NTB 94-06 - 136 -

Für eine systematische Beschreibung der Geometrie im Hinblick auf Modellrechnungen

werden innerhalb der kataklastischen Zonen die folgenden Substrukturen

unterschieden:

kataklastische Scherzone Substruktur der kataklastischen Zone, zusammengesetzt

aus poröser "Fault Gouge" und geklüftetem,

stark kataklastischem Nebengestein

"Fault Gouge"

Sub struktur der kataklastischen Scherzone; wasserführende

Trennfläche mit diffusionszugänglichem

offene Bruchfläche

Füllmaterial

Substruktur der kataklastischen Scherzone; offene

(wasserführende) Bruchflächen innerhalb des stark

kataklastischen Nebengesteins der "Fault Gouge"

Matrix stark kataklastisches Nebengestein der "Fault

Gouge" bzw. der offenen Bruchflächen mit diffusionszugänglichem

Porenraum (Matrixdiffusion)

Matrixdiffusion aus der kataklastischen Scherzone in das schwach kataklastische

Nebengestein bzw. in das tonig-schiefrige Nebengestein wird in der vorliegenden

Analyse konservativerweise nicht berücksichtigt.

Das Auslegungskonzept des Endlagers SMA am Standort Wellenberg geht davon

aus, dass die Kavernen innerhalb des hydraulisch gering durchlässigen Bereichs

derart angeordnet werden, dass die Transportdistanz im "intakten" Wirtgestein

minimal 100 m beträgt. Die massgebenden hydraulischen Eigenschaften sind

damit charakterisiert durch (vgl. Tab. 2.4-1):

mittlere hydraulische Durchlässigkeit

mittlerer hydraulischer Gradient

mittlere Transmissivität der kataklastischen Zonen

10- 11

0.4

10- 9

N eben deIn ungestörten Bereich der Geosphäre werden vorerst keine weiteren

geologischen Einheiten als natürliche Transportbarrieren berücksichtigt. Damit

beträgt die Fliessweglänge für die Geosphären-Transportrechnungen 100 In.

Handelt es sich beim präferentiellen Fliessweg um kataklastische Zonen, welche

im Sinne eines alternativen Modellansatzes mit geklüfteten Kalkbankabfolgen in

Verbindung stehen, so wird wegen der vergleichsweise unbedeutenden Barrierenwirkung

der Kalke der retentionswirksame Teil des Fliessweges gemäss konservativer

Schätzung auf eine Länge von 20 m reduziert (vgl. auch Abschn.

2.4.4). Die hydraulischen Eigenschaften der kataklastischen Zonen und der

mittlere hydraulische Gradient des Wirtgesteins bleiben dabei unverändert.

Der den Untersuchungen zugrundeliegende konzeptionelle Aufbau des Geosphären-Transportbereichs

mit den darin eingebetteten kataklastischen Zonen und

deren Substruktur ist in Fig. 4.2-3 dargestellt. Die hydraulischen und geometrischen

Parameter und die zugehörigen Zahlenwerte sind, basierend auf Tab.

2.4-1, in Tab. 4.2-1 zusammengefasst.


- 137 - NAGRA NTB 94-06

System parameter Einheit Referenzwert

Geosphären-Transportbereich

hydraulische Durchlässigkeit m/s 10- 11

hydraulischer Gradient rn/rn 0.4

Transportquerschnitt 1) m 2 500 x 500

Wasserfluss m 3 /a 31.5

effektive Fliessporosität m 3 /m 3 2.0-10-4

effektive Fliessgeschwindigkeit m/a 0.63

Pec1et-Zahl 10

Kataklastische Zone

Breite m 1.0

Transmissivität m 2 /s 10- 9

Spurlänge (Einzellänge) m 200

Gesamtlänge über dem Transportquerschnitt m 2'500

Substruktur "Kataklastische Scherzone"

Breite m 0.11

Abstand 2) m 0.3

Substruktur "Fault Gouge"

Breite m 0.01

Abstand m 0.3

Fliessporosität m 3 /m 3 0.1

Füllmaterial

- diffusionszugängliche Porosität m 3 /m 3 0.02

- feste Dichte kg/m 3 2'650

Substruktur "Offene Bruchfläche"

Öffnungsweite m 0.001

Abstand m 0.02

Einzellänge m 0.05

Matrix (Matrixdiffusion)

maximale Tiefe (topologisch) m 0.01

Porosität m 3 /m 3 0.02

feste Dichte kg/m 3 2'650

(Porenwasser-)Diffusionskonstante m 2 /s 5.10- 12

1)

2)

Die angenommene Querschnittfläche des Geosphären-Transportbereichs hat für die Berechnung

der Aktivitätsfreisetzung keine Bedeutung; hier dient sie zur Normierung verschiedener

abgeleiteter Grössen, welche zu einer besseren Veranschaulichung der Transportbedingungen

beitragen

'

Drei parallel gelagerte kataklastische Scherzonen bilden zusammen eine kataklastische Zone

Tab. 4.2-1:

Geometrische und hydraulische Parameterisierung der kataklastischen

Zonen innerhalb des Geosphären-Transportbereiches (vgl.

Fig. 2.4-2 und NAGRA, 1993b)


NAGRA NTB 94-06 - 138 -

4.2.5.2 Sorptionsdaten

Als Sorptionsparameter werden in den Transportrechnungen für die "Fault

Gouge" und für das stark geklüftete, kataklastische Nebengestein aufgrund der

vergleichbaren Mineralogie dieselben ~-Werte verwendet. Eine Zusammenstellung

des Sorptionsdatensatzes ist in Tab. 2.4-2 enthalten.

4.2.5.3 Quellterm

Für den Aktivitätseintrag in die Geosphäre (Quellterm) wurden unter Berücksichtigung

der entsprechenden hydrogeologischen Bedingungen die Resultate der

N ahfeld-Rechnungen für den realistischen Fall bei querdurchsträmten Endlagerkavernen

verwendet. In den Berechnungen wurden die Abfallgruppen SMA-1

bis SMA-4 jeweils separat behandelt.

Inventargruppe Betrachtete Einzelnuklide Halbwertszeit [a]

137CS 3.03.10 1

129 1 1.57.10 7

108Ag' 1.27.10 2

94Nb

2.03·l(t

93Mo

3.50·1(f

SMA-1 90Sr 2.88.10 1

79Se

6.50·l(t

6. 1 Ni 1.00.10 2

59Ni 7.60.10 4

4°K 1.28.10 9

36CI

3.01· lOS

137Cs 3.03.10 1

SMA-2 90Sr 2.88.10 1

14C

5.73·1(f

137CS 3.03.10 1

SMA-3 126Sn 1.oo·1OS

90Sr 2.88.10 1

SMA-4

137Cs 3.03.10 1

90Sr 2.88.10 1

63Ni 1.00.10 2

59Ni 7.60·1~

6OCO 5.27

14C

5.73·1(f

l08Ag' bedeutet J08mAg

Tab. 4.2-2:

Sicherheitsrelevante Einzelnuklide der Abfallgruppen SMA-1 bis

SMA-4


- 139 - NAGRA NTB 94-06

Die Auswahl der für die Analyse der Langzeitsicherheit relevanten Radionuklide

erfolgte vorgängig zu den detaillierten Berechnungen auf der Grundlage einer

vereinfachten Toxizitätsbetrachtung. Für die Geosphären-Transportrechnungen

wurden Einzelnuklide nur dann berücksichtigt, wenn ihre aus dem Nahfeld

freigesetzte Aktivität signifikant zur Gesamttoxizität der jeweiligen Abfallgruppe

beiträgt. Die entsprechende Nuklidauswahl ist in Tab. 4.2-2 aufgeführt.

Für die Abfallgruppen SMA-2 bis SMA-4 zeigen sich neben den aufgeführten

Einzelnukliden besonders die Actiniden als sicherheitstechnisch bedeutungsvoll.

Tab. 4.2-3 vermittelt einen Überblick über die in den Geosphären-Transportrechnungen

für alle Abfallgruppen betrachteten Actiniden. Die Zusammenstellung

zeigt, dass innerhalb der Zerfallsketten die kurzlebigen Tochternuklide

nicht explizit berücksichtigt wurden; ihr Beitrag zur Strahlenexposition wurde

aber in den späteren Dosisbetrachtungen mit einbezogen.

Zerfallskette Nuklid Halbwertszeit [a]

244Cm 1.81.10 1

240pu

6.56· ur

236U 2.34.10 7

4N 232Th 1.41.10 10

228Ra 5.75

232U 6.89.10 1

4N+1

m-rh 1.91

245Cm

8.50·1()"'

241pU 1.44.10 1

241Am

4.32·1OZ

237Np 2.14,10 6

233U 1.59·1(1

229Th 7.34·1~

246Cm 4.75·1~

242pU

3.73· lOS

238U 4.47.10 9

242Am .

1.41·102-

4N+2 238pU 8.77.10 1

234U

2.46· lOS

23~h 7.54.10 4

226Ra 1.60·1~

4N+3

243Cm 2.85.10 1

243Am 7.36·1~

239pU 2.41.10 4

235U 7.04.10 8

231Pa

3.28-l(t

227Ac 2.18-10 1

Tab. 4.2-3:

Zerfallsketten - betrachtete Actiniden


NAGRA NTB 94-06 - 140 -

4.2.5.4 Parametervariationen

Die Parameterwerte für den Referenzfall der Geosphären-Transportrechnungen

sind in Tab.4.2-1 festgehalten. Um vorhandenen Ungewissheiten genügend

Rechnung zu tragen, wurden bezüglich der hydraulischen Inputparameter die

folgenden konservativen Variationen betrachtet:

hydraulische Durchlässigkeit

Transmissivität der wasserführenden Systeme

Für den Fall, dass die kataklastischen Zonen im gering durchlässigen Bereich

des Wirtgesteins mit geklüfteten Kalkbankabfolgen interferieren, wurde statt der

vollen Transportdistanz von 100 m eine reduzierte retentionswirksame Fliessweglänge

von 20 m vorausgesetzt. Der alternative Modellansatz für geklüftete

Kalkbankabfolgen wurde damit im Sinne einer reinen Parametervariation der

Fliessweglänge für kataklastische Zonen behandelt. Die übrigen Eigenschaften

der kataklastischen Zonen wurden dabei unverändert beibehalten.

Im Sinne einer Sensitivitätsanalyse wurde der Reduktionsfaktor FR für die

~-Werte in der Geosphäre für die betreffenden, in der Tab. 2.4-2 aufgeführten

Nuklide der Abfallgruppen SMA-2, SMA-3 und SMA-4 vom Referenzwert 100

auf den konservativen Wert 1'000 gesetzt.

Als günstigere Varianten bzgl. der Geosphäreneigenschaften wurde schliesslich

der Einfluss einer längeren Transportdistanz von 200 m und einer kleineren

Transmissivität der kataklastischen Zonen von 10- 10 m 2 js untersucht.

4.2.6 Resultate zum Verhalten der Geosphäre

In bezug auf eine Freisetzung der Radionuklide mit dem fliessenden Tiefengrundwasser

kann die Geosphäre bzw. das Wirtgestein folgendes bewirken:

Begrenzung des Wasserflusses durch das System der technischen Barrieren

(Wirkung als hydraulische Barriere)

Limitierung der Aktivitätsfreisetzung in die Biosphäre durch eine effiziente

Rückhaltung (Wirkung als Transportbarriere )

Die hydraulische Barrierenwirkung der Geosphäre bestimmt primär die Nuklidfreisetzung

aus dem Nahfeld und wurde dementsprechend in Kap. 4.1 ausführlich

behandelt.

Die nachfolgende Beurteilung der Wirksamkeit der Geosphäre als Transportbarriere

basiert auf dem Vergleich der maximalen Freisetzungsraten aus dem

Nahfeld und der Geosphäre. Die Resultate zeigen, dass die Barrierenwirkung

der Geosphäre ausgesprochen stark abhängt


- 141 - NAGRA NTB 94-06

von den Eigenschaften des betrachteten Radionuklids (Halbwertszeit, Sorptionsver

halten)

von der postulierten Auswirkung einer Freisetzung von Komplexbildnern aus

dem Endlager

von den Eigenschaften der wasserführenden Systeme.

Für die sicherheitsrelevanten Nuklide der betrachteten Abfallgruppen SMA-l bis

SMA-4 (vgl. Zusammenstellung in Tab. 4.2-2 und 4.2-3) stellt die Geosphäre bei

Verwendung der Referenzwerte der wichtigsten Transportparameter

Transmissivität der wasserführenden Systeme

Fliessweglänge

Reduktionsfaktor für die Sorption in der Geosphäre

für SMA-2, SMA-3, SMA-4

100

eine ausgesprochen wirksame Transportbarriere dar.

10 9

10 1 10°

10° 10 3

93Mo

10 8

10 7

10 6

10 3

10 2

10 1

Zeit [al

r;'

e- lOS

~

~

10 4

Fig.4.2-7:

Abfallgruppe SMA-1 - zeitlicher Verlauf der Freisetzung sicherheitsrelevanter

Nuklide aus der Geosphäre im Referenzfall; mittlere

Durchlässigkeit des Wirtgesteins 10- 11 m/s, Transmissivität der

kataklastischen Zonen 10- 9 m 2 /s, Fliessweglänge 100 m

Die zeitabhängige Freisetzung aus der Geosphäre ist für die Abfallgruppe

SMA-1 in Fig. 4.2-7 und für SMA-4 in Fig. 4.2-8, hier berechnet mit FR = 1'000,

dargestellt. Die kurzlebigen, zum Teil nur schwach sorbierenden Einzelnuklide

wie 63Ni, 9OSr, 108 Ag * und 137CS zerfallen praktisch vollständig innerhalb der Geo-


NAGRA NTB 94-06 - 142 -

sphäre. Eine nennenswerte Freisetzung schwach sorbierender, langlebiger

Nuklide setzt verhältnismässig spät ein. Die Actiniden der Abfallgruppe SMA-1

werden kaum freigesetzt, diejenigen der Abfallgruppe SMA-4 trotz schwacher

Sorption erst nach mehreren tausend Jahren. Das Anfangsinventar des für

SMA-4 wichtigsten Nuklids, nämlich 241Am, ist zu diesem Zeitpunkt weitgehend

zerfallen.

10 9

10 8

,...,

10'

i lOS

~

10 4

10 6 ....... 239Pu., .......................... .

10 3

10 2

10 1

10 0

10° 10 1 10 3

Zeit [al

Fig. 4.2-8:

Abfallgruppe SMA-4 - zeitlicher Verlauf der Freisetzung sicherheitsrelevanter

Nuklide aus der Geosphäre; mittlere Durchlässigkeit

des Wirtgesteins 10. 11 m/s, Transmissivität der kataklastischen

Zonen 10. 9 m 2 /s, Fliessweglänge 100 m; der durch die komplexbildenden

Substanzen der Abfälle bedingte Reduktionsfaktor für die

Sorption in der Geosphäre wurde konservativ als 1'000 vorausgesetzt

Die im Sinne von Parametervariationen verwendeten stark konservativen

Transportparameter - beispielsweise bezüglich der Transmissivität der wasserführenden

Systeme, der Fliessweglänge oder der Sorption - bewirken eine Verschlechterung

der Barrierenwirkung. Für mehrfach konservative Annahmen,

welche in einem ausgewogenen Mass die Ungewissheiten bzgl. der Transportparameter

berücksichtigen, bleibt die Barrierenwirkung für den grässten Teil der

Abfälle erhalten. Für die sicherheitsrelevanten Nuklide in einem kleinen Teil der

Abfälle führen gewisse Mehrfach-Konservativitäten jedoch dazu, dass die

Geosphäre keine zusätzliche Reduktion der Freisetzung gegenüber dem Nahfeld

bewirkt. Die Transportzeit wird für mehrere sicherheitsrelevante Nuklide im


- 143 - NAGRA NTB 94-06

Vergleich zur Halbwertszeit zu klein, als dass sich der radioaktive Zerfall

während des Transports vorteilhaft auswirken könnte.

Einige Resultate der umfassend durchgeführten Sensitivitätsanalyse sind in den

nachfolgenden Figuren zusammengestellt. Der Vergleich zwischen Fig. 4.2-7

(Fliessweglänge 100 m) und Fig. 4.2-9 (Fliessweglänge 20 m) illustriert anband

der Abfallgruppe SMA-1 den Einfluss der Transportdistanz auf die berechneten

Freisetzungskurven. Die Auswirkung ist vor allem für das langlebige, relativ gut

sorbierende 59Ni besonders ausgeprägt.

10 9

10 8

10 7

10 6

,....,

~

0- 10 5

~

~

10 4

10 3

10 2

10 1

10°

10° 10 1 ~93Mo

: :

.................. ! .......................... 'j' ..................................................... ..

10 3

Zeit [a]

Fig. 4.2-9:

Abfallgruppe SMA-1 - zeitlicher Verlauf der Freisetzung sicherheitsrelevanter

Nuklide aus der Geosphäre entlang eines kurzen

retentionswirksamen Fliessweges; mittlere Durchlässigkeit des Wirtgesteins

10- 11 mls, Transmissivität der kataklastischen Zonen

10- 9 m 2 I s; der wirksame Fliessweg in den kataklastischen Zonen ist

durch die Anwesenheit geklüfteter Kalkbankabfolgen auf eine

Länge von 20 m reduziert


NAGRA NTB 94-06 - 144 -

Die maximalen Freisetzungsraten aus Nahfeld und Geosphäre einer Auswahl

wichtiger Actiniden der Abfallgruppe SMA-4 sind in Fig. 4.2-10 dargestellt. Das

Diagramm zeigt die Abhängigkeit der Geosphären-Freisetzung von der Transmissivität

der wasserführenden Systeme. Selbst bei einer Länge des wirksamen

Fliessweges von nur 20 m (d. h. in Anwesenheit geklüfteter Kalke in Kalkbankabfolgen)

ist die Barrierenwirkung der Geosphäre bei der erwarteten Transmissivität

in bedeutendem Mass gegeben. Bei der Interpretation von Fig. 4.2-10

ist zu berücksichtigen, dass sich der Beitrag einiger Tochternuklide im Falle

einer verbesserten Barrierenwirkung durch den Zerfall der Mutternuklide

erhöht.

10 12

10 2 ~~~---1 • 239Pu

10 11

Nuklide

,......,

Cd

t:r

10 10

.................................................................................... 240Pu

~ 10 9

f 10·

.....

CI'J 10 7

.................................... 238Pu

cu

~

10 11 6

m

242Pu

CD

""a

238U

loS

.~

~ 234U

~

10'"

~ 230Th

10 3

NF GEO /10- 8 GEO /10- 9

Barrierel Transmissivität [m 2 /s]

.................................................................................... ~1241Am

• 237Np

.................................................................................... D 242Am*

• 243Am

Fig. 4.2-10: Abfallgruppe SMA-4 - Abhängigkeit der maximalen Freisetzungsrate

sicherheitsrelevanter Nuklide (Actiniden) von der Transmissivität

der kataklastischen Zonen und Vergleich mit der Freisetzung

aus dem Nahfeld; mittlere Durchlässigkeit des Wirtgesteins

10- 10 mls, Länge des wirksamen Fliessweges auf 20 m beschränkt;

der Reduktionsfaktor für die Sorption in der Geosphäre wurde

konservativerweise als 1'000 vorausgesetzt


- 145 - NAGRA NTB 94-06

Der mittlere Wasserfluss durch das Endlager bestimmt die Radionuklidfreisetzung

aus dem Nahfeld (Quellterm). Die Barrierenwirkung der Geosphäre (hier

definiert als das Verhältnis der maximalen Freisetzung aus der Geosphäre und

dem Nahfeld) hängt nicht vom mittleren Wasserfluss durch den Transportbereich

ab, sondern vom spezifischen Wasserfluss in den einzelnen wasserführenden

Strukturen (Wasserfluss pro Meter Länge senkrecht zur Fliessrichtung, bestimmt

durch die Transmissivität). Dies folgt aus theoretischen Überlegungen und wird

durch die in Fig. 4.2-11 dargestellten Ergebnisse bestätigt.

10 10 c:-------------------------,

GEO /10- 10

Nuklide

........................................................................ 137Cs

n 1291

............................................ 108Ag*

[J 94Nb

.............................. 93Mo

.9OSr

m 79Se

• 63Ni

.""",.... ~ ........, ~ 59Ni

g40K

~~~...IlL~~1tlJ • 36Cl

GEO /10- 11

Barriere I Hydraulische Durchlässigkeit [m/s]

Fig. 4.2-11: Abfallgruppe SMA-1 - Abhängigkeit der maximalen Geosphären­

Freisetzungsrate sicherheitsrelevanter Nuklide von der mittleren

hydraulischen Durchlässigkeit des Wirtgesteins und Vergleich mit

der zugehörigen Freisetzung aus dem Nahfeld; Transmissivität der

kataklastischen Zonen 10- 9 m 2 /s, Länge des wirksamen Fliessweges

auf 20 m beschränkt


NAGRA NTB 94-06 - 146 -

Aufgrund des beschränkten experimentellen Datensatzes über den Einfluss von

den aus dem Endlager freigesetzten Komplexbildnern auf das Sorptionsverhalten

der Radionuklide in der Geosphäre wurden die ~-Werte für die Abfallgruppen

SMA-2 bis SMA-4 gegenüber dem Fall ohne Komplexbildner um einen Faktor

FR = 100 (Referenzwert) bzw. 1'000 (Parametervariation) reduziert. Der

zweitgenannte Wert dürfte als extrem konservativ einzustufen sein.

Die Abhängigkeit der maximalen Freisetzungsraten vom gewählten Sorptionsdatensatz

ist für eine Nuklidauswahl der Abfallgruppe SMA-4 in Fig. 4.2-12

dargestellt. Das Diagramm vergleicht, bei konservativen Annahmen bezüglich

der übrigen Transportparameter, die Maximalwerte für einen Reduktionsfaktor

von 1'000 mit denjenigen für einen Reduktionsfaktor von 100. Wie die Figur

verdeutlicht, ist der Einfluss des gewählten Sorptionsdatensatzes auf die Geosphärenfreisetzung

markant.

~

10 12

~ 10'

§ 10

8

~

C/J

.-0

~

110 6

loS

:g 10 4

10 Nuklide

11

10 10

.240Pu

R 241Am

• 237Np

10 7

238Pu

111 242Pu

m 238U

~ 234U

~ 230Th

10 3

·.. ·· .. ~~se·····1 im 243Am

10 ~~~--l 2 • 239Pu

NF GEO/FR-1OOO GEO/FR-lOO

Barriere/ Reduktionsfaktor

[] 242Am*

Fig. 4.2-12: Abfallgruppe SMA-4 - Abhängigkeit der maximalen Freisetzungsrate

sicherheitsrelevanter Nuklide (Actiniden) vom Sorptionsdatensatz

in der Geosphäre (Reduktionsfaktor 100 bzw. 1'000 gegenüber

Abfällen ohne Komplexbildner); die Maximalwerte werden mit

denjenigen der Nahfeld-Freisetzung verglichen; mittlere Durchlässigkeit

des Wirtgesteins 10- 10 mjs, Transmissivität der kataklastisehen

Zonen 10- 8 m 2 js, Länge des Fliessweges 100 m


- 147 - NAGRA NTB 94-06

4.2.7 Schlussfolgerungen

Die Hauptaufgabe der Geosphäre bzw. des Wirtgesteins besteht darin, den

Wasserfluss durch die Endlagerkavernen zu beschränken. Wie in Kap. 4.1

besprochen wurde, genügt die Barrierenwirkung des Nahfelds praktisch alleine,

um eine genügende Sicherheit zu gewährleisten. Zusätzlich kann die Geosphäre

jedoch eine sehr effiziente Transportbarriere darstellen.

Mit den durchgeführten Analysen wurde ein weiter Bereich der Geosphären­

Parameter untersucht. Es zeigte sich, dass nur bei einer Anhäufung von Konservativitäten

der Beitrag der Geosphäre zur Reduktion der Nuklidfreisetzung in

die Biosphäre klein ist.

Auf der Grundlage der heutigen Kenntnisse über die geologische bzw. hydrogeologisehe

Situation und die Zusammensetzung der betrachteten schwach- und

mittel aktiven Abfälle lässt die Analyse des Geosphärentransports die Ableitung

folgender Richtwerte zu, für welche die Geosphäre am Standort Wellenberg die

Nuklidfreisetzung signifikant reduzieren kann:

spezifischer Wasserfluss im gering

durchlässigen Wirtgestein (Endlagerzone) ~ ..... 4.10- 11 m/s

Transmissivität der wasserführenden Systeme ~ ..... 10- 8 m 2 /s

Fliessweglänge in kataklastischen Zonen ~ ..... 20 m

Zudem ist zu erwähnen, dass die bisher in der Analyse nicht berücksichtigten

natürlichen Barrieren ausserhalb des 100 m weit reichenden Bereichs des gering

durchlässigen Wirtgesteins wahrscheinlich eine bedeutende Sicherheitsreserve

darstellen. Auf der Grundlage vorläufiger Untersuchungen ergibt sich ein

potentiell signifikantes Rückhaltevermögen der

auslegungs bestimmenden Störungszonen

Rutschmasse (betrifft die wenig wahrscheinliche Freisetzung in die Hanglage

im Tal des Secklis Baches bzw. in die Rutschmasse Altzellen).

Alternative Modellansätze für das Referenz-Szenarium (Einfluss von Kolloiden)

und alternative Szenarien (Freisetzung entlang dem Verbindungs stollen) werden

in Kap. 5 diskutiert.


NAGRA NTB 94-06 - 148 -

4.3 Biosphäre

4.3.1 Einleitung

Die Biosphären-Modellierung behandelt die Ausbreitung der aus der Geosphäre

freigesetzten Radionuklide in der Biosphäre und dient der Berechnung der

damit verbundenen radiologischen Auswirkungen auf den Menschen.

Die Ausbreitung der Nuklide in der Biosphäre wird im wesentlichen durch den

Exfiltrationsort und die dortigen hydrologischen Verhältnisse und Bodeneigenschaften

bestimmt. Von grösster Bedeutung bei der Berechnung der Strahlendosen

ist nebst Menge und zeitlichem Verlauf der freigesetzten Aktivität aus der

Geosphäre die Verdünnung im Grundwasser und die Sorption der Nuklide im

Erdreich. Die Biosphärenmodellierung geht davon aus, dass die aus der

Geosphäre exfiltrierten, gelösten Nuklide in das Trinkwasser, in den Boden, in

Pflanzen, in Tiere und in tierische Produkte gelangen und dass der Verzehr

radionuklidhaitiger Nahrungsmittel - bei einer vollständigen lokalen Selbstversorgung

- schliesslich zu einer Strahlenexposition des Menschen führt.

Die Kriterien für die Sicherheitsbeurteilung eines Endlagers sind in der Richtlinie

HSK/R-21 (HSK & KSA, 1993) beschrieben. Die Richtlinie gibt bezüglich

der Dosisberechnung für die ferne Zukunft folgende Hinweise:

Die Berechnung der potentiellen Konsequenzen aus einem verschlossenen Endlager

muss den bei solchen Voraussagen unvermeidlichen Ungewissheiten Rechnung

tragen. Diese Ungewissheiten nehmen mit zunehmender Zeitspanne der Prognose in

die Zukunft zu. Die einzelnen Komponenten des Endlagersystems - technische

Barrieren, Wirtgestein, ulnliegende geologische Schichten, Biosphäre - haben zudem

eine unterschiedliche zeitliche Prognostizierbarkeit. Die Lebensgewohnheiten der

Menschen zukünftiger Generationen sind auch ungewiss.

Unter diesen Umständen sind Dosisberechnungen für die feme Zukunft nicht als

effektive prognostizierte Strahlenexpositionen einer definierbaren Bevölkerungsgruppe

zu verstehen. Es handelt sich dabei vielmehr um einen Indikator zur Bewertung der

potentiellen Radionuklidfreisetzung in die Biosphäre. In diesem Sinne sind Dosisund

Risikoberechnungen auch für die ferne Zukunft durchzuführen, zumindest bis

zu den maximalen potentiellen Konsequenzen aus dem Endlager, trotz den Ungewissheiten

hinsichtlich des Zustandes der Biosphäre und der Existenz einer Bevölkerung.

Zur Berechnung der Strahlendosis in ferner Zukunft sind begründete Referenzbiosphären

anzunelunen und eine potentiell betroffene Bevölkerungsgruppe Init aus

heutiger Sicht realistischen Lebensgewohnheiten zu postulieren. Die so ermittelten

Strahlendosen und Risiken werden zur Beurteilung der Langzeitsicherheit mit den in

den Schutzzielen 1 und 2 festgelegten Limiten verglichen.

Wie in den Abschn. 2.4.3 und 2.5.1 dargelegt wird, ist für den Standort Wellenberg

mit drei potentiellen Exfiltrationsorten zu rechnen:


- 149 - NAGRA NTB 94-06

Talfüllung des Engelbergertals (Referenzfall)

Hanglage im Tal des Secklis Baches (konservative Variation)

Rutschmasse Al tzellen (unwahrscheinlicher Extremfall)

Die Eigenschaften der Biosphäre in den drei Modellgebieten wurden im Sinne

der im Zitat erwähnten Referenzbiosphäre definiert.

Mit grosser Wahrscheinlichkeit liegt die Exfiltrationszone des Endlagers in der

Talsohle des Engelbergertals. Die Exfiltration ins Engelbergertal bildet deshalb

Bestandteil des Referenzfalls für die Biosphärenmodellierung. Die Grösse des

Modellgebiets Engelbergertal ist durch die Ausdehnung des zu erwartenden

Exfiltrationsgebiets bestimmt und in Tab. 4.3-1a aufgeführt. Ausgehend von der

konservativen Annahme einer 100%igen Selbstversorgung ergibt sich gestützt auf

den möglichen Nahrungsmittelertrag als kritische Bevölkerungsgruppe eine

Gruppe von maximal 80 Personen. Der bedeutende Wasserfluss im Aquifer der

Talsohle hat eine wesentliche Verdünnung der freigesetzten Aktivität zur Folge.

Die Exfiltrationsorte Secklis Bach und Altzellen werden als alternative Modellansätze

im Abschn. 5.1.6 diskutiert.

Die für die Biosphärenmodellierung zu betrachtenden Nuklide sind identisch mit

denjenigen der Geosphären-Transportanalyse.

Im weiteren wird eine Sensitivitätsanalyse für eine Auswahl der wichtigsten Biosphären-Parameter

für das Modellgebiet Engelbergertal durchgeführt. Im

alternativen Modellansatz "Trockenklima" werden die Auswirkungen arider

Klimaverhältnisse auf die berechneten Strahlendosen bestimmt. Die Fälle "Starke

Sorption" bzw. "Schwache Sorption" haben zum Ziel, den Einfluss der

elementspezifischen ~-Werte für die Biosphäre aufzuzeigen.

Die Diskussion der Rechenergebnisse zum Verhalten der Biosphäre Engelbergertal

erfolgt anhand ausgewählter Nuklide, Nuklidketten und Parameterkombinationen

in Abschnitt 4.3.6.

4.3.2 Konzeptuelles Modell und Systemeigenschaften

Als Grundlage zur Biosphären-Modellierung dient ein Kompartimentmodell,

welches die Wechselwirkung der Nuklide mit dem oberflächennahen Erdreich

einerseits und dem Grund- und Oberflächenwasser andererseits beschreibt.

Neben der Wahl der Kompartimente kommt der Bestimmung der Wasser- und

Feststoffflüsse zwischen den Kompartimenten grosse Bedeutung zu, da der

Nuklidtransport in der Biosphäre eng mit diesen verknüpft ist. Wesentlich bei

der Bestimmung der radiologischen Auswirkungen der freigesetzten Aktivität auf

den Menschen sind neben Verdünnungseffekten die Sorptionseigenschaften der

Nuklide an der Festphase und die Expositionspfade.


NAGRA NTB 94-06 - 150 -

4.3.2.1 Kompartimentierung

Fig. 4.3-1 zeigt eine schematische Darstellung der Biosphäre für das Engelbergertal.

Die den Verhältnissen der Fig. 4.3-1 entsprechende Wahl der Kompartimente

ist in Fig. 4.3-2 dargestellt. Folgende Kompartimente bilden die Basis für

die Modellierung:

Die Bodenoberschicht (eng!. Top Soil, abgekürzt T) dient als Wurzelzone

für die Vegetation. Im Engelbergertal spielt die Bewässerung von landwirtschaftlichen

Produktionsflächen eine untergeordnete Rolle - sie wird im

Referenzfall nicht berücksichtigt -, so dass der Austausch von potentiell

radionuklidhaltigem Wasser vorwiegend mit der Bodenunterschicht erfolgt.

Die Bodenunterschicht (Deep Soil, D) trennt die Bodenoberschicht vom

lokalen Aquifer.

Der lokale Grundwasserträger (Local Aquifer, L) dient über eine Grundwasserfassung

als Trinkwasserlieferant für die Bevölkerung und teilweise für

die landwirtschaftliche Tierhaltung. Radionuklidfreies Grundwasser aus dem

flussaufwärts gelegenen Talabschnitt vermischt sich hier mit radionuklidhaltigern

Wasser, das aus der Geosphäre exfiltriert.

Der Engelberger Aa (River Water, W) kommt die Rolle des Oberflächengewässers

zu.

Das Flussbett wird als Sedimentkompartiment (Sediment, S) losgelöst vom

Flusskompartiment W behandelt.

Zusätzlich sind die folgenden Kompartimente bei der Beschreibung der Transportprozesse

innerhalb des Modellgebiets Engelbergertal von Bedeutung:

Die Geosphäre unterhalb des lokalen Grundwasserträgers (Aquifer), die

Atmosphäre (Niederschlag und Evapotranspiration), das Oberflächengewässer

talaufwärts und der lokale Aquifer talaufwärts stehen mit dem Modellgebiet

über Materialflüsse in Wechselwirkung

Die Umgebung flussabwärts wird durch ein Kompartiment mit der Bezeichnung

Senke (Elsewhere, E) beschrieben, in das alle Wasser- und Feststoffflüsse

münden, welche das Modellgebiet verlassen. Die in diesem

Gebiet resultierenden Dosen werden wegen der grösseren Verdünnung

kleiner sein als im eigentlichen Modellgebiet und werden deshalb nicht

weiter betrachtet.


- 151 -

NAGRA NTB 94-06

Bodenoberschicht

(0.25 m)

Oberflächengewässer

(10.0 mx 0.5 m)

Talhänge

Landwirtschaftliche Fläche

Sediment

(0.1 m)

Fig. 4.3-1:

Schematische Darstellung eines für das Modellgebiet Engelbergertal

typischen Querschnitts mit den Strukturelementen Bodenober- und

-unterschicht, lokaler Aquifer, Oberflächengewässer und Sedimente

der Oberflächengewässer

4.3.2.2 Wasser- und Feststotmüsse

Von zentraler Bedeutung bei der Berechnung der Nuklidausbreitung in der Biosphäre

sind die Wasser- und Feststoffflüsse. Die in den Fig. 4.3-2a bzw. 4.3-2b

eingezeichneten Pfeile repräsentieren die Wasserflüsse bzw. die Feststoffflüsse

im Modellgebiet Engelbergertal, welche die lokalen Transportverhältnisse

darstellen. Die Flüsse treten nicht nur zwischen den fünf Modellkompartimenten

auf, sondern auch von der Umgebung in das Modellgebiet und umgekehrt vom

Modellgebiet in das flussabwärts liegende Kompartiment Senke. Die Wasserund

Feststoffflüsse sind einesteils radionuklidfrei - sie spielen dann eine wichtige

Rolle bei der Verdünnung der Aktivität - und andernteils mit Radionukliden befrachtet.

Folgende Wasserflüsse werden in der BiosphärenmodelIierung berücksichtigt

(eine vollständige Liste der numerischen Werte für die Wasserflüsse kann der

Tab. 4.3-1a entnommen werden, Fig. 4.3-2a zeigt nur die Wasserflüsse für das

Modellgebiet Engelbergertal):

F AT

F TA

F TD

F TW

F DT

Niederschlag

Evapotranspiration

Versickerung von Bodenober- zu -unterschicht

Oberflächenabfluss von Bodenoberschicht in Oberflächengewässer

Wasseraufstieg durch Kapillarwirkung von Bodenunter- zu -oberschicht


NAGRA NTB 94-06

- 152 -

'AT

Bodenober- ~

schicht T

Legende

--.~ Vorgegebener Fluss

..... ~ Fluss aus Massenbilanz

Bodenunterschicht

D

~

Oberflächen- ~

--~ gewässer W

Sediment

S

'*- .. F LE ~ 8"

'" ~

'. • . . . . • . . . . . . . . . • . . . . . . . . . . • . . . . . Senke E

~

a) Kompartimente und Wasserflüsse

Bodenober- ~~ _____ M_S_T ____

schicht

T

---II~~

Legende

Vorgegebener Fluss

..... ~ Fluss aus Massenbilanz

Bodenunterschicht

D

M TW

I...-_~

Lokaler

Aquifer L

• •••• M WE

Senke

E

Oberflächenb)

Kompartimente und Feststoffflüsse

Fig. 4.3-2: Kompartimente, Wasser- und Feststoffflüsse des Modellgebiets

Engelbergertal (Beschreibung siehe Text)


- 153 - NAGRA NTB 94-06

F DL

F DW

F DE

F LD

F UL

F CL

F LE

F LW

F pw

F wr

F WE

Versickerung von Bodenunterschicht in lokalen Aquifer

Wasserfluss von Bodenunterschicht in Oberflächengewässer

Wasserabfluss aus Bodenunterschicht (Senke)

Wasseraufstieg (z.B. durch Kapillarwirkung bzw. Grundwasserspiegelschwankungen)

vom lokalen Aquifer zur Bodenunterschicht

Zufluss von radionuklidfreiem Wasser in lokalen Aquifer

Zufluss von radionuklidhaltigem Wasser in lokalen Aquifer (Nuklidfreisetzung

aus Geosphäre)

Wasserabfluss aus lokalem Aquifer (Senke)

Wasseraustritt aus lokalem Aquifer in Oberflächengewässer

Flusswassereintritt ins Modellgebiet

Bewässerung mit Flusswasser (nur für den alternativen Modellansatz

"Trockenklima")

Flusswasseraustritt aus dem Modellgebiet

Im Falle der Kompartimente Bodenober- und -unterschicht, lokaler Aquifer,

Oberflächengewässer und Sediment sind die Summe der eintretenden und die

Summe der austretenden Wasserflüsse bzw. Feststoffflüsse gleich (keine Anoder

Abreicherung von Wasser bzw. Feststoffen). Die folgenden Wasserflüsse

wurden aus der Massenbilanzierung berechnet: die Sickerwasserflüsse Fm und

F OL sowie die aus dem Modellgebiet in das Kompartiment Senke austretenden

Flüsse F LE und FWE.

Entscheidend für die Aktivitätsverdünnung im lokalen Aquifer ist der radionuklidfreie

Fluss FuL. Für den Wasseraufstieg FOT und FLO wird ein konservativ

hoher Wert angenommen.

Neben den Wasserflüssen kommt auch den Feststoffflüssen, die in der Fig.

4.3-2b eingezeichnet sind, einige Bedeutung zu. Die wichtigsten, in der Biosphärenmodellierung

berücksichtigten Feststoffflüsse sind (die numerischen Werte

können der Tab. 4.3-1b entnommen werden):

M TD Bioturbation, Schwebestoffe im Sickerwasser von Bodenober- zu

-unterschicht

M TW Erosion der Bodenoberschicht

M DT Erosion (Massenerhaltung der Kompartimente), Bioturbation, Schwebestaffe

im Wasseraufstieg von Bodenunter- zu -oberschicht

M DL Schwebestoffe im Sickerwasser von Bodenunterschicht in lokalen

Aquifer

M LD Erosion (Massenerhaltung der Kompartimente) und Schwebestoffe im

Wasseraufstieg vom lokalen Aquifer zur Bodenunterschicht

M LE Schwebestoffe im Wasserabfluss aus lokalem Aquifer (Senke)

M LW Schwebestoffe im Wasseraustritt aus lokalem Aquifer in Oberflächengewässer

M pw Schwebestoffe im Flusswassereintritt ins Modellgebiet

M wr Schwebestoffe im Bewässerungswasser aus Oberflächengewässer

Schwebestoffe im Flusswasseraustritt aus Modellgebiet

M WE


NAGRA NTB 94-06 - 154 -

M ws Sedimentablagerung in Oberflächengewässer

M ST Flussbettausbaggerung und Ablagerung auf Bodenoberschicht

M sw Resuspension von im Flussbett abgelagerten Feststoffen

M GUMLG Erosion (Massenerhaltung der Kompartimente)

Die Feststoffflüsse Mm , Mou MLG und M WE wurden aus der Massenbilanzierung

berechnet.

Die Feststoffflüsse MaL und MLG sowie der erosionsrelevante Anteil (ohne

Beiträge von Bioturbation und Schwebestoffen) der Feststoffflüsse M DT

und M LD

dienen dazu, die Massen der Kompartimente Bodenober- und -unterschicht und

lokaler Aquifer konstant zu halten.

4.3.2.3 Sorptionsdaten

Die Sorption der Radionuklide an den Festphasen der Bodenkompartimente

wird unter Annahme eines linearen und reversiblen Sorptionsgleichgewichts

berücksichtigt und wird durch K d -Werte beschrieben. Die Sorption in der

Biosphäre wird entsprechend den Feststoffeigenschaften der Modellkompartimente

in drei Kategorien eingeteilt (siehe auch Tab. 4.3-1a): Sorption an

grobkörnigen, feinkörnigen und mit organischen Materialien versetzten Feststoffen.

In der Biosphäre ist der Anteil an Organika in der gelösten Phase vergleichsweise

klein gegenüber dem Anteil in der festen Phase. Deshalb kann davon

ausgegangen werden, dass die vorhandenen organischen Substanzen in den

Böden die Sorption eher erhöhen als verringern. Die dem organischen Bodentypus

entsprechenden ~-Werte sind also höher als die ~-Werte in den grobkörnigen

und feinkörnigen Böden.

Im Engelbergertal gehören die vorhandenen Feststoffe in allen Kompartimenten

dem grobkörnigen Typus an.

Die in den Dosisberechnungen verwendeten nuklidspezifischen K d -Werte für die

Biosphäre sind in Tab. 4.3-2 zusammengestellt.

4.3.2.4 Kritische Bevölkerungsgruppe und Expositionspfade

In der Richtlinie HSK/R-21 (HSK & KSA, 1993) wird die Einzelperson, auf

welche sich die Schutzziele 1 und 2 beziehen, definiert:

Die Dosislimite des Schutzzieles 1 bezieht sich auf die Strahlenexposition eines

durchschnittlichen / ndividuums innerhalb der von den potentiellen Auswirkungen

aus einem Endlager meist betroffenen Bevölkerungsgruppe. Im Sinne dieser Richtlinie

handelt es sich um eine begrenzte Personenzahl.


- 155 - NAGRA NTB 94-06

Die jährliche Dosis l ) für ein Individuum innerhalb der am meisten betroffenen

Bevölkerungsgruppe - der sogenannt "kritischen Bevölkerungsgruppe" - hängt von

ortsspezifischen, nuklidspezifischen und verhaltensspezifischen Parametern ab.

Als ortsspezifische Grössen sind in erster Linie die Topographie, die Bodenbeschaffenheit

und die hydrologischen Verhältnisse ausschlaggebend. Zu den

nuklid spezifischen Parametern gehören die physikalisch-chemischen Eigenschaften

- wie z. B. Halbwertszeit, Dosiskonversionsfaktoren, Konzentrationsbzw.

Verteilungsfaktoren und Sorptionskonstanten. Menschliche Verhaltensweisen

und Essgewohnheiten sowie die damit zusammenhängenden Expositionspfade

der Aktivität bilden die Grundlage von verhaltensspezifischen Parametern.

Die in den Kompartimenten verteilten Radionuklide führen über verschiedene

Pfade zu einer Strahlenexposition der kritischen Bevölkerungsgruppe. Zur

Ermittlung der jährlichen, individuellen Strahlendosis werden zehn Expositionspfade

berücksichtigt: Acht verschiedene Nahrungsmittelpfade, die durch Ingestion

zu einer Strahlenbelastung des Menschen führen, sowie direkte Bodenstrahlung

(Gammastrahlung) und Inhalation. Eine graphische Darstellung aller

berücksichtigten Expositionspfade ist in Fig. 4.3-3 abgebildet. Bei den Nahrungsmittelpfaden

spielen neben Trinkwasser folgende pflanzliche und tierische

Endprodukte, die radionuklidhaltig sein können, eine Rolle:

Milch und Fleisch von Kühen, welche Radionuklide mit dem Trinkwasser

und dem Futter (radionuklidhaltiges Gras mit radionuklidhaltiger Erde)

aufgenommen haben,

Blatt- und Wurzelgemüse sowie Getreide, welche durch Wurzelaufnahme

und Spuren von beigemischter Erde radionuklidhaltig sind,

Eier von Hühnern, die Radionuklide mit dem Trinkwasser und dem Futter

(radionuklidhaltiges Getreide mit radionuklidhaltiger Erde) aufgenommen

haben,

Fisch aus radionuklidhaltigen Oberflächengewässern.

Der Expositionspfad Fisch wird ausschliesslich im Modellgebiet "Engelbergertal"

berücksichtigt.

Für die Dosisberechnung wird jeweils die ungünstige Annahme getroffen, dass

nicht nur der gesamte Bedarf an Nahrungsmitteln aus dem Modellgebiet stammt,

sondern dass sich die betroffenen Menschen ganzjährlich dort aufhalten. Diese

Annahmen sind konservativ.

1)

Als jährliche Dosis ( oder Dosis) wird hier die effektive Dosis bezeichnet, die sich aus der

Summe der im Bezugsjahr erhaltenen Dosis bei äusserer Strahlenexposition und der 50-Jahre­

Folgedosis aufgrund der im Bezugsjahr erfolgenden Inkorporation bei innerer Strahlenexposition

errechnet


NAGRA NTB 94-06

- 156 -

Mensch

Lokaler

Aquifer

Bodenoberschicht

Oberflächengewässer

Legende

Direkte Exposition des Menschen

Akkumulation und Aufnahmemechanismen

Fig. 4.3-3:

Grafische Darstellung der Expositionspfade, die in der Berechnung

der Strahlendosen berücksichtigt werden


- 157 - NAGRA NTB 94-06

4.3.3 Mathematisches Modell

Der zeitliche Verlauf der Gesamtmenge N/ n ) eines Nuklids i im Kompartiment n

wird durch die folgende Gleichung beschrieben:

mit

dN~n)

dt

' = L K?'") Ni(m) - L Ki(nm) N i

(1I)- Ai N?>+ A i

- 1

Ni~l + Si(1I) (GI. 4.3-1)

m (.,tn)

", (.,tn)

N/ n ) Gesamtmenge (auf Festphase sorbiert und in Lösung) des Nuklids i im

Kompartiment n [mol]

A; Zerfallskonstante des Nuklids i [1/a]

s/n) Quellterm für Nuklid i aus Geosphäre ins Kompartiment n [mol/al

K/ nm ) Nuklidspezifische Transferkoeffizienten vom Kompartiment n ins

Kompartiment m [1/ a]

Für die Berechnung der Transferkoeffizienten ~(nm) werden Advektion und Feststoff

transport berücksichtigt. Es wird angenommen, dass die Nuklidflüsse nur von

der Konzentration in demjenigen Kompartiment abhängen, von dem der Fluss

ausgeht, nicht aber von der Nuklidkonzentration im Kompartiment, in welches

die Nuklide transportiert werden.

Die Nuklidbilanzen für alle fünf Kompartimente liefern ein System von gekoppelten

Differentialgleichungen, welches die Gehalte von Mutternukliden und

Zerfallsprodukten in den Kompartimenten zu jedem Zeitpunkt bestimmt. Den

Modellrechnungen liegt die Annahme zugrunde, dass sich in allen Kompartimenten

instantan ein Gleichgewicht einstellt, wodurch die Nuklidkonzentrationen in

jedem Kompartiment homogen sind. Das mathematische Modell beruht ausserdem

auf der Annahme von zeitlich konstanten Kompartimenteigenschaften.

Auf der Basis der Nuklidgehalte der verschiedenen Kompartimente wird die

jährliche Strahlenexposition berechnet. Für die kritische B.evölkerungsgruppe

sind dazu die Nuklidkonzentrationen in den Kompartimenten Bodenoberschicht,

lokaler Aquifer und Oberflächengewässer ausschlaggebend. Zum Beispiel

berechnet sich die nuklidspezifische Teildqsis im Falle der Expositionspfade

Wurzelgemüse, Blattgemüse und Getreide im Referenzfall gemäss folgender

Gleichung:

D=DFingU(CR C +fS .e )

(l-e)p (l-e)p+epw

(GI. 4.3-2)

wobei

D

DF ing

U

Teildosis pro Expositionspfad [mSv ja]

Dosiskonversionsfaktor für Ingestion [mSv/Bq]

Konsumrate [kg/a]


NAGRA NTB 94-06 - 158 -

CR Konzentrationsfaktor Boden-Pflanze [kg Trockengewicht/kg Frischgewicht]

C Gesamtnuklidkonzentration (auf Festphase sorbiert und in Lösung) In

Bodenoberschicht [Bq/m 3 ]

p Feststoffdichte in Bodenoberschicht [kg/m 3 ]

Pw Dichte von Wasser [kg/m 3 ]

E Porosität der Bodenoberschicht [-]

S Gewichtsanteil der radionuklidhaltigen Erde im unzubereiteten Nahrungsmittel

[-]

f Anteil an radionuklidhaltiger Erde, die nach Speisezubereitung im

N ahrungsmi ttel verbleibt [-]

Der erste Teil dieser Gleichung entspricht der Strahlenexposition durch die

Ingestion des eigentlichen radionuklidhaitigen Nahrungsmittels, mit dem zweiten

Term wird der Dosisbeitrag durch die Verschmutzung des essbaren Pflanzenteils

mit Spuren von radionuklidhaltiger Erde beschrieben.

Im Falle der Nahrungsmittelpfade Milch, Fleisch und Eier sind zusätzlich die

Konsumraten von Kuh und Huhn sowie Verteilungsfaktoren zu berücksichtigen,

welche die Nuklidakkumulation in den tierischen Nahrungsmittelprodukten

beschreibt.

4.3.4 Rechenprogramm

Das in Abschnitt 4.3.3 beschriebene mathematische Modell ist im Rechencode

TAME (The Terrestrial-Aquatic Model of the Environment) implementiert,

wobei die verwendete Version mit TAME Ib bezeichnet wird. Für eine detaillierte

Beschreibung des Biosphären-Transportmodells sei auf KLOS et al. (1994)

verwIesen.

4.3.5 Inputdaten

Die Aktivitätsfreisetzungsraten aus der Geosphäre haben für die BiosphärenmodelIierung

die Funktion eines Quellterms: Als Beispiel sei die Aktivitätsfreisetzung

aus der Geosphäre in Fig. 4.2-7 erwähnt, die im Referenzfall für die

Abfallgruppe SMA-l als Quellterm für die Biosphären-Modellrechnungen dient.


- 159 - NAGRA NTB 94-06

Parameter

Trocken-

klima

Referenzfall

Engelbergertal Secklis Bach Altzellen

Modellgebietsfläche [m 2 ] 5.0· lOS 5.0· lOS 2.5·1(f 2.5·1(f

Kom partimentmächtigkeiten:

[m]

Bodenoberschicht 0.25 0.25 0.25 0.25

Bodenunterschicht 0.75 0.75 0.75 0.75

Lokaler Aquifer 15.0 15.0 5.0 20.0

Niederschlag [m/a] 1.5 0.5 1.5 1.5

Evapotranspiration [m/a] 0.5 1.0 0.5 0.5

Erosionsrate [kg/m 2 a] 0.1 0.1 0.8 0.8

Bodenklassifizierung (Sorption)

Bodenoberschicht grobkörnig grobkörnig organisch feinkörnig

Bodenunterschicht grobkörnig grobkörnig feinkörnig feinkörnig

Lokaler Aquifer grobkörnig grobkörnig feinkörnig feinkörnig

Sediment grobkörnig grobkörnig feinkörnig feinkörnig

W asserfl ussraten:

[m 3 /a]

F DL

5.5 ·10-" 1.5 . lOS 2.5·1~ 2.5·1~

F DW - - 2.5·1~ 2.5.10 4

F DT

5.0.10 4 5.0.10 4 2.5·1~ 2.5·1~

F DE - - 3.3·1~ -

F LD

5.0.10 4 5.0·1~ 2.5·1~ 2.5·1~

F LW 6.4· lOS 2.1· lOS 3.2·1~ 3.2·1~

F LE

3.1.10 6 9.6· lOS 2.5.10 4 2.5·1(f

F WE 3.0.10 8 1.0.10 8 1.5· lOS 5.3.10 4

F WT - 3.5· lOS - -

F TD

5.5· lOS 1.5· lOS 5.0·1~ 2.8.10 4

F TW - - 2.3.10 4 -

F pw

3.0.10 8 1.0.10 8 1.3· lOS 2.5 .10 4

F UL

3.2.10 6 1.1.10 6 2.5.10 4 2.5 .10 4

F CL

3.2.10 4 1.1.10 4 3.2·1~ 3.2·1~

a) Ausgewählte Inputdaten und Wasserflussraten

(Legende siehe folgende Seite)


NAGRA NTB 94-06 - 160 -

Feststoffflussraten

Engelbergertal Secklis Bach Altzellen

[kgja]

Trocken-

klima

Referenzfall

-

M DL 5.0.10 4 8.5.10 4 2.0.10 4 2.0·1~

M DT 1.1.10 6 1.1.10 6 7.0.10 4 7.0.10 4

M LD 5.0.10 4 5.0.10 4 2.0.10 4 2.0.10 4

M LW 6.4.10 2 2.1.10 2 - -

M LE 3.1·1cf 9.6.10 2 2.5.10 1 2.5.10 1

M WE 3.0.10 7 1.0.10 7 - -

M wr - 3.5 .10 4 - -

M m 1.1.10 6 1.1.10 6 7.0.10 4 7.0.10 4

M TW 5.0.10 4 5.0.10 4 2.0.10 4 2.0.10 4

M ws

1.4.10 6 1.4.10 6 2.7.10 4 2.0.10 4

M sw 1.3.10 6 1.3.10 6 6.6·1cr 2.7.10 2

M ST 5.0.10 4 5.0.10 4 2.0.10 4 2.0.10 4

Mpw 3.0.10 7 1.0.10 7 - -

M GL 5.0.10 4 5.0.10 4 - -

M LG 4.6.10 4 8.4.10 4 - -

b) Feststoffflussraten

Tab. 4.3-1:

Ausgewählte Inputdaten und Wasserflussraten (a) sowie Feststoffflussraten

(b) der Biosphärenmodellierung für das Modellgebiet

Engelbergertal im Referenzfall und für den alternativen Modellansatz

"Trockenklima". Zum Vergleich werden auch die Daten für

die alternativen Modellansätze mit einer Exfiltration in die Modellgebiete

Secklis Bach und Altzellen (s. Kap. 5.1.5) zusammengefasst.

Für die Bezeichnung der Wasser- und Feststoffflussraten wird auf

Abschn. 4.3.2.2 verwiesen

Die wichtigsten Biosphären-Parameterwerte des Referenz-Modelldatensatzes

sind in den Tab. 4.3-1 bis 4.3-3 zusammengefasst (ein vollständiger Biosphären­

Datensatz ist in KLOS et al. (1994) zu fiIl:den). Tab. 4.3-1 zeigt zusätzlich die

Inputdaten für die alternativen Modellansätze "Trockenklima", "Exfiltration in

die Hanglage im Tal des Secklis Baches" und "Exfiltration in die Rutschmasse

Altzellen".


- 161 - NAGRA NTB 94-06

Nuklid

~,bio-Werte [m 3 /kg]

grobkörnig feinkörnig organisch

C 0.005 0.005 0.005

Cl 0 0 0

K 0.0002 0.002 0.002

Co 0.1 1 2

Ni 0.1 1 2

Se 0.01 0.1 0.2

Sr 0.01 0.1 0.2

Nb 0.05 0.5 1

Mo 0.0005 0.005 0.01

Ag 0.0002 0.002 0.004

Sn 0.1 1 2

I 0.0001 0.001 0.002

Cs 0.1 1 1

Pb 0.1 1 2

Po 0.1 1 2

Ra 0.01 0.1 0.2

Ac 1 10 20

Th 1 10 20

Pa 1 10 20

U 1 10 20

Np 1 10 20

Pu 1 10 20

Am 1 10 20

Cm 1 10 20

Tab. 4.3-2:

Kd-Werte der relevanten Elemente für die Bodenklassifizierung aus

Tab.4.3-1a

Im Sinne einer Sensitivitätsanalyse sind für die wichtigsten Biosphären-Parameter

ergänzend dazu je ein Datensatz für einen alternativen Modellansatz mit

Trockenklima und für Fälle mit erhöhter bzw. verminderter Biosphären-Sorption

gewählt und für das Modellgebiet Engelbergertal untersucht worden:

Die Parametervariation "Trockenklima" wird als alternativer Modellansatz

zum Referenz-Szenarium behandelt. Es unterscheidet sich von der Biosphäre

des Referenzfalls nur durch veränderte Wasser- und Feststoffflüsse.


NAGRA NTB 94-06 - 162 -

Wesentlich ist die Verminderung der Niederschlagsrate und des Wasserflusses

im lokalen Aquifer sowie die erhöhte Evapotranspirationsrate.

Daraus ergibt sich die Notwendigkeit einer künstliche Beregnung der

landwirtschaftlichen Anbauflächen. Die entsprechenden Werte der Wasserund

Feststoffflüsse sind ebenfalls in Tab. 4.3-1 aufgelistet.

Die Inputdaten der Fälle "Starke Sorption" bzw. "Schwache Sorption"

weichen vom Parameters atz des Referenzfalls nur durch die Sorptionseigenschaften

der Nuklide ab: Die ~-Werte aus Tab. 4.3-2 sind dabei jeweils um

einen Faktor 10 erhöht bzw. vermindert worden.

Die Inputdaten von TAME gliedern sich in drei verschiedene Klassen: orts-,

nuklid- und verhaltensspezifische Daten. Zu den ortsspezifischen Daten gehören

Parameter, welche die Topographie, Bodeneigenschaften, Hydrologie und in

geringerem Masse landwirtschaftliche Besonderheiten der Modellregion beschreiben.

Tab. 4.3-1 fasst eine Auswahl dieser Inputdaten für die verschiedenen

Modellregionenen zusammen.

Mensch:

Kuh:

Kalorienbedarf ,4.6.10 6 kJ/a Wasser 30 ljd

Wasser 730 lja Futter (nass) 100 kg/d

Milch 332lja Erde (trocken) 1 kg/d

Fleisch

93 kg/a

Getreide 145 kg/a Huhn:

Blattgemüse 61 kg/a Wasser 0.2ljd

Wurzelgemüse 231 kg/a Getreide 70 g/d

Fisch 2 kg/a Erde (trocken) 6 mg/d

Eier

200 St/a

Tab. 4.3-3:

Konsumraten für Menschen und Tiere abgeleitet unter Berücksichtigung

einer vollständigen Selbstversorgung im Modellgebiet

Zu den nuklidspezifischen Daten gehören die physikalisch-chemischen Eigenschaften

der Nuklide wie Halbwertszeiten, Dosiskonversionsfaktoren, ~-Werte,

Konzentrationsfaktoren und Verteilungsfaktoren sowie die nuklidspezifischen

Quellterme. Die Dosiskonversionsfaktoren berücksichtigen die Beiträge von

kurzlebigen, nicht explizit berücksichtigten Folgenukliden unter der Annahme,

dass sich diese im säkularen Gleichgewicht mit ihren längerlebigen, explizit


- 163 - NAGRA NTB 94-06

berücksichtigten Vorläufernukliden befinden. Tab. 4.3-2 zeigt eine Liste der verwendeten

elementspezifischen ~-Werte in den unterschiedlichen Bodentypen.

Die Verzehrdaten von Menschen und Tieren sind Bestandteile von verhaltensspezifischen

Parametern. Diese Inputdaten sind in Tab. 4.3-3 zusammengefasst.

Im Falle des Nahrungsmittelpfades "Fisch" sei hier darauf hingewiesen, dass die

in Tab. 4.3-3 angegebene Konsumrate von 2 kg/ a nur für die kritische Bevölkerungsgruppe

des Engelbergertals angenommen wurde.

4.3.6 Resultate zum Biosphären-Modellgebiet Engelbergertal

Im folgenden werden die mit dem Rechencode TAME Ib ermittelten Strahlendosen

für den Referenzfall sowie für den alternativen - Modellansatz "Trockenklima"

und für die Fälle "Starke Sorption" bzw. "Schwache Sorption" präsentiert.

Ausgangspunkt für die Modellrechnungen zum Verhalten der Biosphäre bildet

der in Kap. 3.3.1 definierte Referenzfall. Die Strahlendosen wurden für die

betrachteten Abfallgruppen separat ermittelt.

Eine Auswahl der wichtigsten Resultate der Modellrechnungen sind in den

nachfolgenden Figuren und Tabellen dargestellt. Der Verlauf der jährlichen

Dosisrate für eine Einzelperson der kritischen Bevölkerungsgruppe wird bis

maximal 10 6 Jahre dargestellt. Nach einer Dauer von mehr als Hf Jahren nach

der Versiegelung des Endlagers ist mit einer erosiven Freilegung der Endlagerkavernen

zu rechnen. Die mit einem solchen Freisetzungsprozess verbundenen

Strahlendosen werden in den Abschn. 5.2.2 und 6.4.2 diskutiert.

Die berechneten Strahlendosen werden für Werte grösser als 10- 7 mSv/a gezeigt.

Diese Dosis entspricht einem Millionstel des Schutzziels, weniger als einem

Zehnmillionstel der natürlichen Strahlenbelastung in der Schweiz (die etwa

zwischen 1 und 10 mSv /a liegt, vgl. BAG, 1992) oder der Dosis durch Einnahme

von 1 dl Trinkwasser pro Jahr (mit einem natürlichen Gehalt an 238U von

1 }lg/l).

4.3.6.1 Referenzfall

Die Biosphärenrechnungen für den Referenzfall beinhalten die Berechnung der

radiologischen Konsequenzen einer Nuklidfreisetzung ins Engelbergertal als dem

wahrscheinlichsten Exfiltrationsort.

Im Referenzfall beträgt die Durchlässigkeit des Wirtgesteins 10- 11 m/s. Für den

Geosphärentransport wurde eine Transmissivität der wasserführenden Systeme

von 10- 9 m 2 /s und eine Fliessweglänge von 100 m angenommen. Bezüglich der

durch Komplexbildner verminderten Sorption in der Geosphäre liegt den

Berechnungen für die Abfallgruppen SMA-2, SMA-3 und SMA-4 ein Reduktionsfaktor

von 100 zugrunde.


NAGRA NTB 94-06 - 164 -

Fig. 4.3-4 zeigt den zeitlichen Verlauf der jeweils dominierenden nuklidspezifischen

Dosen sowie der Summe aller Nuklidbeiträge (Summendosis) für die

Abfallgruppen SMA-l und SMA-4 im Referenzfall. Eine vollständige Resultatsübersicht

in bezug auf die resultierenden maximalen Dosen und maximalen

Summendosen für die Abfallgruppen SMA-l bis SMA-4 ist in Tab. 4.3-4 zusammengestellt.

Die Resultate für den alternativen Modellansatz "Trockenklima"

und für die Fälle "Starke Sorption" und "Schwache Sorption" (vgl. Abschn.

4.3.6.2) sind ebenfalls in Tab. 4.3-4 zu finden.

Die Dosen der Nuklide aus der Abfallgruppe SMA-l bleiben um mindestens vier

Grössenordnungen unter dem Schutzziel von 0.1 mSvja. Die grössten Beiträge

zur Summendosis stammen von den Nukliden 93Mo und 40K, gefolgt von 36CI und

1291.

Die Summendosis für die Abfallgruppe SMA-2 wird durch das im Nahfeld und

in der Geosphäre als nicht sorbierend angenommene Nuklid 14C aus der

Abfallsorte MIF-l bestimmt. Die Summendosis liegt mit 1.8.10- 3 mSv ja um etwa

zwei Grössenordnungen unterhalb des Schutzziels.

Die Summendosis für die Abfallgruppe SMA-3 liegt weit unter dem Schutzziel.

Im Referenzfall liegen die jährlichen Strahlendosen für die Nuklide der Abfallgruppe

SMA-4 für das Engelbergertal als dem wahrscheinlichsten Freisetzungsszenarium

um rund drei Grössenordnungen unterhalb des Schutzziels von

0.1 mSv ja. Wie aus der Tab. 4.3-4 entnommen werden kann, beträgt die

maximale Summendosis für die Abfallgruppe SMA-4 1.0· 10-4 mSv ja. Den

Hauptbeitrag zur Summendosis liefert das Nuklid 237Np (inkl. kurzlebiger

Zerfallsprodukte), welches als Tochternuklid von 241 Am vorwiegend aus der

Gruppe der MIF-Abfälle stammt. Alle andern nuklidspezifischen Dosisbeiträge

liegen im Referenzfall um mindestens eine Grössenordnung tiefer.


- 165 - NAGRA NTB 94-06

Abfall- Nuklid/

gruppe Nuklidkette Referenzfall

Maximale Dosis [mSv / a]

Trocken- Starke Schwache

klima 1) Sorption Sorption

SMA-1

93Mo 1.1.10. 5 2.6.10. 6 1.1.10. 5 1.1.10. 5

4°K 4.4.10. 6 1.3.10. 5 4.4.10. 6 4.4.10. 6

36CI 6.4.10. 7 4.1.10. 6 6.4.10. 7 6.4.10. 7

129 1 4.5 .10. 7 1.5.10. 6 4.5.10. 7 4.5.10. 7

Summendosis 2) 1.2.10. 5 2.1.10. 5 1.3.10. 5 1.2.10. 5

14C 1.8.10. 3 1.1.10. 3 8.2.10. 3 1.4.10. 3

SMA-2

4N 3.8.10. 10 1.8.10. 9 3.0.10. 9 2.9.10. 10

4N+1 9.1.10. 8 6.1.10. 7 1.6.10. 6 3.9.10. 8

4N+2 2.5.10. 7 1.8.10. 6 1.8.10. 6 3.2.10. 7

4N+3 2.0.10. 7 1.4.10. 6 3.6.10. 6 6.7.10. 8

Summendosis 1.8.10. 3 1.3.10. 3 8.2.10. 3 1.4.10. 3

126Sn 1.8.10. 8 1.5.10. 7 1.7.10. 7 1.4.10. 8

SMA-3

4N 2.5.10. 8 1.1.10. 7 1.8.10. 7 2.0.10. 8

4N+l 3.2.10. 6 2.2.10. 5 5.6.10. 5 1.2.10. 6

4N+2 1.1.10. 6 8.2.10. 6 7.7.10. 6 1.5.10. 6

4N+3 7.6.10. 7 5.0·10-6 1.1.10. 5 3.3.10. 7

Summendosis 5.1.10. 6 3.6.10- 5 7.5 .10. 5 3.1.10. 6

14C 6.2.10. 7 4.0.10. 7 2.9.10. 6 4.9.10. 7

59Ni 2.5 .10. 8 1.0.10. 7 6.3.10. 8 2.4.10. 8

4N 2.1.10. 8 8.4.10. 8 9.8.10. 8 1.6.10. 8

SMA-4 4N+1 1.0 ·10-4 6.5 ·10-4 1.3.10. 3 3.5 .10. 5

4N+2 8.5.10. 7 5.5.10- 6 4.4.10. 6 1.1.10. 6

4N+3 4.2.10. 7 2.7.10. 6 5.4.10. 6 2.4.10. 7

Summendosis 1.0 ·10-4 6.6·10-4 1.3.10. 3 3.6.10. 5

1)

2)

Maximale Dosis und maximale Summendosis für den Zeitbereich ab 10 4 a (Beginn Trockenklima)

Der Beitrag der Actiniden zur Summendosis ist im Falle der Abfallgruppe SMA-l vernachlässigbar

klein

Tab. 4.3-4:

Maximale Dosen der wichtigsten Einzelnuklide und Nuklidketten

aus den Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4 sowie maximale Summendosen

für den Referenzfall, den alternativen Modellansatz

"Trockenklima" sowie für die Fälle "Starke Sorption" und "Schwache

Sorption" mit einer Nuklidfreisetzung ins Engelbergertal


NAGRA NTB 94-06 - 166 -

10 2

10 1

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(/J

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eil

0

Q

10 0

10- 1

10- 2

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10-4

10- 5

10-6

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10- 5

10-6

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- 167 - NAGRA NTB 94-06

Die Anteile der einzelnen Expositionspfade zur nuklidspezifischen maximalen

Dosis werden anhand der sicherheitsrelevanten Nuklide 93Mo (Abfallgruppe

SMA-1) und 237Np (Abfallgruppe SMA-4) für den Referenzfall in Fig. 4.3-5

illustriert. Während für die relevanten Einzelnuklide im allgemeinen der

Trinkwasserpfad die Dosis bestimmt, liefern bei den Actiniden auch die anderen

Expositionspfade signifikante Dosisbeiträge.

Expositionspfad

1-""'1 1

~

........

bO

~

'Q)

~

• ...-1

~

~

0.01

0.001

• Trinkwasser

m Fisch

• Getreide

[»I Fleisch

• Milch

• Blattgemüse

m Wurzelgemüse

~ Eier

~ Inhalation

93Mo

Nuklid

237Np

• Bodenstrahlung

Fig.4.3-5:

Relative Anteile der verschiedenen Expositionspfade zur maximalen

Dosis der zwei wichtigen Nuklide 93Mo aus SMA-1 und 237Np aus

SMA-4 im Referenzfall

4.3.6.2 Parametervariationen

Der Einfluss des alternativen Modellansatzes "Trockenklima" (veränderte

Wasser- und Feststoffflüsse) und der Fälle "Starke Sorption" bzw. "Schwache

Sorption" (simultane Erhöhung bzw. Verminderung aller ~-Werte in der

Biosphäre um den Faktor 10) auf die Summendosen inl Engelbergertal ist in Fig.

4.3-6 für die Abfallgruppen SMA-1 und SMA-4 aufgezeigt. Eine vollständige

Resultatsübersicht in bezug auf die nuklidspezifischen maximalen Dosen und die

maximalen Summendosen für die Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4 ist in

Tab. 4.3-4 zu finden.

Im Falle der Abfallgruppe SMA-1 liegt die maximale Summendosis für die

betrachteten Parametervariationen deutlich unter dem behördlichen Schutzziel.

Der geringe Einfluss der Sorption auf die Summendosis erklärt sich aus den


NAGRA NTB 94-06 - 168 -

kleinen ~-Werten der über den Trinkwasserpfad dominierenden Nuklide 93Mo

und 4°K.

Die Dosiskurve für den alternativen Modellansatz "Trockenklima" im Engelbergertal

ist nur für den Zeitbereich zwischen 10 4 und 10 6 Jahren von Bedeutung,

da ein Trockenklima vor 10 4 Jahren nicht zu erwarten ist (KLEMENZ, 1993).

Hier führt die um einen Faktor drei kleinere Verdünnungsrate im lokalen

Aquifer gegenüber dem Referenzfall zu einer um weniger als eine Grössenordnung

höheren Summendosis.

Wie im Referenzfall wird die maximale Summendosis von SMA-2 in allen

betrachteten Biosphären-Parametervariationen von 14C dominiert und liegt für

den Fall "Starke Sorption" um mehr als eine, in allen anderen Fällen um etwa

zwei Grössenordnungen unter dem Schutzziel von 0.1 mSv ja.

Für die Abfallgruppe SMA-3 liegen die Summendosen aller Biosphären-Parametervariationen

um mehr als drei Grössenordnungen unter dem Schutzziel.

Im Falle der Abfallgruppe SMA-4 liegen die Summendosen für die betrachteten

Biosphären-Parametervariationen um zwei bis drei Grössenordnungen unter dem

behördlichen Schutzziel. Die Summendosen stammen überwiegend von 237Np aus

der Nuklidkette 4N + 1, wobei der Nahrungsmittelpfad Wurzelgemüse den

grössten Beitrag liefert. Eine Ausnahme davon bildet der Fall "Schwache Sorption"

mit einer durch den Trinkwasserpfad dominierten maximalen Dosis von

237Np. Wie aufgrund der Sorptionsverhältnisse zu erwarten ist, führt hier der Fall

"Starke Sorption" zur höchsten Dosis, gefolgt vom Referenzfall und vom Fall

"Schwache Sorption". Die Summendosis des alternativen Modellansatzes "Trokkenklima"

im Engelbergertal liegt um etwa eine halbe Grössenordnung höher als

die Summendosis des Referenzfalls.


- 169 - NAGRA NTB 94-06

10 2

10 1

10°

.....

eil

~

!

!'I)

,::,1:1

.~

~

Q

10- 1 Schutzziel HSK I R-21! ! ! ~

---~------~------~--------------------

10- 2

10- 3

10-4

10- 5

10-6

i"L~~~~~~~~~~:r:

li : Rd _ SeS : Tro

u'u".

10-7~~~~~~~~~~~~~~~~~~-L~~--~~~

100 10 1 10 2 10 3 10 4

a) Abfallgruppe SMA-l

Zeit [al

102~~~~~~~~~~~~~~~~~~~~~--~~~

'ti

~

~

!

.~

~

Q

10°

10- 1

10- 2

10- 3

10-4

~~~~ß~~-~~_: ______ ~ _____________ ~ ____

10- 5

10-6

. .

:ir>'k,~::::-;:'=":':::::::': ::E::::~

i

i

10~~~~~~~~~~~~~~~~~~~~~~--~~~

100 10 1 10 2 10 3 10 4 lOS 10 6

b) Abfallgruppe SMA-4

Zeit [al

Fig. 4.3-6:

Einfluss des alternativen Modellansatzes "Trockenklima" und der

Fälle "Starke Sorption" bzw. "Schwache Sorption" auf die Summendosen

im Falle der Abfallgruppen SMA-1 und SM.Ä.-4 für eine

Nuklidfreisetzung in das Modellgebiet Engelbergertal. Die Rechnungen

basieren auf dem Referenzfall der Modellkette Nahfeld/­

Geosphäre. Legende: Ref - Referenzfall, Tro - "Trockenklima",

StS - "Starke Sorption", SeS - "Schwache Sorption"


NAGRA NTB 94-06 - 170 -

4.3.7 Schlussfolgerungen

Wie aufgrund der Erfahrungen aus früheren BiosphärenmodelIierungen erwartet

werden konnte, werden die berechneten Strahlendosen im wesentlichen durch

die folgenden Biosphärenparameter bestimmt:

Grässe des Modellgebiets

hydrologische Verhältnisse im Modellgebiet, insbesondere der oberflächennahe

Grundwasserfluss

Sorption der Radionuklide im Boden

Die Grässe des Modellgebietes bestimmt die Grösse der kritischen Bevölkerungsgruppe,

für welche die Dosen berechnet werden (vgl. z.B. BÖHRINGER et

al. , 1986). Unter Voraussetzung einer lokalen Selbstversorgung betragen die

entsprechenden Werte für den Standort Wellenberg:

Modellgebiet

Engelbergertal

Secklis Bach

Altzellen

Anzahl betroffener Personen

5.0· lOS

80

2.5.10 4

4

2.5.10 4 4

Würden die radiologischen Konsequenzen einer Nuklidfreisetzung für grässere

Modellgebiete berechnet, wären die Dosen aufgrund der grösseren Verdünnung

entsprechend niedriger.


- 171 - NAGRA NTB 94-06

5 ALTERNATIVE MODELLANSÄTZE UND ALTERNATIVE

SZENARIEN

In diesem Kapitel werden die Modelle für die alternativen Modellansätze zum

Referenz-Szenarium und die alternativen Szenarien behandelt. Zu diesem Zweck

werden die zugrundeliegenden konzeptuellen Modelle, die daraus resultierenden

mathematischen Gleichungen, die dazu gehörenden Parameter und die verwendeten

Rechencodes beschrieben. Weiter werden die zur Untersuchung zum

Systemverhalten durchgeführten Rechnungen diskutiert und die diesbezüglichen

Resultate interpretiert. Diese Interpretation dient unter anderem zur Festlegung

der in Kap. 6 dokumentierten zusätzlichen Rechenfälle (insb. Parametervariationen).

Die Auswahl der im nachfolgenden Kap. 6 betrachteten Fälle hängt ab von der

Bedeutung des Falls (Unterschied zu anderen Fällen), seiner Sensitivität und

seinem Realitätsgrad in bezug auf die mathematische Behandlung. Für einen

bestimmten Fall weroen in Kap. 6 keine zusätzlichen Resultate präsentiert, wenn

dieser Fall schon durch einen anderen adäquat abgedeckt wird oder wenn seine

Sensitivität klein ist. Bezüglich des Realitätsgrades wird folgendermassen

vorgegangen: Gewisse der alternativen Modellansätze können mit den heute

vorhandenen Modellen und/oder Daten nur mit einem ungenügenden Realitätsgrad

erfasst werden; diese Fälle werden mit (über-)konservativen Ansätzen

analysiert. Falls diese (über-)konservativen Analysen eine genügende Sicherheit

ergeben, wird auf weitere Parametervariationen in Kap. 6 verzichtet. Dies, weil

es für die (über-)konservativen abdeckenden Ansätze in der Regel weder

sinnvoll noch möglich ist, Parametervariationen durchzuführen, und weil anderersei

ts in Kap. 5 der grundsätzliche Nachweis abdeckend erbracht wurde, dass

dieser Fall die Sicherheit des Endlagers nicht in Frage stellt.

Dementsprechend liefern die hier dokumentierten Überlegungen die Grundlagen

für die Berechnungen zur Beurteilung des Gesamtsystems, deren Resultate in

Kap. 6 zusammengefasst werden.

5.1 Alternative Modellansätze

5.1.1 Kalkbankabfolgen

Als alternativer Modellansatz zum Transport der Radionuklide in den kataklastischen

Zonen wird im vorliegenden Abschnitt der Transport in geklüfteten

Kalken von Kalkbankabfolgen untersucht.

Geklüftete Kalke in Kalkbankabfolgen bilden trotz ihrer grossen horizontalen

Ausdehnung für sich kein verbundenes, wasserführendes System (vgl. Abschn.

4.2.2.1). Ihre Interferenz mit kataklastischen Zonen führt aber dazu, dass der

retentionswirksame Fliessweg innerhalb der kataklastischen Zonen stark reduziert

wird. Die kleine Fliessporosität der Klüftung, der beschränkte diffusionszugängliche

Porenraum der Kalksteinmatrix und das potentiell schlechtere


NAGRA NTB 94-06 - 172 -

Sorptionsverhalten vieler Radionuklide im kalkhaltigen Gestein sind Gründe

dafür, dass in der vorliegenden Analyse die Retardation der Radionuklide in den

Kalken konservativerweise vernachlässigt wird.

Das Konzept der Kalkbankabfolgen ist in Fig. 5.1-1 schematisch dargestellt. Die

durch intakte Mergelpartien isolierten Kalkboudins sind hier durch eine kataklastische

Zone hydraulisch verbunden und damit Bestandteil des Fliessweges. Das

Verhältnis von Mergel und Kalk innerhalb des Transportpfades variiert je nach

Fliessrichtung zwischen rund 20 % (Fliesspfad 1) und 80 % (Fliesspfad 3);

(NAGRA, 1993b).

Kataklastische Zone

Kalkboudin

Fliesspfad 3 Fliesspfad 2

Fig. 5.1-1:

Schematische Darstellung einer Kalkbankabfolge in hydraulischer

Verbindung mit einer kataklastischen Zone; die eingezeichneten

Fliesswege weisen unterschiedliche Mergel/Kalk-Verhältnisse auf

Falls die (wasserführenden) kataklastischen Zonen im gering durchlässigen

Endlagerbereich mit geklüfteten Kalkbankabfolgen interferieren, wird statt der

durch die Endlagerauslegung bestimmten, minimalen Transportdistanz von

100 m eine reduzierte retentionswirksame Fliessweglänge von 20 m angenommen.

Der alternative Modellansatz wird damit im Sinne einer reinen Parametervariation

der Fliessweglänge für kataklastische Zonen behandelt. Die übrigen

Eigenschaften der kataklastischen Zonen werden dabei unverändert beibehalten


- 173 - NAGRA NTB 94-06

bzw. im selben Wertebereich variiert. Es wird eine Freisetzung in das Biosphären-Modellgebiet

Engelbergertal angenommen.

Anhand der Resultate für die Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4 wird in Fig. 5.1-2

das Systemverhalten für den alternativen Modellansatz (geklüftete Kalke in

Kalkbankabfolgen) dargestellt. Wie die Darstellung zeigt, werden für den Ansatz

generell kleinere, aber doch ähnliche Barrierenwirkungen wie bei den Parametervariationen

zum Referenzfall erreicht. Für mehrfach konservative Annahmen

liegen die resultierenden Dosiswerte z. T. beim behördlichen Schutzziel, und das

System reagiert relativ empfindlich auf konservative Parametervariationen für

den alternativen Modellansatz.

Eine vollständige Resultatesübersicht für den alternativen Modellansatz (Basisfall

und Parametervariationen zum System der geklüfteten Kalke in Kalkbankabfolgen)

ist in Abschn. 6.3.1 (Tab. 6.3-1) zusammengestellt.

Referenzfall inld.

Parametervariationen

i~ilijll~IIIIIIII!IIIIIIIIIIIII!I!III!I!lllli!lllllll!1111111111

(==========JI.

Kalkbankabfolgen"

"Geldüftete Kalke in

10- 7 1 lcr 2 10- 1

_~~~

SMA-l SMA-2 SMA-3 SMA-4 Referenz-/BaSisfall

Maximale Dosis [mSv/a]

I

102

Fig.5.1-2:

Bandbreite der maximalen Summendosen für den alternativen Modellansatz

der geklüfteten Kalke in Kalkbankabfolgen (Basisfall und

Parametervariationen) und Vergleich mit dem Referenzfall (inkl.

Parametervariationen)


NAGRA NTB 94-06 - 174 -

5.1.2 Gasinduzierte Nuklidfreisetzung aus dem Nahfeld

Nach dem Verschluss des Endlagers führen verschiedene chemische Prozesse zur

Produktion von Gasen (vgl. Abschn. 2.3.2.3). Die wesentlichen Beiträge stammen

von der Metallkorrosion und vom Abbau organischer Stoffe, aber auch die Radiolyse

führt zur Produktion von kleineren Gasmengen. Schon vereinfachte

Rechnungen zeigen, dass die berechneten Gasbildungsraten zu hoch sind, um

das produzierte Gas diffusiv oder advektiv in gelöster Form abzuführen. Es wird

sich deshalb eine Gasphase ausbilden; d. h. es entsteht ein Zweiphasen-System,

in welchem während der Gasproduktion unter Bildung eines mehr oder weniger

grossen Überdruckes Porenwasser durch die Gasphase verdrängt wird.

Für die Verdrängung von Nahfeld-Porenwasser sind zwei Mechanismen zu

unterscheiden (vgl. Fig. 5.1-3):

Einerseits wird Wasser aus dem Verfüllmaterial verdrängt, wenn sich die bei

den Abfällen gebildete Gasphase einen Weg (d. h. einen kontinuierlichen

Gaspfad) aufwärts zum First der Kavernen und in die Auflockerungszone

schafft. Dieser Mechanismus wird je nach Eigenschaften des Verfüllmaterials

zu einer Verdrängung eines mehr oder weniger grossen Teils des frei beweglichen

Nahfeld-Porenwassers führen.

Andererseits kann die in der Auflockerungszone gebildete Gasblase nach

unten wachsen und so weiteres N ahfeld-Porenwasser verdrängen. Dieser

letztgenannte Prozess findet nur in untergeordnetem Ausrnass statt, falls das

Gas ohne grossen Widerstand aus der Auflockerungszone in die Geosphäre

entweichen kann.

Bei der Nuklidfreisetzung ist zu berücksichtigen, mit welcher Nuklidkonzentration

das verdrängte Porenwasser belastet ist. Dies hängt davon ab, ob

die Verdrängung des Porenwassers (im Verfüllmaterial) stattfindet, bevor

die Radionuklide aus den Abfallgebinden in das Porenwasser des Verfüllmaterials

diffundieren, oder ob

die Verdrängung des Porenwassers (im Verfüllmaterial) stattfindet, nachdem

die Radionuklide in signifikaten Mengen aus den Abfallgebinden in das

Porenwasser des Verfüllmaterials diffundiert sind.

Die Kontamination des verdrängten Porenwassers hängt ferner stark ab vom

abfallspezifischen Sorptionsverhalten der Radionuklide im Nahfeld, d. h. von der

Fraktionierung in eine mobile und immobile Phase.

Da die Behälterhülle der Abfallgebinde eine wichtige Quelle der Gasbildung

darstellt, erscheint es durchaus plausibel, dass die Porenwasserverdrängung vor

der Kontaminierung des Porenwassers stattfindet (vgl. dazu auch MORENO &

NERETNIEKS, 1985).


- 175 -

NAGRA NTB 94-06

Gasblase

aufsteigendes Gas

Wasserverdrängung

durch wachsende

Gasblase

Fig. 5.1-3:

Auswirkung der Gasbildung im Endlager SMA (schematisch); der

linke Teil der Darstellung zeigt den Beginn der Gasbildung, wo

Porenwasser zur Bildung von kontinuierlichen bis in den Kavernenfirst

reichenden Gaskanälen verdrängt wird; der rechte Teil

bezieht sich auf den späteren Zeitpunkt, in welchem infolge des

Wachsens der Gasblase Nahfeld-Porenwasser durch die Kavernenbasis

ausgepresst wird.

Die oben beschriebenen Überlegungen zeigen, dass für die gasinduzierte

Nuklidfreisetzung aus dem Nahfeld die folgenden zwei Aspekte massgebend

sind:

Menge an ausgepresstem Porenwasser

Kontamination des ausgepressten Porenwassers

Zur Quantifizierung der Wasser- und Gasflüsse sowie zur Abschätzung der zu

erwartenden Drücke bei der Freisetzung von Gas aus dem Endlager wurden

Modellrechnungen durchgeführt (SENGER et al. , 1993; MAYER et al. , in

Vorbereitung). Sie zeigen, dass die durch die Gasbildung induzierte Freisetzung

von Nahfeld-Porenwasser stark von den Materialeigenschaften des porösen

Verfüllmaterials und den Eigenschaften des umgebenden Wirtgesteins (Auflockerungszone

bzw. intaktes Wirtgestein) sowie vom Sättigungsgrad des Nahfeldes

(zum Zeitpunkt des Beginns der Gasbildung) abhängt. Je nach Annahmen wird

praktisch kein Wasser verdrängt, oder es wird praktisch alles mobile Wasser

verdrängt. Die durchgeführten Rechnungen zeigen, dass eine Verdrängungsdauer

im Bereich von einigen zehn bis einigen hundert Jahren plausibel ist.


NAGRA NTB 94-06 - 176 -

Zum heutigen Zeitpunkt lassen sich bzgl. der Kontamination des verdrängten

Porenwassers keine abschliessenden Aussagen. machen. Einerseits erscheint es

gemäss den vorher aufgeführten Überlegungen plausibel, dass das verdrängte

Porenwasser nicht bzw. sehr schwach kontaminiert ist; andererseits lässt sich mit

den heute vorhandenen Informationen nicht ausschliessen, dass doch eine

signifikante Kontamination vorliegen könnte.

Rechenfall

Systemparameter

günstige

Variante

Basisfall

ungünstige

Variante

(hypothetisch)

relativer Anteil des gasinduziert

mobilisierten N ahfeld-Porenwassers

Kontaminationsgrad des Nahfeld-

Porenwassers

0.05 0.2 1

0.2 0.5 1

relativer Anteil des mobilen

Aktivitätsinventars, welcher 0.01 0.1 1

gasinduziert freigesetzt wird 1)

Dauer der gasinduzierten

Freisetzung [al

10 100 100

1) wird aus dem relativen Anteil des mobilisierten Nahfeld-Porenwassers und dem Kontaminationsgrad

berechnet

Tab. 5.1-1:

Festlegung der Rechenfälle (Modellparameter) für die Berechnung

der gasinduzierten Nuklidfreisetzung aus dem Nahfeld

Im Referenz-Modellansatz wird deshalb davon ausgegangen, dass die Gasbildung

zu keiner signifikanten Nuklidfreisetzung führt (vgl. Kap. 4.1). Für den Modellansatz

der gasinduzierten Nuklidfreisetzung wird jedoch alternativ - basierend

auf den oben aufgeführten Überlegungen - die in Tab. 5.1-1" dargestellte grosse

Bandbrei te von Parameterwerten angenommen, welche den relativen Anteil an

freigesetztem Nahfeld-Porenwasser, den Kontaminationsgrad des Porenwassers

und die Zeitdauer der Freisetzung festlegen~ Mit diesen Grössen ist die gasinduzierte

Nuklidfreisetzung aus dem Nahfeld vereinfacht, aber vollständig festlegt.

Für die ModelIierung des Transports der aus dem Nahfeld freigesetzten Nuklide

durch die Geosphäre wurden die beiden Fälle

Fliessweg entlang kataklastischen Zonen über eine Länge von 100 m,

Transmissivität der wasserführenden Systeme 10- 9 m 2 /s in Verbindung

mit einern Reduktionsfaktor für die Sorption der Abfallgruppen SMA-2

bis SMA-4 von FR = 100 (Basisfall)


- 177 - NAGRA NTB 94-06

Fliessweg entlang Kalkbankabfolgen (d. h. Transportdistanz in kataklastischen

Zonen 20 m), Transmissivität der wasserführenden Systeme

10- 8 m 2 /s (als konservative Variante) in Verbindung mit einem Reduktionsfaktor

für die Sorption der Abfallgruppen SMA-2 bis SMA-4 von

FR = 100

in Kombination mit einer Freisetzung ins Biosphären-Modellgebiet des Engelbergertals

zugrunde gelegt.

Referenzfall inld.

Parametervariationen

Kalkbankabfolgen/

Parametervariationen

10- 7 1 10- 3 10- 2 10- 1

_~~~

SMA-l SMA-2 SMA-3 SMA-4 Referenz-/Basisfall

Maximale Dosis [mSv/a]

I

102

Fig.5.1-4:

Bandbreite der maximalen Summendosen für den alternativen

Modellansatz einer gasinduzierten Nuklidfreisetzung (Basisfall und

Parametervariationen) und Vergleich mit dem Referenzfall (inkl.

Parametervariationen )

Das Systemverhalten für den alternativen 'Modellansatz einer gasinduzierten

Nuklidfreisetzung wurde anhand der in Tab. 5.1-1 festgelegten Rechenfälle und

in Kombination mit den oben aufgeführten Bedingungen für den Geosphärentransport

eingehend untersucht. Die Resultate für die Abfallgruppen SMA-1

bis SMA-4 sind in Fig. 5.1-4 dargestellt. Wie der Darstellung entnommen werden

kann, resultieren für die meisten Rechenfälle ähnliche Summendosen wie bei

den Parametervariationen zum Referenzfall. Eine vollständige Resultatsübersicht

ist in Abschn. 6.3.2 (Tab. 6.3-2) gegeben.


NAGRA NTB 94-06 - 178 -

5.1.3 Nahfeldkolloide

Kolloide im Nahfeld können aus Betonkomponenten, Metallen und Abfallkomponenten

gebildet werden und können durch ihre Wechselwirkung mit Radionukliden

die Transportmechanismen im Nahfeld beeinflussen (vgl. Abschn. 2.3.2.2).

Im vorliegenden Abschnitt wird das alternative Modellkonzept für die Freisetzung

von Radionukliden aus den Endlagerkavernen unter Berücksichtigung von

Nahfeldkolloiden beschrieben. Abschn. 5.1.3 ergänzt daher Kap. 4.1, in dem die

Freisetzung von Radionukliden ohne Berücksichtigung von Nahfeldkolloiden beschrieben

wurde.

Das Modellkonzept für den durch Nahfeldkolloide beeinflussten Transport von

Radionukliden wird so einfach wie möglich gehalten. Ziel ist es, mit konservativen

Vereinfachungen die Auswirkungen von Nahfeldkolloiden auf die Nuklidfreisetzung

aus den Endlagerkavernen abdeckend zu beschreiben. Dabei wird

aufgrund der unvollständigen Datenlage auf die Berücksichtigung gewisser

Prozesse verzichtet, die sich positiv auf die Endlagersicherheit auswirken können

(z. B. Kolloiddestabilisierung und Kolloidfiltration im Nahfeld bzw. in der

Geosphäre ).

5.1.3.1 Vereinfachtes Modellkonzept

Das Modellkonzept für den kolloidal beeinflussten Radionuklidtransport im

Nahfeld beinhaltet die Mobilisierung der Radionuklide in den Abfallgebinden,

den Transport der Radionuklide durch die technischen Barrieren der Endlagerkavernen

und die Freisetzung in das angrenzende Wirtgestein. Dabei wird

gleichzeitig der Transport von gelösten und auf mobilen Kolloiden sorbierten

Radionukliden beschrieben.

Das Modellkonzept basiert auf folgenden Annahmen, die möglichst analog zu

den entsprechenden Annahmen für den Transport von gelösten Radionukliden

im Nahfeld gewählt wurden (vgl. Abschn. 4.1.2):

Um zu berücksichtigen, dass die Radionuklide nicht nur auf der Festphase,

sondern auch auf Kolloiden sorbieren, wird angenommen, dass sich die

Radionuklide bei ihrer Mobilisierung zwischen der festen, der kolloidalen

und der flüssigen Phase verteilen. Die Verteilung wird für alle Zeiten als

linear angenommen und durch elementspezifische Verteilungskoeffizienten

quantifiziert. In den Modellrechnungen wird zusätzlich zur Zeit t = 0 eine

homogene Verteilung der Aktivität im Containerinneren angenommen. Eine

Begrenzung der Nuklidkonzentration in der flüssigen Phase (Löslichkeiten)

oder auf der kolloidalen Phase (Sorptionskapazität) bleibt konservativerweise

unberücksichtigt.


- 179 - NAGRA NTB 94-06

Die Radionuklide werden gelöst oder auf mobilen Kolloiden sorbiert durch

die technischen Barrieren der Endlagerkavernen transportiert. Dabei werden

zwei Fälle unterschieden:

Fall 1:

Fall 2:

Die Sorption der Radionuklide auf den Kolloiden ist reversibel. Die

Nuklidverteilung zwischen der festen, der kolloidalen und der

flüssigen Phase befindet sich im Gleichgewicht. Die Verteilung wird

als linear und reversibel angenommen und lässt sich durch elementspezifische

Verteilungskoeffizienten beschreiben. Fall 1 stellt den

Basisfall des alternativen Modellansatzes mit Berücksichtigung von

Nahfeldkolloiden dar.

Die Nuklidsorption an den Kolloiden ist irreversibel, d. h. während

des Transports ist die Desorption der Radionuklide von der kolloidalen

Phase unterbunden.

Bei ihrem Transport in den Endlagerkavernen werden Kolloide weder an

der Festphase sorbiert noch in den Porenräumen filtriert. Dies stellt eine

konservative Annahme dar.

Die Kolloidkonzentration in den Endlagerkavernen w'ird als räumlich und

zeitlich konstant angenommen, d. h. die Kolloide werden in gleichem Masse

neu gebildet wie sie aus den Endlagerkavernen in das angrenzende Wirtgestein

übertreten.

Die Advektionsgeschwindigkeiten der Kolloide und der gelösten Stoffe

werden als identisch angenommen.

5.1.3.2 Auswirkungen von Nahfeldkolloiden auf den Geosphärentransport

Auch bei der Untersuchung der Auswirkungen von Nahfeldkolloiden auf den

Nuklidtransport in der Geosphäre muss zwischen einer reversiblen und einer

irreversiblen Nuklidsorption auf Nahfeldkolloiden unterschieden werden (vgl.

auch Abschn. 2.4.8).

Ist die Nuklidsorption auf Kolloiden reversibel, so bleiben die Nuklidtransportmechanismen

in der Geosphäre unbeeinflusst, wenn die Konzentration von

Nahfeldkolloiden genügend klein ist (Kriterium gemäss Abschn. 5.1.4: XKc < < 1,

was für realistische Annahmen zutrifft).

Unter der Annahme einer irreversiblen Nuklidsorption auf Nahfeldkolloiden

sind je nach Stabilität der Nahfeldkolloide in der Geosphäre drei Fälle zu

unterscheiden:


NAGRA NTB 94-06 - 180 -

a) Werden die Nahfeldkolloide beim Übergang vom Nahfeld in die Geosphäre

aufgrund veränderter chemischer Verhältnisse aufgelöst, so gehen die dabei

freigesetzten Nuklide in Lösung über. In diesem Fall sind die konzeptuellen

Überlegungen zum Geosphärentransport identisch mit denjenigen für den

Referenzfall.

b) Falls die Radionuklide irreversibel auf den Nahfeldkolloiden fixiert bleiben

und die Kolloide ausfiltriert werden, ergibt sich eine bessere Barrierenwirkung

als für den Referenzfall. Diese Möglichkeit wird nicht weiter betrachtet.

c) Sind die Nahfeldkolloide auch in der Geosphäre stabil und werden sie dort

nicht filtriert, so werden die irreversibel sorbierten Nuklide ohne Retardation

durch die Geosphäre transportiert. Dieser Fall wird durch den robusten

Ansatz abgedeckt (siehe Tab. 5.1-2).

5.1.3.3 Mathematisches Modell

Analog zu Kap. 4.1. lässt sich der Transport von mobilen (gelösten und auf

Kolloiden sorbierten) Radionukliden durch die Advektions-/Dispersions-/Diffusionsgleichung

(GI. 4.1-2) beschreiben.

Im Containerinneren wird als Anfangsbedingung eine räumlich homogene

Nuklidverteilung angenommen. Die Nuklidverteilung zwischen fester, gelöster

und kolloidaler Phase wird in beiden Fällen 1 und 2 durch einen nuklidspezifischen

Koeffizienten Reff,i beschrieben. Reff,i ist gleich dem Verhältnis aus

Gesamt- zu mobilem Inventar (im Porenwasser gelöst und auf Kolloiden sorbiert)

des betrachteten Nuklids i und lautet:

mit

K d

,

,I

(GI. 5.1-1)

1 + XK .

C,I

Reff';

mz

E

K d

,

,1

x

Verhältnis aus Gesamt- zu mobilem Inventar des Nuklids i [-]

Masse an Zementstein pro Volumeneinheit [kg/m 3 ]

Porosität [-]

Verteilungskoeffizient des Nuklids i zwischen der festen und der

flüssigen Phase [m 3 /kg]

Verteilungskoeffizient des Nuklids i zwischen der kolloidalen und

der flüssigen Phase [m 3 /kg]

Kolloidkonzentration im Porenwasser [kg/m 3 ]

Die Parameter m z und E beziehen sich auf das Containerinnere.


- 181 - NAGRA NTB 94-06

Die in GI. 4.1-2 auftretenden Grössen D (effektiver Diffusionstensor) und V

o

(Darcy-Geschwindigkeit) bleiben näherungsweise unverändert. Dabei wurde vorausgesetzt,

dass die Dispersionlängen von gelösten Radionukliden und Kolloiden

identisch sind.

Für den Transport ausserhalb des Containerinneren müssen die Fälle mit

reversibler bzw. irreversibler Nuklidsorption an Kolloiden gesondert betrachtet

werden.

Fall 1:

Fall 2:

Sorbieren die Radionuklide reversibel an Kolloiden, so ist GI. 5.1-1

für alle hydraulischen Einheiten der Endlagerkaverne und des

angrenzenden Wirtgesteins gültig. Reff i kommt in diesem Falle die

Rolle eines effektiven Retentionsfaktors zu.

Falls die Radionuklide irreversibel an Kolloiden sorbieren, so findet

der Transport der auf Kolloiden sorbierten Radionuklide ohne

Retardation statt. Ferner wird konservativ angenommen, dass auch

die anfangs gelösten Radionuklide an Kolloiden sorbieren, so dass

der Transport der mobilen Nuklide gänzlich ohne Retardation

modelliert wird.

5.1.3.4 Modellparameter

Die meisten der für die Berechnungen der kolloidal beeinflussten Freisetzungsraten

verwendeten Nahfeld-Modellparameter sind in Tab. 4.1-2 (realistischer

Fall) im Kap. 4.1 zusammengefasst und diskutiert. Die Verteilungskoeffizienten

K d i der Nuklide im Nahfeld können der Tab. 2.2-2 und das Nuklidinventar der

Tab. 2.2-8 entnommen werden.

Die kolloidspezifischen Modellparameter sind im Abschn. 2.3.2.2 diskutiert. Für

die Modellrechnungen wird eine Kolloidkonzentration im Nahfeld von 1 ppm

(10- 3 kg Kolloide pro m 3 Porenwasser) angenommen. Für die Verteilungskoeffizienten

~,i zwischen kolloidaler und flüssiger Phase wird ang~nommen, dass sie

sich mittels eines Skalierungsfaktors Sc aus den Verteilungskoeffizienten ~ i

zwischen der festen und der flüssigen Phase bestimmen lassen. Dabei werden

zwei Werte für den Skalierungsfaktor verwendet: Sc = 100 als realistischkonservativer

Wert bzw. Sc = 1'000 als konservativer Wert.

5.1.3.5 Resultate

Im Falle einer reversiblen Nuklidsorption an Kolloiden (Fall 1) kann der

Einfluss der Nahfeldkolloide im gesamten Endlager durch einen effektiven

Retentionsfaktor Reff,i beschrieben werden (GI. 5.1-1), der von den Materialeigenschaften

der verschiedenen hydraulischen Einheiten des Nahfelds abhängt.

Fig. 5.1-5 zeigt für mz = 1'350 kg/m 3 , E = 0.25 und für die Skalierungsfaktoren

Sc = 100 und 1'000 die Abhängigkeit des Verhältnisses ReffJR i von der Kolloid-

,


NAGRA NTB 94-06 - 182 -

konzentration X und vom Kd-Wert, wobei R j den von Kolloiden unbeeinflussten

Retentionsfaktor des Nuklids i bezeichnet (vgl. GI. 4.1-4). Fig. 5.1-5 zeigt, dass

der effektive Retentionsfaktor Reff,i bei einer Kolloidkonzentration von 1 ppm

(10- 3 kg/m 3 ) und einem Skalierungsfaktor von 100 bzw. 1'000 um maximal 30 %

bzw. einen Faktor 6 kleiner ist als der durch Kolloide unbeeinflusste Retentionsfaktor

R i . Dieser maximale Einfluss betrifft nur die Actiniden aus der Abfallgruppe

SMA-1, die als einzige sicherheitsrelevante Nuklide einen ~-Wert von

5 m 3 /kg aufweisen. In allen anderen Fällen (Nuklide mit K d -Wert ~ 1 m 3 /kg,

Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4) ist der effektive Retentionsfaktor bei einer

Kolloidkonzentration von 1 ppm und einem Skalierungsfaktor von 100 bzw. 1'000

im Vergleich mit dem von Kolloiden unbeeinflussten Retentionsfaktor um höchstens

10 % bzw. einen Faktor 2 kleiner. Dementsprechend klein sind auch die

Auswirkungen auf die Nuklidfreisetzung aus dem Nahfeld (vgl. Fig. 5.1-6).

Fig. 5.1-6 zeigt die fraktionale Freisetzungsrate aus dem Nahfeld, die sich im

Falle einer reversiblen Nuklidsorption an Kolloiden (Fall 1) für eine hydraulische

Durchlässigkeit des Wirtgesteins von 10- 11 m/s ergibt. Sie resultiert gemäss

GI. 5.1-1, die im Falle 1 in allen hydraulischen Einheiten des Nahfelds gültig ist,

näherungsweise aus einer Skalierung der kolloidal unbeeinflussten fraktionalen

Freisetzungskurve um 10 % auf der Zeitachse in Richtung früherer Zeiten und

um 10 % auf der Ordinatenachse zu höheren Freisetzungsraten. Dabei wurde

ein Kd-Wert von 1 m 3 /kg, ein Skalierungsfaktor der Kd-Werte von 100, eine

Kolloidkonzentration von 1 ppm sowie die von den Materialeigenschaften der

hydraulischen Einheiten abhängende Zementmasse m z und Porosität E aus

Tab. 4.1-2 verwendet.

101~----~------~----~------~----~------~----~

.. :.:::.::::::::::::::!:::::::::::::::::::::::::::::::::::::::::::::::::r:::::::::::::::::::::::j:::::::::::::::::::::::T:::::::::::::::::::::::(::::::::::::::::::::::

J~c-l~i,itt

--------- j Sc - 1000 : j : j j K d

[m3/kg]

...................... j ........................ ! ................ ···· .. ··r····· .. ·· .. ·

.. ·· .. ·· ..·r· ..·..·..·....·..·..·..(..·..·..·.. ··· ........).......................

::c

10- 2 L--____ ---'--_____ ~ ____ --'--____ L...-.. __ --'----'-____ "---___ ---J

1~ w~ 1~ 1~ 10"

Fig. 5.1-5:

Einfluss der Nahfeldkolloide auf den effektiven Retentionsfaktor

für m z = 1'350 kg/m 3 und E = 0.25 (weitere Erklärungen im Text)


- 183 - NAGRA NTB 94-06

Auch für den Fall einer irreversiblen Nuklidsorption an Nahfeldkolloiden

wurden Modellrechnungen zum Einfluss der Kolloide auf die fraktionalen

Freisetzungsraten durchgeführt. Fig. 5.1-6 zeigt den Vergleich der von Kolloiden

unbeeinflussten fraktionalen Freisetzungsrate mit der fraktionalen Freisetzungsrate

unter Berücksichtigung einer irreversiblen Nuklidsorption an Kolloiden (Fall

2) für einen ~-Wert von 1 m 3 /kg und eine hydraulische Durchlässigkeit des

Wirtgesteins von 10- 11 m/s. Bei der Berechnung der letzteren Kurve mittels

SEFfRAN wurde für den Koeffizienten Reff i des Verhältnisses von Gesamt- zu

mobilem Nuklidinventar gemäss GI. 5.1-1 angenommen, dass für das Containerinnere

ein ~-Wert von 1 m 3 /kg, eine Kolloidkonzentration von 1 ppm und ein

Skalierungsfaktor von 100 gelte; in allen anderen hydraulischen Einheiten des

Nahfelds wurde der Retentionsfaktor gleich 1 gesetzt.

10- 2

10 3 . .

"~~~j"'1

~ 10-4

-=.. TI"I':

b/)

lOS

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.~

~

10~

rt

1 lÖ'

~ //~~---------r---------T----- ---l-------~:~r~:~:~:--J,

~

/:

rt 10- 8 ~ ,.. : 1 m 3 /kg ;

..................:........./. ........ ~ ....................;....................:.............., ...:.; .................... ~ ....................:.......:'\........

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: I : : ! : : : \ •

I :: ::: \

: J :: :' i \

:1 : : \

: ; ; : \

1010L---~----~----~--~~----~----~----~--~

10° 10 1 10 2 10 3 10 4 10 5 10 6 10' 10 8

Zeit [al

ohne Kolloide

• _ R_' ___ .,

Fall 1 --------_. Fall 2

Fig. 5.1-6:

Einfluss der Nahfeldkolloide auf die fraktionalen Freisetzungskurven

für eine hydraulische Durchlässigkeit von 10- 11 m/s (weitere

Erklärungen im Text)

Fig 5.1-6 macht den Einfluss des unretardierten Nuklidtransports in den Nahfeld­

Barrieren deutlich: Die durch eine irreversible Nuklidsorption an Kolloiden

beeinflusste fraktionale Freisetzung aus dem Nahfeld beginnt bereits nach etwa

10 Jahren und erreicht ihr Maximum nach 100 Jahren, während die kolloidal

unbeeinflusste fraktionale Freisetzung erst nach ca. 5'000 Jahren beginnt und ihr

Maximum nach mehr als lOS Jahren erreicht. Die Maxima beider Kurven unterscheiden

sich um etwa einen Faktor 2.


NAGRA NTB 94-06 - 184 -

Mit dem Ziel, die Ungewissheiten bzgl. des Ausmasses der Sorption an der

Festphase abzudecken, wurden zusätzliche Modellrechnungen durchgeführt, bei

denen die Sorption der Radionuklide auf der Festphase völlig vernachlässigt

wurde. Sie basieren auf der extrem konservativen Modellvorstellung, dass alle

Nuklide im Nahfeld auf Kolloiden sorbiert sind und ohne Retardation freigesetzt

werden. Entsprechend wird in Fig. 5.1-6 zusätzlich eine fraktionale Freisetzungskurve

mit Ku = 0 gezeigt. Wie aus Fig. 5.1-6 ersichtlich ist, liegt diese Freisetzungskurve

für die benutzten Parameterwerte um mehr als drei Grössenordnungen

über den realistischen Kurven zur kolloidal beeinflussten Freisetzung.

Für diese hypothetische Annahme bzgl. Kolloiden wurden für alle Nuklide

unabhängig von ihrer Abfallzugehörigkeit die Dosisraten unter der Annahme

einer Wirtgesteins-Durchlässigkeit von 10- 11 m/s und einer hypothetischen

direkten Nuklidfreisetzung in das Biosphären-Modellgebiet Engelbergertal

berechnet. Die Maximalwerte sind in Tab. 5.1-2 zusammengestellt, wo zum

Vergleich die Dosisraten für ein Nahfeld mit- dem Referenz-Datensatz und einer

hypothetischen direkten Freisetzung in das Modellgebiet Engelbergertal aufgeführt

sind. Die Dosisraten für die Modellrechnungen ohne Sorption im Nahfeld

liegen für alle Abfallgruppen unterhalb des Schutzziels von 0.1 mSv I a.

Maximale Summendosis

Ab fall-

[mSv/a]

gruppe Nahfeld Nahfeld

mit Sorption ohne Sorption 2 )

Dominierende Nuklidei)

SMA-1 1.5 ·10-4 8.8.10- 2 63Ni, 226Ra, 210Pb

SMA-2 1.8.10- 3 8.1.10- 3 239pU, 241Am, 14C

SMA-3 2.8·10-4 1.3.10- 2 241 Am, 240pu, 239pu, 90Sr

SWtA-4 - 5.9.10- 2 241 Am, 239pu, 240pu, 237N P

1) Fall eines Nahfelds ohne Sorption

2) abdeckend für den Fall, dass alle Nuklide irreversibel auf Kolloiden sorbieren und diese eine

uneingeschränkte Mobilität aufweisen

Tab. 5.1-2:

Maximale Summendosen für die Abfallgruppen SMA-l bis SMA-4:

Rechenfälle mit und ohne Nahfeld-Sorption für eine Wirtgesteins­

Durchlässigkeit von 10- 11 mls und bei einer hypothetischen direkten

Freisetzung von Radionukliden in das Biosphären-Modellgebiet

Engelbergertal (weitere Erklärungen im Text)

Diese extrem konservativen Modellrechnungen sind abdeckend für die kolloidal

beeinflussten Nuklidfreisetzungsszenarien des Grundwasserpfads, auch wenn

extreme Kolloidkonzentrationen und Sorptionseigenschaften der Nuklide auf

Kolloiden angenommen werden.


- 185 - NAGRA NTB 94-06

5.1.3.6 Schlussfolgerungen

Aus den Resultaten der Modellrechnungen zum alternativen Modellansatz mit

Berücksichtigung von Nahfeldkolloiden ergibt sich für den Fall mit reversibler

Sorption auf Kolloiden (Fall 1, Basisfall) die Schlussfolgerung, dass die Kolloide

für die angenommenen Sorptionseigenschaften und Kolloidkonzentration die

N ahfeldfreisetzung nur in unbedeutendem Masse beeinflussen. Auch für den

anschliessenden Geosphärentransport sind die Kolloide von untergeordneter

Bedeutung.

Im Falle einer irreversiblen Sorption auf Kolloiden (Fall 2) ergeben sich für die

konservative Annahme einer vernachlässigten Kolloidfiltration folgende Schlussfolgerungen:

Für eine irreversible Sorption von Radionukliden auf Kolloiden erfolgt die

Freisetzung der Radionuklide aus den Endlagerkavernen zu einem früheren

Zeitpunkt. Falls bei der Nuklidmobilisierung im Containerinneren auch auf der

Festphase eine signifikante Sorption stattfindet, werden kolloidal beeinflusste

fraktionale Freisetzungsraten in der gleichen Grössenordnung wie im Referenzfall

erwartet. Für den Fall, dass auch bei der Nuklidmobilisierung im Containerinneren

- und damit in allen hydraulischen Einheiten des Nahfelds - keine

Sorption an der Festphase stattfindet, wurden zusätzliche Modellrechnungen

durchgeführt, welche höhere fraktionale Freisetzungsraten ergeben. Die Dosisraten

liegen aber auch für diese extrem konservativen Modellannahmen, bei denen

zusätzlich unterstellt wird, dass die Radionuklide in der Geosphäre nicht

retardiert werden, im Bereich des Schutzziels.

Da die fraktionalen Freisetzungsraten im Basisfall (reversible Sorption) nicht

wesentlich über den fraktionalen Freisetzungsraten des Referenzfalls liegen und

da ausserdem gezeigt wurde, dass die Dosisraten selbst unter extrem konservativen

Annahmen im Bereich des Schutzziels liegen, werden für den alternativen

Modellansatz mit Berücksichtigung von Nahfeldkolloiden zur Gesamtbeurteilung

des Endlagers am Standort Wellenberg in Kap. 6 keine zusätzlichen Rechnungen

durchgeführt.

5.1.4 Geosphärenkolloide

Während in Abschn. 2.4.8 die möglichen Auswirkungen von Kolloiden in der

Geosphäre auf den Nuklidtransport kurz diskutiert werden, erfolgt im vorliegenden

Abschnitt die modellmässige Umsetzung des Einflusses von Kolloiden

auf den Geosphärentransport. Dieser alternative Modellansatz unterscheidet sich

vom Referenzfall nur durch die Präsenz einer Population von Geosphärenkolloiden

und die dadurch zusätzlich zur festen Phase (kataklastische Zone) vorhandene

kolloidale Phase für die Nuklidsorption.

Aufgrund der Grösse und der Ladung der Kolloide ist mit einer Abnahme der

Barrierenwirkung der Geosphäre zu rechnen, da angenommen wird, dass die auf


NAGRA NTB 94-06 - 186 -

den Kolloiden sorbierten Nuklide nicht in die Poren der Matrix hineindiffundieren

und nur noch vermindert an der Festphase sorbieren können.

5.1.4.1 Konzeptuelles Modell

Wie SMITH (1993) gezeigt hat, kann das in Kap. 4.2 diskutierte Geosphärentransportmodell

erweitert werden, um die reversible Sorption von Nukliden auf

Kolloiden und den damit verbundenen Nuklidtransport in der Geosphäre zu

berücksichtigen. Die im erweiterten Transportmodell berücksichtigten Prozesse

gehen von folgenden Modellannahmen aus:

Die natürlich im Grundwasser vorkommenden Kolloide sind in ihrer Konzentration

(Kolloidmasse pro Volumeneinheit des Grundwassers) zeitlich

und räumlich konstant, d. h., es besteht ein Gleichgewicht zwischen Kolloidverlust

(durch Filtration, Auflösung, Koagulation) und Kolloidneubildung.

Kolloide werden im Modell advektiv, dispersiv und diffusiv transportiert. Die

effektiven Geschwindigkeiten von Kolloiden und gelösten Stoffen werden

dabei gleich gesetzt.

Es wird angenommen, dass die Kolloide wegen ihrer Grösse und ihrer

Ladung nicht in die Poren der Gesteinsmatrix hineindiffundieren können.

Bei ihrem Transport in der Geosphäre werden Kolloide weder an der

Festphase sorbiert noch in den Porenräumen destabilisiert (Filtration,

Ausfällung). Dies stellt eine weitere überaus konservative Annahme dar.

Radionuklide sorbieren auf den Kolloiden und werden mit diesen abtransportiert,

wobei eine lineare und reversible Sorption angenommen wird.

5.1.4.2 Mathematisches Modell

Um den Einfluss von Kolloiden in der Geosphäre auf den Nuklidtransport mit

dem in Kap. 4.2 beschriebenen Modell (GI. 4.2-1 bis 4.2-7) beschreiben zu

können, müssen einige Modellparameter modifiziert werden. Der effektive

Retentionsfaktor Re, die effektive hydraulische Geschwindigkeit v e und der

Dispersionskoeffizient D p werden durch die modifizierten Grössen R' e, v' e und

D' p ersetzt. GI. 4.2-2 beschreibt den Transport der Radionuklide in der Matrix

und bleibt unverändert, weil angenommen wird, dass die Kolloide nicht in die

Gesteinsmatrix hineindiffundieren. Der Einfluss der Geosphärenkolloide auf die

Nuklidfreisetzung aus dem Nahfeld (Quellterm für die Geosphären-Transportrechnungen)

wird vernachlässigt.

Die modifizierten Parameter R' f' v' fund D' p werden durch die folgenden

Ausdrücke definiert (vgl. auch SMITH, 1993):


- 187 - NAGRA NTB 94-06

R' = R + vK

'f 'f ,.. c

(GI. 5.1-2)

(GI. 5.1-3)

mit

Ri, R f

effektiver Retentionsfaktor mit bzw. ohne Einfluss von Kolloiden [-]

vi, V f

effektive Geschwindigkeit mit bzw. ohne Einfluss von Kolloiden [m/s]

D~ , D p

Dispersionkoeffizient mit bzw. ohne Einfluss von Kolloiden [m 2 /s]

X Kolloidkonzentration im Grundwasser [kg/m 3 ]

K c

nuklidspezifischer Verteilungskoeffizient zwischen der kolloidalen und

der flüssigen Phase [m 3 /kg]

Obschon das hier beschriebene Modell eine starke Vereinfachung des komplexen

Problemkreises des Kolloidtransportes darstellt, erlaubt es bei geeigneter

Festlegung der Parameter eine konservative Abschätzung der Auswirkung von

Kolloiden auf das Transportverhalten der Radionuklide. Um abschätzen zu

können, unter welchen Bedingungen die Wirkung der Geosphärentransportbarriere

beeinträchtigt wird, hat SMITH (1993) basierend auf den obigen

Gleichungen für das Mengenverhältnis XKc von auf Kolloiden sorbierten zu

gelösten Nukliden das folgende Kriterium abgeleitet, das - falls es erfüllt wird -

die Vernachlässigung von Kolloiden beim Geosphärentransport zulässt:

(GI. 5.1-4)

5.1.4.3 Modellparameter

Die Parameterwerte der beiden Grössen X und K c sind mit grossen Unsicherheiten

behaftet. Für Spezies von vierwertigem Np, U und Tb wird ein Gleichgewichts-Verteilungskoeffizient

in der Grössenordnung von 10 3 bis 10 4 m 3 /kg

angenommen; die Sorption von anderen Spezies ist um mindestens eine Grössenordnung

kleiner (10 2 bis 10 3 m 3 /kg). Für die am stärksten sorbierenden

Actiniden resultiert daraus ein Skalierungsfaktor von Sc = 2'000 zwischen den

Verteilungskoeffizienten kolloidale Phase/Grundwasser bzw. Festphase/Grundwasser.

Es wird konservativ angenommen, dass dieser Skalierungsfaktor für alle

Nuklide gleichermassen Gültigkeit hat.

Um den Einfluss von Komplexbildnern zu berücksichtigen, werden für die

Sorptionseigenschaften der Abfallgruppen SMA-2 bis SMA-4 die in Tab. 2.4-2

aufgeführten Reduktionsfaktoren verwendet. Dabei wird angenoffilnen, dass

diese Reduktionsfaktoren auch für die Nuklidsorption auf Kolloiden gelten.


NAGRA NTB 94-06 - 188 -

Für die Konzentration der natürlichen Kolloidpopulation in der Geosphäre

werden Werte in der Grössenordnung von 0.1. bis 1 ppm (10-4 bis 10- 3 kgjm 3 )

verwendet, wie sie am Standort Wellenberg gemessen wurden (DEGUELDRE

& LAUBE, 1994).

Alle anderen verwendeten Parameterwerte entsprechen denjenigen des Referenz-Modellansatzes.

5.1.4.4 Resultate und Schlussfolgerungen

Das Kriterium in GI. 5.1-4 für das Mengenverhältnis XKc von auf Kolloiden

sorbierten zu gelösten Nukliden erlaubt für die meisten Rechenfälle und

sicherheitsrelevanten Nuklide eine Vernachlässigung des Einflusses von Kolloiden

auf die Barrierenwirkung der Geosphäre. Dies wird aus Tab. 5.1-3 deutlich,

in der das Mengenverhältnis XKc für eine konservative Kolloidkonzentration von

1 ppm (X = 10- 3 kgjm 3 ) und für einen Skalierungsfaktor von 2'000 in Abhängigkeit

des ~-Werts und des Reduktionsfaktors für die Nuklidsorption an Kolloiden

aufgrund von Komplexbildnern gezeigt wird.

Im Falle der Reduktionsfaktoren FR = 100 und 1'000 kann der Einfluss der

Kolloide auf den Nuklidtransport in der Geosphäre vernachlässigt werden. Für

alle diejenigen sicherheitsrelevanten Nuklide aus den Abfallgruppen SMA-2 bis

SMA-4, welche einen Reduktionsfaktor von FR = 1 aufweisen, ist das Mengenverhältnis

XK c < 0.5 (vgl. Tab. 2.4-2, 4.2-2 und 4.2-3). Daher kann der Einfluss

der Kolloide für sämtliche sicherheitsrelevanten Nuklide aus den Abfallgruppen

SMA-2 bis SMA-4 vernachlässigt werden.

Von den Elementen aus der Abfallgruppe SMA-l, deren Gleichgewichts­

Verteilungskoeffizienten aufgrund des Fehlens von organischen Komplexbildnern

keiner Reduktion unterliegen, ist das Mengenverhältnis XKc für die folgenden

sicherheitsrelevanten Elemente von Bedeutung:

Nb, Ni, Pb

Ac, Am, Cm, Np, Pu, Th, U

Die unter Berücksichtigung von Kolloiden durchgeführten Modellrechnungen für

SMA-1 zeigen, dass für diese, von den Kolloiden am stärksten beeinflussten

Nuklide maximale Dosen resultieren, die vernachlässigbar klein sind

« 10- 8 mSv ja). Alle anderen sicherheitsrelevanten Elemente aus der Abfallgruppe

SMA-1, die nicht in der obigen Auflistung figurieren, sind beim Geosphärentransport

nur in geringem Masse von Kolloiden beeinflusst.


- 189 - NAGRA NTB 94-06

~ x~ [-]

[m 3 /kg] FR = 1 FR = 100 FR = 1'000

0 0 0 0

10-4 2·10-4 2.10- 6 2.10- 7

10- 3 2.10- 3 2.10- 5 2.10- 6

5.10- 3 10- 2 10-4 10- 5

10- 2 2.10- 2 2·10-4 2.10- 5

10- 1 2.10- 1 2.10- 3 2·10-4

2.10- 1 4.10- 1 4.10- 3 4·10-4

3.10- 1 6.10- 1 6.10- 3 6·10-4

5.10- 1 1 10- 2 10- 3

1 2 2.10- 2 2.10- 3

5 10 10- 1 10- 2

Tab. 5.1-3:

Mengenverhältnis XKc von auf Kolloiden sorbierten zu gelösten

Nukliden in Abhängigkeit des K d -Werts und des Reduktionsfaktors

für die Nuklidsorption an Kolloiden aufgrund von Komplexbildnern

für eine Kolloidkonzentration von X = 10- 3 kg/m 3 und einen Skalierungsfaktor

von Sc = 2'000

Daraus ergibt sich die Schlussfolgerung, dass die Dosisraten für den alternativen

Modellansatz mit Geosphärenkolloiden nur unwesentlich über den Dosisraten

des Referenzfalls liegen. Dementsprechend werden für diesen alternativen

Modellansatz bei der Beurteilung des Gesamtsystems in Kap. 6 keine zusätzlichen

Resultate präsentiert.

Falls sich der Modellansatz einer reversiblen Sorption auf den Kolloiden als

unzulässig erweisen würde und die Kolloide ungefiltert durch die Geosphäre

transportiert würden, wäre die Barrierenwirkung der Geosphäre stark beeinträchtigt.

Dieser Fall wird durch den robusten Ansatz abgedeckt.


NAGRA NTB 94-06 - 190 -

5.1.5 Erhöhung der Wirtgesteins-Durchlässigkeit infolge frühzeitiger Erosion

Die nachfolgende Untersuchung beinhaltet im Rahmen eines alternativen

Modellansatzes die sicherheitstechnischen Aspekte einer Erhöhung der Wirtgesteins-Durchlässigkeit

im Endlagerbereich durch frühzeitige Erosion der

geologischen Überlagerung des Endlagers.

Die Analyse der geologischen Langzeitszenarien für den Standort Wellenberg

hat ergeben, dass unter Voraussetzung bestimmter Erosionsbedingungen das

Endlager SMA nicht für den ganzen Zeitraum von 100'000 Jahren wie ursprünglich

im sogenannt mittleren Wirtgesteinsbereich mit einer niedrigen hydraulischen

Durchlässigkeit liegen muss, sondern nach einer gewissen Zeit in einem

oberen Bereich liegen kann, dessen hydraulische Durchlässigkeit heute 10- 9 mls

beträgt. Mit fortschreitendem Abtrag wird sich die Untergrenze der durch

Oberflächeneffekte (Dekompaktion) bedingten Zone erhöhter Durchlässigkeit

nach unten bewegen und kann schliesslich das Niveau des Endlagers erreichen

(KLEMENZ, 1993).

Bei der Abschätzung des Zeitpunktes für einen Übergang der hydraulischen

Durchlässigkeit der Endlagerzone von 10- 11 mls gemäss Referenzdatensatz auf

10- 9 mls - das Ausscheiden einer Zone mit 10- 10 mls ist auf der Grundlage der

heutigen hydrogeologischen Kenntnisse nicht möglich - wurden folgende Annahmen

getroffen:

der obere Wirtgesteinsbereich (K-Wert von 10- 9 m/s) weist durchgehend und

über den betrachteten Zeitraum von 100'000 Jahren eine Mächtigkeit von

200 m auf

die Erosionsrate bleibt über den gesamten Zeitraum konstant.

Die Ergebnisse der entsprechenden Untersuchungen sind die folgenden:

unter Voraussetzung eines semiariden Klimas oder eines feuchtwarmen

Klimas mit hohen Niederschlägen und anthropogen gestörter Vegetation

erreicht die Grenze zwischen oberem und mittlerem Wirtgesteinsbereich das

Endlager nach rund 80'000 Jahren

unter der Annahme extremer Erosionsraten im Tal des Secklis Baches

erreicht die Grenze das Endlager bei heutigen klimatischen Bedingungen

nach rund 50'000 Jahren (hypothetischer Extremfall)

5.1.5.1 Konzeptuelles Modell

In bezug auf die Beurteilung der radiologischen Konsequenzen einer Erhöhung

der hydraulischen Durchlässigkeit des Wirtgesteins wird angenommen, dass das

Endlager bis zum Zeitpunkt von 50'000 Jahren in einer geologischen Einheit

liegt, deren K-Wert 10- 11 mls beträgt. Ab diesem Zeitpunkt soll sich die Durchlässigkeit

für die restliche Betrachtungsperiode auf einen Wert von 10- 9 mls

erhöhen.


- 191 - NAGRA NTB 94-06

Die durchgeführten Freisetzungsrechnungen basieren auf der normalen Modellkette

des Nahfeldes für das Grundwasserszenarium, wie sie in Kap. 4.1

beschrieben wurde. Die geänderten hydraulischen Bedingungen ab dem Zeitpunkt

von 50'000 Jahren wurden unter Verwendung der vorhandenen

REST ART-Option innerhalb des Rechenprogramms SEFTRAN berücksichtigt.

Vorausgesetzt wurde ferner eine Querdurchströmung der Endlagerkavernen,

wobei den Berechnungen realistische Modellannahmen mit den entsprechenden

Werten für die Inputparameter zugrunde liegen.

In bezug auf den Geosphärentransport werden dem alternativen Modellansatz

bis zum Zeitpunkt der Durchlässigkeitserhöhung (50'000 Jahre) die durch den

Basisfall festgelegten hydrogeologischen Verhältnisse unterstellt, d. h. als

wasserführendes System werden kataklastische Zonen mit einer Transmissivität

von 10- 9 m 2 / s, eine Fliessweglänge von 100 m und normale Sorptionsbedingungen

mit einem Reduktionsfaktor FR = 100 zur Berücksichtigung komplexbildender

Substanzen in den Abfällen vorausgesetzt. Ab 50'000 Jahren, d. h. zu Zeiten

erhöhter Wirtgesteins-Durchlässigkeit, wird eine Barrierenwirkung der Geosphäre

nicht mehr berücksichtigt und eine Freisetzung der Nuklide aus dem Nahfeld

direkt in die Biosphäre (Modellgebiet Engelbergertal) postuliert.

5.1.5.2 Resultate und Schlussfolgerungen

Der alternative Modellansatz einer erhöhten Wirtgesteins-Durchlässigkeit durch

frühzeitige Erosion wurde auf der Basis der oben aufgeführten Modellannahmen

für die Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4 quantitativ untersucht.

Fig. 5.1-7 zeigt beispielhaft den zeitlichen Verlauf der nuklidspezifischen

Dosisraten sowie der Summendosis für die Abfallgruppe SMA-l. Ab 50'000

Jahren, d. h. im Zeitraum der erhöhten Wirtgesteins-Durchlässigkeit, ist ein

deutlicher Wiederanstieg der berechneten Strahlenexposition erkennbar.


NAGRA NTB 94-06 - 192 -

';

10 2

10 1

10°

10- 1

>"

10- 2 r/J

~

.~

CI)

0

Q

10- 3

10-4

10- 5 jii~~=~'I'

Schutzziel FiSK I R-21 ~ ~ ~

~~~~~l~~~~~]~~~~~~~[~~~~]~~~'~I~~~~~~

.......................... j ....................... ,., ...:' ..... ·······,·" ..'..'>1." .. ""'··~~~~:~:.::·J, ..,..·.... ·· ..·..

10-6 ............. ,..,......... 1.. ...,.........,......,.... ,.[.....,.......... ,. ,~.... j ................. .

I i 9~Nb* .. ~~.~~~:}~~~~:~:::±'~~~~TIi~

10-7~~~~~~~~~~~~~~~~~~~~~~~~~

100 10 1 10 2 10 3 10 4 10' 10 6

Zeit [al

Fig. 5.1-7:

Zeitabhängigkeit der nuklidspezifischen Dosisraten am Beispiel der

Abfallgruppe SMA-1 für den alternativen Modellansatz einer erhöhten

Wirtgesteins-Durchlässigkeit durch frühzeitige Erosion

(Biosphären-Modellgebiet Engelbergertal)

Erwartungsgemäss wird von der Durchlässigkeitserhöhung in erster Linie die

Freisetzung von stark sorbierenden, langlebigen Nukliden beeinflusst, d. h. von

Nukliden, welche im Zeitraum nach 50'000 Jahren überhaupt noch im Endlager­

Nahfeld vorhanden sind.

In Fig. 5.1-8 werden für die Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4 die resultierenden

maximalen Summendosen mit denjenigen des Referenzfalls inkl. Parametervariationen

verglichen. Wie der Darstellung entnommen werden kann, werden für

den alternativen Modellansatz einer erhöhten Wirtgesteins-Durchlässigkeit ähnliche

tiefe Strahlendosen wie beim Referenzfall ermittelt.

Eine vollständige Resultatsübersicht in Form der berechneten maximalen

Summendosen für die Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4 ist in Abschn. 6.3.5

(Tab. 6.3-3) zusammengestellt.


- 193 -

NAGRA NTB 94-06

~i:!i~!!!!!!j!~!l!llllllllllll!l!l!l!l!l!ljlllllljljl!Illlllljlli

Referenzfall inkl.

Parametervariationen

DurChlä5sig-jlllllllllll

Erhöhte

keit nach 50'000 a

!llilllllllllllllll!l!l!il!!I!!Il!lllIIIIIIIlIIII!llllIllllllllll!III!IIIIII!IIIIIIIIIIIIIIIIIIII!IIIIIII!111111111I1

Hr 7 10-6 10- 5 104 10- 3 10- 2 10- 1

Maximale Dosis [mSv/a]

-~~~ I

SMA-l SMA-2 SMA-3 SMA-4 Referenz-/Basisfall

102

Fig. 5.1-8:

Maximale Summendosen für den alternativen Modellansatz einer

erhöhten Wirtgesteins-Durchlässigkeit ab 50'000 Jahren nach

Endlagerverschluss und einer Freisetzung der Nuklide ins Engelbergertal;

Vergleich mit dem Referenzfall inkl. Parametervariationen

5.1.6 Exfiltrationsgebiete

Wie in Kap. 2.4 dargelegt wird, liegt die Exfiltrationszone des Endlagers mit

grosser Wahrscheinlichkeit in der Talsohle des Engelbergertals. Dieser Exfiltrationsort

ist deshalb Bestandteil des in Kap. 3.3 definierten Referenzfalls. Mit

geringer Wahrscheinlichkeit ist mit einer Exfiltration in die östliche, untere

Hanglage des Eggeligrates (Modellgebiet Secklis Bach) zu r~chnen. Eine Exfiltration

in die Rutschmasse westlich des Eggeligrates (Modellgebiet Altzellen)

wird als unwahrscheinlicher Extremfall eingestuft.

Obschon bei einer entsprechenden Plazienlng des Endlagers eine Aktivitätsfreisetzung

in die Hanglage im Tal des Secklis Baches oder in die Rutschmasse

Altzellen als unwahrscheinlich bzw. extrem unwahrscheinlich beurteilt wird,

werden die bei den Exfiltrationszonen im Sinne von alternativen Modellansätzen

im vorliegenden Abschnitt bezüglich ihrer radiologischen Auswirkungen auf die

betroffene Bevölkerungsgruppe analysiert.


NAGRA NTB 94-06 - 194 -

5.1.6.1 Modellkonzept

Für beide Modellgebiete, Secklis Bach und Altzellen, wurde eine strukturell sehr

ähnliche Kompartimentierung wie im Falle des Modellgebiets Engelbergertal

gewählt. Unterschiede zwischen der Biosphäre im Engelbergertal und denjenigen

in den Hanglagen beidseits des Eggeligrates ergeben sich hauptsächlich durch

eine geringere Gebietsgrösse sowie durch abweichende Wasserflussraten und

Sorptionsdaten. So ist die Verdünnung der Nuklidkonzentrationen im lokalen

Aquifer der Hanglagen geringer als in der Talsohle, und die vorhandenen Oberflächengewässer

weisen einen wesentlich geringeren Jahresabfluss auf als die

Engelberger Aa. Die oberflächennahen Kompartimente in den Modellgebieten

beidseits des Eggeligrates sind zudem durch einen höheren Feuchtigkeitsgrad

geprägt - im Gebiet Secklis Bach wird sogar von der Annahme ausgegangen,

dass die Bodenunterschicht gesättigt ist -, so dass von veränderten Wasser- und

Feststoffflussraten zwischen den oberflächennahen Kompartimenten ausgegangen

werden muss (vgl. Tab. 4.3-1).

Das Modellgebiet Secklis Bach unterscheidet sich vom Modellgebiet Altzellen

hauptsächlich durch einen Aquifer mit geringerer Mächtigkeit, woraus eine etwas

geringere Verdünnung der Aktivität resultiert. In beiden Modellgebieten kann

nicht ausgeschlossen werden, dass die Exfiltration aus der Geosphäre entlang

einiger weniger Störungszonen punktuell erfolgt.

Die festen Materialien in den Hanglagen östlich und westlich des Eggeligrates,

welche hauptsächlich aus verwittertem Mergel bestehen, sind alle relativ feinkörnig.

In der BiosphärenmodelIierung werden sie deshalb dem feinkörnigen

Bodentypus zugeordnet (vgl. Tab. 4.3-1). Einzig die Bodenoberschicht des

Modellgebiets Secklis Bach muss aufgrund des hohen Wassergehalts und dem

damit verbundenen unvollständigen Abbau von Organika dem organischen

Bodentypus zugeteilt werden. Die in den Biosphärenberechnungen verwendeten

nuklidspezifischen K d - Werte sind in Tab. 4.3-2 zusammengestellt.

Die Grösse der kritischen Bevölkerungsgruppe hängt von der Modellgebietsgrösse

ab. Für die Gebiete Secklis Bach und Altzellen mit ihren geringen

Gebietsgrössen ist die kritische Bevölkerungsgruppe mit vier Personen deutlich

geringer als im Modellgebiet Engelbergertal (80 Personen).

5.1.6.2 Modellparameter

In den Modellgebieten Secklis Bach und Altzellen werden dieselben Expositionspfade

und verhaltensspezifischen Modellannahmen wie im Falle der Dosisberechnungen

für das Engelbergertal verwendet. Eine Ausnahme bildet der

Fischpfad, der in den Modellrechnungen zu den Gebieten Secklis Bach und

Altzellen nicht berücksichtigt wird.

Als Quellterme für die Biosphärenrechnungen der Modellgebiete beidseits des

Eggeligrates werden folgende Aktivitätsfreisetzungsraten verwendet:


- 195 - NAGRA NTB 94-06

Referenzfall der Modellkette NahfeldjGeosphäre (Rechenfall "Kataklastische

Zonen")

Basisfall der Modellkette NahfeldjGeosphäre unter Berücksichtigung von

geklüfteten Kalken in Kalkbankabfolgen im wasserführenden System

(Rechenfall "Kalkbankabfolgen").

Die Datensätze für die Charakterisierung der Modellgebiete Secklis Bach und

Altzellen sind im Abschn. 4.3.5 zusammengefasst: Tab. 4.3-1 zeigt die wichtigsten

orts spezifischen Inputdaten, Tab. 4.3-2 die Sorptionsdaten und Tab. 4.3-3 die

verwendeten Konsumraten für Menschen und Tiere.

5.1.6.3 Resultate und Schlussfolgerungen

Für die Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4 wird das Systemv'erhalten für die

alternativen Modellansätze bezüglich der alternativen Exfiltrationsgebiete

(Secklis Bach, Altzellen) in Fig. 5.1-9 dargestellt und mit dem Referenzfall

verglichen. Die Resultate des alternativen Modellansatzes wurden unter Berücksichtigung

von alternativen Modellannahmen zu den Abfalleigenschaften von

MIF-l und MIF-3B ermittelt.

Referenzfall inld.

Parametervariationen

Secklis Bach

Altzellen

10- 7 10-6 10-4 10- 3 10- 2 10- 1

Maximale Dosis [mSv/a]

_~~~

SMA-l SMA-2 SMA-3 SMA-4 Referenz-/BaSisfall

I

102

Fig. 5.1-9:

Maximale Summendosen für die alternativen Modellansätze zum

Referenz-Szenarium mit einer Freisetzung in die Modellgebiete

Secklis Bach und Altzellen (weitere Erklärungen im Text); zum

Vergleich sind auch die Werte für den Referenzfall (inkl. Parametervarationen)

aufgeführt


NAGRA NTB 94-06 - 196 -

Die in Fig. 5.1-9 gezeigten Resultate berücksichtigen ausschliesslich den Geosphärentransport

in kataklastischen Zonen, die Differenzen gegenüber dem

Transport in geklüfteten Kalken in Kalkbankabfolgen sind allerdings gering.

Die Darstellung zeigt, dass das System relativ empfindlich auf eine konservative

Variation des Exfiltrationsorts reagiert. Für den Fall einer Nuklidfreisetzung in

die Hanglagen des Eggeligrates (Modellgebiete Secklis Bach und Altzellen) ist

die Verdünnung bedeutend kleiner als im Modellgebiet Engelbergertal, und es

ergeben sich höhere Individualdosen. Allerdings entspricht die kritische Bevölkerungsgruppe

in den Modellgebieten Secklis Bach und Altzellen nur ca. 4

Bewohnern eines Einzelhofes, während sie im Modellgebiet Engelbergertal ca.

80 Personen umfasst.

Auf die hier festgestellte Abhängigkeit zwischen Grösse der kritischen Bevölkerungsgruppe

und berechneter Individualdosis wird z. B. in "NORDIC FLAG

BOOK" (1993) ausführlicher hingewiesen.

Eine vollständige Resultatsübersicht zu den Untersuchungen einer Nuklidfreisetzung

in die alternativen Biosphären-Modellgebiete ist in Abschn. 6.3.6

(Tab. 6.3-4) gegeben.


- 197 - NAGRA NTB 94-06

5.2 Alternative Szenarien

5.2.1 Freisetzung entlang dem Verbindungsstollen

Während des Endlagerbetriebes stellt das Stollensystem (zusammengesetzt aus

Anschluss-, Verbindungs- und Zugangsstollen) eine unmittelbare Verbindung

zwischen dem Endlager bzw. den eingelagerten radioaktiven Abfällen und der

Biosphäre im Engelbergertal dar. Nach Ablauf der Betriebsphase wird das

Endlager verschlossen, der Stollen vollständig verfüllt und an Schlüsselstellen

versiegelt.

Bei einer adäquaten Anordnung der Endlagerbauten und einer genügenden

Qualität der Versiegelung kann davon ausgegangen werden, dass das Stollensystem

keinen präferentiellen Transportpfad für Radionuklide aus dem Endlager

in die Biosphäre bilden wird. Um aber die Bedeutung der Stollenversiegelung

besser abschätzen zu können, wird im folgenden im Sinne einer extremen

Annahme davon ausgegangen, dass das Stollensystem den bevorzugten Freisetzungspfad

für die Aktivität des gesamten Endlagers darstellt.

5.2.1.1 Konzeptuelles Modell

Im konzeptuellen Modell wird die Nuklidausbreitung im Verbindungsstollen als

eindimensionaler advektiv-dispersiver Transportprozess in einem porösen

Medium behandelt. Weitere wichtige Gesichtspunkte der Modellierung bilden -

für sorbierende Radionuklide - die Voraussetzung eines linearen Gleichgewichts

zwischen der Nuklidkonzentration in fester und flüssiger Phase und die Berücksichtigung

des radioaktiven Zerfalls. Als retentionswirksamer Fliessweg gilt die

Distanz bis zur nächsten auslegungsbestimmenden Störungszone im Wirtgestein.

Die speziellen hydraulischen Eigenschaften der Schlüsselzonen (Stollenversiegelungen)

werden im vereinfachten Ansatz nicht berücksichtigt. Die hydraulische

Durchlässigkeit der Auflockerungszone um den Verbindungsstollen herum

dürfte zwei Grössenordnung (oder weniger) über derjenigen des ungestörten

Wirtgesteins liegen und damit immer noch einen deutlich geringeren Wert

aufweisen, als die heute modellhaft mit einem Ton/Kalkstein-Gemisch verfüllten

Zwischenzonen des Verbindungsstollens. Der Nuklidtransport in der Auflockerungszone

längs dem Stollen wird deshalb von untergeordneter Bedeutung sein

und wird nicht in Betracht gezogen.

Für die Berechnung der Strahlenexposition für die kritische Bevölkerungsgruppe

wird als Exfiltrationsgebiet die Talsohle des Engelbergertals angenommen.

Für die Modellierung des Nuklidtransports längs dem Verbindungsstollen sind

folgende Aspekte von spezieller Bedeutung:


NAGRA NTB 94-06 - 198 -

Wasserfluss: Auf der Grundlage von vorläufigen hydrogeologischen Modelluntersuchungen

wurde die Wasserflussrate durch das Kavernensystem

abgeschätzt und mit der Fliesskapazität des Verbindungsstollens verglichen.

Ein Wert von 10 m 3 ja für den Wasserfluss im Verbindungsstollen darf als

realistisch bezeichnet werden; als konservative Parametervariation wird

daneben ein Wert von 100 m 3 ja betrachtet.

Nahfeldquellterm: Obwohl ein Stollensystem mit erhöhter hydraulischer

Durchlässigkeit präferentiell dazu führen wird, dass die Endlagerkavernen in

Längsrichtung durchströmt werden, wird aus Gründen der Konsistenz mit

den übrigen Analysen den Transportrechnungen ein N ahfeldquellterm

zugrunde gelegt, welcher einer Ouerdurchströmung der Kavernen entspricht.

Wie die Analyse im Abschn. 4.1.6.2 zeigt, sind die Unterschiede zur Längsdurchströmung

in den berechneten Nahfeld-Freisetzungsraten allerdings von

untergeordneter Bedeutung. Im betrachteten Basisfall (Wasserfluss von

10 m 3 ja entlang dem Stollen) werden die Freisetzungsraten für eine hydraulische

Durchlässigkeit des Wirtgesteins von 10- 11 mjs bei realistischen

Modellannahmen für das Nahfeld vorausgesetzt. Für die Berechnungen bei

einer erhöhten Wasserflussrate von 100 m 3 ja wurden als Ouellterme die

Nahfeldfreisetzungsraten für eine Durchlässigkeit von 10- 10 mjs verwendet.

Sorption: Es wurde angenommen, dass das Verfüllmaterial des Verbindungsstollens

die selben Sorptionseigenschaften aufweist wie der Valanginien­

Mergel (Gleichgewichts-Verteilungskoeffizienten siehe Tab. 2.4-2). Da

gemäss Annahme die Freisetzung aus sämtlichen Kavernen über den

Verbindungsstollen erfolgt, wird die Sorption der Radionuklide durch Komplexbildner

aus den Abfällen in allen Abfallgruppen gleichermassen verringert.

Die ModelIierung des Nuklidtransports entlang dem Verbindungsstollen wurde

mit dem Rechenprogramm RANCHMD (siehe Abschn. 4.2.4) durchgeführt.

5.2.1.2 Inputparameter

N eben dem Basisfall mit einer hydraulischen Durchlässigkeit des Wirtgesteins

von 10- 11 mjs, einer Wasserflussrate im Verbindungsstollen von 10 m 3 ja, einer

Fliessweglänge von 200 m und einem Reduktionsfaktor für die Sorption von

FR = 100 (welcher für alle Abfallgruppen gelten soll) wurden verschiedene

Parametervariationen untersucht, nämlich

erhöhte hydraulische Durchlässigkeit des Wirtgesteins von 10- 10 mjs mit

einem Wasserfluss von 100 m 3 ja im Verbindungsstollen

reduzierte Fliessweglänge von 100 m

konservativer Reduktionsfaktor für die Sorption längs dem Fliessweg von

FR = 1 '000 wegen komplexbildenden Substanzen


- 199 - NAGRA NTB 94-06

Der den Berechnungen zugrundeliegende vollständige Modellparametersatz ist in

Tab. 5.2-1 zusammengestellt.

Parameter Einheit Basiswert Variation

Durchlässigkeit des Wirtgesteins mjs 10- 11 10- 10

Wasserfluss entlang dem Stollen m 3 ja 10 100

Fliessweglänge im Verbindungsstollen

(zur nächsten auslegungsbestimmenden m 200 100

Störungszone )

Querschnitt des Verbindungsstollens m 2 40 -

Fliessporosität m 3 jm 3 0.30 -

Reduktionsfaktor FR für die Sorption

im Verfüllmaterial des Verbindungs- - 100 1'000

stollens

Tab. 5.2-1:

Modellparameter für die Berechnung des Nuklidtransportes entlang

dem Verbindungsstollen

5.2.1.3 Resultate und Schlussfolgerungen

Das Systemverhalten für das alternative Szenarium einer Nuklidfreisetzung

entlang dem Verbindungsstollen wird in Fig. 5.2-1 für vier Abfallgruppen SMA-1

bis SMA-4 dargestellt. Wie der Darstellung entnommen werden kann, werden

für die betrachteten Rechenfälle eher günstigere Barrierenwirkungen als bei den

Parametervariationen zum Referenzfall (Grundwasserszenarium für kataklastisc

he Zonen) erreicht. Das alternative Freisetzungsszenarium ist daher für die

Sicherheit des Endlagers nicht als kritisch zu beurteilen.

Die Resultate der umfassenden Analyse werden in Abschn. 6.4.1 (Tab. 6.4-1)

zusammengestellt. Die berechneten Strahlendosen weisen darauf hin, dass die

Qualität der Stollenversiegelung keinen extrem kritischen Punkt für die Sicherheit

des Endlagersystems darstellt. Wenn eine Freisetzung aus dem gesamten

Endlager über das Stollensystem in die Biosphäre erfolgen würde, ergäben sich

selbst für konservative Rechenfälle keine Strahlendosen, welche das Schutzziel

von 0.1 mSv ja überschreiten.


NAGRA NTB 94-06

- 200 -

Referenzfall inJd.

Parametervariationen

Freisetzuna längs

Verbindungsstollen

Hr' 10-4 10- 3 10- 2 10- 1

Maximale Dosis [mSv/a]

-~~~ I

SMA-l SMA-2 SMA-3 SMA-4 Referenz-lBasisfall

102

Fig. 5.2-1:

Bandbreite der maximalen Summendosen (Basisfall und Parametervariationen)

für das alternative Szenarium einer Radionuklidfreisetzung

längs dem Verbindungsstollen und Vergleich mit dem Referenzfall

inkl. Parametervariationen

5.2.2 Erosive Freilegung des Endlagers

Entgegen den Schlussfolgerungen aus den entsprechenden geologischen Langzeitanalysen

(KLEMENZ 1993) wird im Rahmen eines alternativen Szenariums

eine erosive Freilegung des Endlagers schon nach 100'000 Jahren postuliert. In

den folgenden Abschnitten wird das konzeptuelle Modell für eine Freilegung des

Endlagers und zur Abschätzung der radiologischen Konsequenzen vorgestellt.

Als Grundlage dienen dazu die in MÜLLER-LEMANS & TSCHIRKY (1989)

entwickelten Modelle für die Behandlung der Erosionsszenarien am Standort

Wellenberg.

Die Freilegung des Endlagers wird durch eine Vielzahl von Einzelereignissen

erfolgen, die durch Perioden geringen Abtrags unterschiedlicher Dauer getrennt

sind. Für die Abschätzung der Auswirkungen dieser kurzzeitigen Ereignisse ist

die Kenntnis der regionalen Erosions- und Ablagerungsverhältnisse zum Zeitpunkt

der Freilegung des Endlagers erforderlich, wie sie in Kap. 2.6 beschrieben

wurden.


- 201 - NAGRA NTB 94-06

5.2.2.1 Konzeptuelles Modell

Mit einem einfachen Ansatz werden die Erosionsprozesse, welche zu einer

Freilegung des Endlagers führen, charakterisiert und deren Auswirkung auf die

zu erwartende Strahlenbelastung für die betroffene Bevölkerungsgruppe abgeschätzt.

N eben der eigentlichen Freilegung des Endlagers wird die Durchmischung

des Endlagerinhaltes mit Erosionsmaterial aus dem restlichen Einzugsgebiet

und dessen Ablagerung im Akkumulationsgebiet berücksichtigt. Folgende

Punkte sind dabei von Bedeutung:

Verhältnis der Massenströme zwischen radionuklidhaltigem Endlagermaterial

und radionuklidfreiem Erosionsmaterial aus dem übrigen Einzugsgebiet

Durchmischungsgrad der Massenströme

Grösse und Lage der Akkumulationsgebiete

Für das Zeitintervall zwischen Endlagerverschluss und Freilegung des Endlagers

wird nur der radioaktive Zerfall berücksichtigt; eine allfällige Ausbreitung der

Radionuklide wird ausser acht gelassen. Für den Freilegungsprozess werden den

heutigen Verhältnissen entsprechende klimatische Bedingungen und natürliche

(d. h. nicht anthropogen beeinflusste) Zustände vorausgesetzt.

Freilegung des Endlagers

Aus NAGRA (1993b) geht hervor, dass in allen untersuchten Erosionsszenarien

die Restüberlagerung des Endlagers am Ende der Betrachtungsperiode von

100'000 Jahren an dessen westlicher und östlicher Begrenzung die gleiche

Grössenordnung aufweist. Die Freilegung des Endlagers kann deshalb sowohl

vom Engelbergertal wie vom Tal des Secklis Baches her erfolgen.

In allen Modellfällen wird vereinfacht und konservativ eine flächenhafte Freilegung

über die gesamte Breite des Endlagers unter einem Hangneigungswinkel

von 10° vorausgesetzt. Zusammen mit der Hangneigung bestiD;J.mt die Geometrie

der Kavernenanordnung die effektiv freiliegende Fläche des Kavernensystems.

Verhältnis der Massenströme

Das kontaminierte Material wird aus dem Endlagergebiet fluviatil abgeführt und

vermischt sich während des Transports mit dem Erosionsmaterial des unmittelbaren

Standorts. Ab der Mündung in die Engelberger Aa durchmischt sich der

Massenstrom aus dem Standortgebiet mit jenem des restlichen Einzugsgebietes.

Das Massenstromverhältnis zwischen radionuklidhaltigem Endlagermaterial und

radionuklidfreiem Erosionsmaterial aus dem restlichen Einzugsgebiet kann durch

folgende Faktoren beschrieben werden:


NAGRA NTB 94-06 - 202 -

Erosions-Flächenverhältnis zwischen Endlager und restlichem Einzugsgebiet

Erosions-Ratenverhältnis zwischen Endlager und restlichem Einzugsgebiet

Weiter wird in den Akkumulationsgebieten generell mit einer vollständigen

Durchmischung gerechnet.

Akkumu lati onsge biete

Die Ausdehnung des Gebietes, mit dessen Erosionsmaterial sich der Materialfluss

aus dem Endlager vereinigt, hängt von der Lage des zugehörigen Akkumulationsgebietes

ab. Im Engelbergertal können drei Akkumulationsgebiete unterschieden

werden (vgl. Fig. 5.2-2):

Das oberste Akkumulationsgebiet ist das erste Gebiet, in welches das radionuklidhaltige

Material des Endlagers gelangen kann, das unterste liegt nahe bei der

Einmündung der Engelberger Aa in den (verlandeten) Vierwaldstättersee. Die

geschätzten Flächen der drei Akkumulationsgebiete geben auch einen ersten

Hinweis auf die Grösse der kritischen Bevölkerungsgruppe (typischerweise einige

hundert Personen). Die Charakteristiken der drei Akkumulationsgebiete im

Engelbergertal sind in Tab. 5.2-2 zusammengestellt.

Akkum ulationsgebiet im Engelbergertal

Fläche Einzugsgebiet

[km 2 ] [km 2 ]

Altzellen bis Mündung Secklis Bach 0.5 157

Mündung Secklis Bach bis Dallenwil 0.5 183

Dallenwil bis Stans 1 217

Tab. 5.2-2:

Akkumulationsgebiete

Im Akkumu]ationsgebiet zwischen Altzellen und der Mündung des Secklis

Baches enthalten die Flussablagerungen den grössten relativen Anteil an

Endlagermaterial, so dass sich hier die höchsten Dosen ergeben. Dieses Gebiet

wird deshalb für die weitere modellmässige Behandlung der Erosion verwendet.

Die Grösse des zugehörigen Einzugsgebietes beträgt hier 157 km 2 • Infolge der

generellen Akkumulationsbedingungen und des instabilen Flusslaufes können die

Ablagerungen die gesamte Breite der Talsohle einnehmen.


- 203 - NAGRA NTB 94-06

...

......

5 km

.....

....... ..

'" :

~,

,

~

,)

/

(

\ )

I

\

Legende:

Akkumulationsgebiet

Zugehörige Einzugsgebiete

1

- ~

Fig. 5.2-2:

= Altzellen-Mündung Secklis Bach

2 '= Mündung Secklis Bach - Dallenwil

3 = Dallenwil - Stans

Einzugsgebiet in Altzellen (Akkumulationsgebiet 1)

Zusatzeinzugsgebiet für Akkumulationsgebiet 2

Zusatzeinzugsgebiet für Akkumulationsgebiet 3

Übersicht der Fliessgewässer, Einzugsgebiete und Akkumulationsgebiete

in der Region des Standortes Wellenberg


NAGRA NTB 94-06 - 204 -

5.2.2.2 Mathematisches Modell

Die mittlere Aktivitätskonzentration pro Nuklid im abgelagerten Material

berechnet sich gemäss

CA

=

CL

F G

v G PG

(GI. 5.2-1)

1 +q .- . - .-

F L

v L PL

(GI. 5.2-2)

wobei

V

11

mittlere Aktivitätskonzentration im Akkumulationsgebiet (nuklidspezifisch

in Bqjkg (Trockengewicht))

mittlere Aktivitätskonzentration im Endlager zum Zeitpunkt der Freilegung

(nuklidspezifisch in Bqjkg (Trockengewicht))

Durchmischungsgrad der Materialflüsse aus dem Endlager und dem

restlichen Einzugsgebiet

Erosions-Flächenverhältnis (restliches Einzugsgebiet zu Endlager)

Erosions-Ratenverhältnis (restliches Einzugsgebiet zu Endlager)

Verhältnis der Trockendichten (restliches Einzugsgebiet zu Endlager)

Aktivitätsinventar des Endlagers zum Zeitpunkt der Freilegung (nuklidspezifisch

in Bq)

Volumen des Endlagers [m 3 ]

Füllgrad des Endlagers [m 3 (Abfall)jm 3 (Endlagervolumen)]

Eine Abnahme der Aktivität im Boden des Akkumulationsgebietes durch den

Abtransport von Radionukliden mit fliessendem Grundwasser wird im Modellansatz

konservativerweise vernachlässigt; davon wären vor allem die nicht sorbierenden

Nuklide betroffen.

Die während der Erosion exponierte Kavernenoberfläche hängt ab von

Anzahl und Anordnung der Kavernen innerhalb des Endlagers

Durchmesser und Länge der Kavernen

Orientierung der Kavernen in bezug auf die Streichrichtung des Erosionsgebietes

Hangneigung

Liegen die Kavernen parallel zur Streichrichtung der Erosionsfläche, so lautet

die Beziehung für die Grässe der exponierten Fläche bei einreihiger Kavernenanordnung


- 205 - NAGRA NTB 94-06

F =

L

d 2 '1

sin ·b

(GI. 5.2-3)

wobei

I

d

b

B

Kavernenlänge [m]

Kavernendurchmesser [m]

Kavernenabstand [m]

Hangneigung [Grad]

Aus der gegebenen Aktivitätskonzentration im Akkumulationgebiet lässt sich

unter Berücksichtigung der Sorption die Konzentration im Grund- bzw. Trinkwasser

folgendermassen berechnen:

(GI. 5.2-4)

(GI. 5.2-5)

wobei

Aktivitätskonzentration im Grund- bzw. Trinkwasser des Akkumulationsgebietes

[Bqj m 3 ]

mittlere Aktivitätskonzentration im Akkumulationsgebiet (nuklidspezifisch

in Bqjkg (Trockengewicht»

Retentionsfaktor

Porosität des Grundwasserleiters [m 3 jm 3 ]

Trockendichte des Grundwasserleiters [kgjm 3 ]

G leichgewichts-Verteilungskoeffizient im Grundwasserleiter des Akkumulationsgebietes

(nuklidspezifisch in m 3 jkg)

Für die Abschätzung der radiologischen Konsequenzen der im Akkumulationsgebiet

angesammelten Radionuklide werden die folgenden Expositionspfade für

die kritische Bevölkerungsgruppe im Akkumulationsgebiet als relevant erachtet:

Ingestion radionuklidhaItiger Nahrung

Inhalation von radionuklidhaltigem Staub

direkte Strahlung aus dem radionuklidhaltigen Boden

Bezüglich der Strahlenexposition durch Ingestion wird im Rahmen der vorliegenden

vereinfachten Betrachtung nur der Trinkwasserkonsum berücksichtigt.


NAGRA NTB 94-06 - 206 -

Rechenprogramm

Das im vorangegangenen Abschnitt vorgestellte mathematische Modell für die

Beurteilung der radiologischen Konsequenzen einer Nuklidfreisetzung durch

frühzeitige Erosion wurde in ein entsprechendes Computerprogramm umgesetzt.

Die Beiträge aus Ingestion, Inhalation und Direktstrahlung werden separat

ausgewiesen.

5.2.2.3 Modellfälle

Für den Standort Wellenberg wurden neben der Freilegung des Endlagers durch

flächenhafte Erosion als weiteres Erosionsszenarium die Bacherosion identifiziert,

welche zu einer Freisetzung der Aktivität führen könnte. Es werden

folgende Modellfälle betrachtet:

Basisfall: (langfristige) flächenhafte Erosion

Variante 1: flächenhafte Erosion bei erhöhtem Abtrag im Endlagergebiet

Variante 2: Bacherosion

Variante 3: Bacherosion bei Extremereignissen

Obwohl das Gebiet beidseits des Eggeligrates heute durch Rutsch- und Kriechbewegungen

der Valanginienmergel massgeblich mitgeprägt ist, können aus

Gründen einer zum Zeitpunkt der Endlagerfreilegung zu geringen Hangneigung

weder tiefgründige noch untiefe Massenbewegungen (Rutschungen, Kriechbewegungen)

direkt oder indirekt zu einer Freilegung des Endlagers führen.

Langfristige flächenhafte Erosion - Basisfall

Wie in Kap. 2.6 dargelegt worden ist, wird die Freilegung des Endlagers zu

einem Zeitpunkt erfolgen, zu dem sich in den Valanginien-Mergeln am Standort

Wellenberg bereits seit geraumer Zeit ein Gleichgewicht zwischen Hebung und

Erosion eingestellt hat. Die hohen mittleren Erosionsraten von 1 - 4 mm/a, die

KLEMENZ (1993) annimmt, werden also auf den weit geringeren Wert der Hebungsrate

von 0.8 mm/a für eine Erosionsbasis im Mittelland zurückgehen. Zum

Zeitpunkt der Freilegung des Endlagers wird die Erosionsrate im restlichen

Einzugsgebiet tendenziell grässer sein als in den Valanginien-Mergeln des

Standortgebietes. Das langfristige flächenhafte Erosions-~atenverhältnis (Endlager

/übriges Einzugsgebiet) wird damit < 1 sein. Dieser Wert gilt jedoch nur

unter der Bedingung, dass bei der Freilegung des Endlagers das Erosionsverhalten

im Lagerbereich gleich ist wie in den Valanginien-Mergeln. Im

Basisfall wird ein Erosions-Ratenverhäl tnis von 1 angenommen.


- 207 - NAGRA NTB 94-06

Flächenhafte Erosion bei erhöhtem Abtrag im Endlagergebiet - Variante 1

Die Erosionsrate im Bereich des Endlagers wird stark vom Endlagermaterial

bestimmt. Wird von der Annahme ausgegangen, dass der Mörtel im Endlager

(Verfestigung der Abfälle, Verfüllung und Auskleidung der Endlagerkavernen)

durch physikalisch-chemische Prozesse im Endlager angegriffen wird, so wird zur

Zeit der Freilegung ein Teil des Mörtels desaggregiert sein. Es könnte somit

eine heterogene, in einzelnen Kavernenabschnitten lockere bis sandartige

Materialbeschaffenheit vorliegen. Ein solches Material kann möglicherweise

leichter erodiert werden als die Valanginien-Mergel. Erosionsraten bis 10 mm/a

sind über mehrere Jahre oder gar Jahrzehnte möglich, bis die Erosionsrate

wegen der Ausbildung einer hangwärtigen Stufe wieder auf einen tieferen Wert

fällt. Für die Variante 1 wird ein Erosions-Ratenverhältnis zwischen dem Endlager

und dem restlichen Einzugsgebiet von 10 angenommen.

Bacherosion - Variante 2

Die Lockergesteine entlang den Entwässerungsrinnen stellen ein Zwischendepot

zwischen den flächenhaften Erosionsgebieten und dem Akkumulationsgebiet dar.

Sie sind bedeutend leichter erodierbar als die Festgesteine. In einem Gebietsstreifen,

für den beidseits der Rinne eine Breite von je 100 m angenommen wird,

ist damit bei grösseren Niederschlagsereignissen mit erhöhten Erosionsraten zu

rechnen. Bei einer mittelfristigen Betrachtung (100 - 1'000 Jahre) werden diese

Gebiete trotzdem mittlere Erosionsraten aufweisen, die wenig über dem regionalen

Wert liegen. Es kann damit von einem Erosions-Ratenverhältnis von 1

ausgegangen werden.

Hingegen ist bei der Bacherosion der Anteil des Massenstroms aus dem Endlagerbereich

infolge des ungünstigeren Erosions-Flächenverhältnisses zwischen

dem Endlager und dem auf den Gebietsstreifen entlang der Entwässerungsrinnen

beschränkten restlichen Einzugsgebiet bei gleicher Erosions.rate grösser

als bei der im Basisfall und in Variante 1 betrachteten flächenhaften Erosion.

Unter konservativen Annahmen ist bei der Bacherosion das resultierende

Erosions-Flächenverhältnis 10 mal grösser als im Basisfall.

Bacherosion bei Extremereignissen - Variante 3

Bei einer verstärkten Erosion im Endlagergebiet aus den unter Variante 1

erwähnten Gründen wird bei Beibehaltung einer mittelfristigen Erosionsrate

entlang den Entwässerungsrinnen das Erosions-Ratenverhältnis grösser; ein Wert

von 10 erscheint über mehrere Jahre hinaus als möglich. Andererseits können

ausserordentlich intensive Niederschlagsereignisse kurzfristig eine starke Erhöhung

des Abtrags im Endlagerbereich bewirken. Da bei solchen Ereignissen

jedoch auch der Abtrag entlang den Bächen verstärkt wird, ist nicht zu erwarten,

dass das Erosions-Ratenverhältnis den Wert von 10 übersteigt. In beiden

skizzierten Fällen ist das Massenstromverhältnis zwischen radionuklidhaltigem


NAGRA NTB 94-06 - 208 -

Endlagermaterial und radionuklidfreiem Erosionsmaterial aus dem restlichen

Einzugsgebiet um einen Faktor 100 grösser als im Basisfall.

5.2.2.4 Modell parameter

Die Abschätzung der radiologischen Auswirkung einer erosiven Kavernenfreilegung

wurde für die Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4 separat durchgeführt.

Dabei wurde angenommen, die exponierten Kavernen seien vollständig mit

Abfällen der betrachteten Abfallgruppe gefüllt. Für sämtliche Abfälle wurde

ferner eine Konditionierung in einer Zementmatrix vorausgesetzt.

Endlagerauslegung

Die für die Berechnung relevanten Parameter zur Endlagerauslegung betreffen

den Füllgrad (Kubikmeter Abfall pro Kubikmeter Endlagervolumen) sowie

Durchmesser, Länge und mittlerer Abstand der Kavernen. Vorausgesetzt wurde

eine einreihige Anordnung der Kavernen.

Erosionsparameter

Der Basisfall beruht auf den langfristig erwarteten flächenhaften Erosionsraten

im Endlagerbereich und im restlichen Einzugsgebiet. Bei einer kürzerfristigen

Betrachtungsweise ist einerseits über mehrere Jahre bis Jahrzehnte eine höhere

Erosionsrate bei der Freilegung des Endlagers möglich. Dieser Möglichkeit

wurde als Variante 1 Rechnung getragen.

Bei einer kürzerfristigen (100 - 500 Jahre) bis kurzfristigen « 100 Jahre) Betrachtung

kann die Schuttführung der Engelberger Aa aus den Lockergesteinsablagerungen

entlang den Entwässerungsrinnen stammen. Dabei ist bei einer

Betrachtung von einigen 100 Jahren zwischen Endlagergel?iet und Entwässerungsrinnen

mit einem Erosions-Ratenverhältnis von 1 zu rechnen, während bei

einer kurzen Betrachtungsperiode von weniger als 100 Jahren dieses bei 10

liegen dürfte. Diese beiden Fälle sind als Varianten 2 und 3 berücksichtigt

worden.

Die Strahlendosen für die drei Modellvarianten übersteigen damit den Wert des

Basisfalles um den Faktor, um den sich das Verhältnis des radionuklidhaltigen

Endlagermaterials zum radionuklidfreien Erosionsmaterial vergrössert. Dieser

Faktor beträgt in den Varianten 1 und 2 je 10; in Variante 3 ist ein Faktor von

100 zu erwarten.


· 209 . NAGRA NTB 94-06

Expositionsparameter

Den berechneten Dosiswerten liegen Expositionsparameter für Ingestion, Inhalation

und direkte Bodenstrahlung von Einzelpersonen der kritischen Bevölke·

rungsgruppe zugrunde, welche dauernd· d. h. während 8'760 Stunden pro Jahr·

auf dem radionuklidhaltigen Akkumulationsgebiet leben und deren gesamter

Nahrungsmittelbedarf . im vorliegenden Fall wurde ausschliesslich der Trinkwasserkonsum

berücksichtigt - aus dem Akkumulationsgebiet stammt (lokale

Selbstversorgung).

Der angenommene Staubgehalt der Luft entspricht ungefähr dem maximalen Jahresmittelwert

für inerte Stäube gemäss schweizerischer Luftreinhalteverordnung.

Die Dosiskonversionsfaktoren für die Berechnung der direkten Bodenstrahlung

sind SVENSSON (1979) entnommen; die entsprechenden Zahlenwerte berücksichtigen

nur die -y-Strahlung.

Tab. 5.2·3 und Tab. 5.2-4 geben einen Überblick über die der Untersuchung

zugrunde liegenden Modellparameter für den Basisfall und die Varianten 1

bis 3.

Gleichgewichts-Verteilungskoeffizienten

Das im Akkumulationsgebiet abgelagerte Erosionsmaterial wird im Rahmen des

einfachen Erosionsmodells als Grundwasserträger interpretiert.

Unter der Annahme eines konzentrationsunabhängigen Gleichgewichts zwischen

gelöstem/mobilem und sorbiertem Stoffinhalt lässt sich die Nuklidkonzentration

im Grundwasser aus der Nuklidkonzentration bezogen auf das Trockengewicht

des Bodens im Akkumulationsgebiet mit Hilfe von Gleichgewichts-Verteilungskoeffizienten

(K d • Werte) berechnen (vgl. Abschn. 5.2.2.2). Die verwendeten ~­

Werte, welche das Sorptionsverhalten der Radionuklide im Akkumulationsgebiet

beschreiben, sind in Tab. 4.3-2 zusammengestellt. Die Zahlenwerte gelten als

konservativ für grobkörnige Ablagerungen, wie sie heute im Engelbergertal

angetroffen werden.


NAGRA NTB 94-06 - 210 -

Parameterbezeichnung Einheit Parameterwert

Abfallinventar

Volumen SMA-l m 3 58'085

SMA-2 9'447

SMA-3 3'765

SMA-4

2i3'667

Endlagerauslegung

Kavernendurchmesser m 10

Kavernenlänge m 250

Kavernenabstand m 90

Füllgrad - 0.5

Expositionsparameter

Trinkwasserkonsum m 3 /a 0.73

Atmungsrate m 3 /h 0.833

Staubgehalt der Atemluft tJ.g/ m3 50

Tab. 5.2-3:

Modellparameter für die Analyse der frühzeitigen Erosion eines

Endlagers SMA am Standort Wellenberg

Parameterbezeichnung

Einheit

Flächenhafte

Bacherosion

Erosion

Basisfall Variante 1 Variante 2 Variante 3

Hangneigung Grad 10 10 10 10

Fläche des Akkumulationsgebietes

Engelbergertal km 2 0.5 0.5 0.5 0.5

(Altzellen - Mündung Secklis Bach)

Erosionsfläche des restlichen

Einzugsgebietes

km 2 157 157 157 157

Durchmischungsgrad im Akkumulationsgebiet

Engelbergertal - 1 1 1 1

(Altzellen - Mündung Secklis Bach)

Erosions-Ratenverhältnis Endlagerj

restliches Einzugsgebiet

- 1 10 1 10

Änderung des Erosions-F1ächenverhältnisses

Endlager/restliches Einzugs- - 1 1 10 10

gebiet gegenüber dem Basisfall

Einschlusszeit a lOS lOS lOS lOS

Tab. 5.2-4:

Erosionsparameter für den Basisfall und die betrachteten Modellvarianten


- 211 - NAGRA NTB 94-06

5.2.2.5 Resultate und Schlussfolgerungen

Die resultierende Strahlenexposition für den betrachteten Basisfall, die Freilegung

eines Endlagers SMA am Standort Wellenberg bei einer langfristigen

Betrachtung der flächenhaften Erosion, ist in Fig. 5.2-3 und Tab. 5.2-5 zusammengestellt.

Die berechneten maximalen Summendosen beziehen sich auf

die kritische Bevölkerungsgruppe in dem im Engelbergertal gelegenen Akkumulationsgebiet

Altzellen - Mündung Secklis Bach, das eine Fläche von 0.5 km 2

aufweist.

Die Analyse erfolgte für die Abfallgruppen SMA-1 bis SMA-4 separat. Die

Resultatübersicht zeigt, dass die Dosisbeiträge der einzelnen Expositionspfade

(Ingestion, Inhalation, direkte Bodenstrahlung) wie auch ihre Summe für alle

Abfallgruppen im BasisfaII weit unter dem behördlichen Schutzziel von

0.1 mSv / a liegen.

Abfallgruppe

• SMA-l

001 SMA-2

• SMA-3

Ingestion

Inhalation

Expositionspfad

Direktstrahlung

r:7l SMA-4

L.d

Fig. 5.2-3:

Beiträge zur Strahlenbelastung einer Einzelperson der kritischen

Bevölkerungsgruppe durch die flächenhafte Erosion eines Endlagers

SMA am Standort Wellenberg (Basisfall)

Die lange Einschlusszeit von mindestens 100'000 Jahren bewirkt, dass die

kurzlebigen Radionuklide (ausser als Tochterprodukte langlebiger Vorläufer)

keine Dosisbeiträge liefern; ihr Aktivitätsinventar ist zum Zeitpunkt der Endlagerfreilegung

vollständig zerfallen. Die dominierenden Beiträge stammen in

erster Linie von 36CI, 40K, 94Nb und 126Sb sowie einer Reihe von Actiniden; der

Dosisbeitrag von 36CI dürfte aufgrund der hohen Mobilität des Nuklids in der

Biosphäre allerdings stark überschätzt sein.


NAGRA NTB 94-06 - 212 -

Summendosis [mSv/a]

Inventargruppe

Ingestion

Inhalation

Direkte Bodenstrahlung

Summe

SMA-1 4.6·10-4 8.4.10. 8 4.2.10. 5 5.0·10-4

SMA-2 6.3.10. 5 2.7.10. 7 5.1.10. 7 6.4.10. 5

SMA-3 8.8.10. 5 1.1.10. 6 2.7.10. 5 1.2·10-4

SMA-4 4.4.10. 6 1.3.10. 7 4.2.10. 7 4.9.10. 6

Tab. 5.2-5:

Beiträge wichtiger Expositionspfade zur Strahlendosis einer Einzelperson

der kritischen Bevölkerungsgruppe als Folge der flächenhaften

Erosion des Endlagers SMA am Standort Wellenberg (Basisfall)

Referenzfall inld.

Parametervariationen

Flächenhafte ErOSion/t======~Ell

Basisfall, Variante 1

Bacherosion/

Varianten 2 und 3

10- 7 10-4 10- 3 10- 2 10- 1

Maximale Dosis [mSv/a]

-~~~ I

SMA-l SMA-2 SMA-3 SMA-4 Referenz-/Basisfall

102

Fig. 5.2-4:

Bandbreite der maximalen Summendosen (Basisfall und Modellvarianten)

für das alternative Szenarium einer Nuklidfreisetzung

durch flächenhafte Erosion bzw. Bacherosion und Vergleich mit

dem Referenzfall inkl. Parametervariationen

Die berechneten Dosen für die konservativen Varianten sind höher und liegen

für den Extremfall (Bacherosion als Extremereignis - Variante 3) in der Nähe

des Schutzziels. Eine vollständige Resultatsübericht für den Basisfall und die


- 213 - NAGRA NTB 94-06

betrachteten Modellvarianten ist in Tab. 6.4-2 enthalten. In Fig. 5.2-4 werden die

resultierenden maximalen Summendosen für die Abfallgruppen SMA-1 bis

SMA-4 mit denjenigen des Referenzfalls (Grundwasserszenarium) verglichen.

5.2.3 Menschliche Tätigkeiten im untertägigen Endlagerbereich

Wie in der behördlichen Richtlinie HSK/R-21 (HSK & KSA, 1993) festgelegt

ist, brauchen absichtliche menschliche Eingriffe in das Endlagersystem in der

Sicherheitsanalyse nicht betrachtet zu werden. Unbeabsichtigte menschliche

Tätigkeiten im untertägigen Endlagerbereich können grundsätzlich beinhalten:

Bohrungen im Zusammenhang mit Explorationstätigkeiten (fossile Rohstoffe,

untertägige Deponien)

Untertagebauwerke (Deponien, Verkehrsbauten, Untertagespeicher, andere

Bauwerke)

Für die Bewertung solcher menschlicher Tätigkeiten ist zuerst ihre Plausibilität

zu evaluieren; anschliessend sind - falls nötig - ihre möglichen Konsequenzen

abzuschätzen.

Plausibilität einer untertägigen Tätigkeit im Endlagerbereich:

Einleitend ist hier zu erwähnen, dass für eine bestimmte Zeit die Informationen

über die Existenz des Endlagers erhalten bleiben; dies wird unter

anderem dadurch gewährleistet, dass die Informationen über das Endlager

für zukünftige Generationen dokumentiert und in Archiven aufbewahrt

werden soll. Trotzdem wird hier postuliert, dass nach einigen hundert Jahren

die Information verloren gegangen sein wird.

Die Exploration bzgl. fossiler Rohstoffe im Gebiet "Engelbergertal - Wellenberg

- Oberrickenbach" ist grundsätzlich denkbar. Es ist jedoch plausibel,

dass damit verbundene Prospektionsbohrungen aus den Tälern abgeteuft

würden und nicht vom Eggeligrat. Deshalb werden Bohrungen für die

Exploration von fossilen Rohstoffen nicht weiter betrachtet.

Die Wahl des Standortes für ein Endlager für radioaktive Abfälle zeigt, dass

dieser Standort grundsätzlich für die Errichtung einer untertägigen Deponie

interessant ist. Deshalb können diesbezügliche Tätigkeiten nicht grundsätzlich

ausgeschlossen werden unter der Voraussetzung, dass der Stand der

Technologie zum Zeitpunkt der Realisierung gleich oder höher ist als

derjenige von heute. Untertägigen Deponiebauwerken werden umfangreiche

Explorationstätigkeiten vorausgehen. Es wird hier von der plausiblen

Annahme ausgegangen, dass im Verlauf der Exploration - falls die Deponie

im Endlagerbereich erstellt werden soll - das Endlager identifiziert wird und

dass nach Identifikation des Endlagers in der Explorationsphase das Vorhaben

zur Errichtung einer untertägigen Deponie im Endlagerbereich aufgege-


NAGRA NTB 94-06 - 214 -

ben wird. Deshalb sind im Zusammenhang mit einer untertägigen Deponie

einzig die Folgen der Explorationstätigkeiten (Bohrungen) zu betrachten.

Untertägige Verkehrsbauten im Endlagerbereich erscheinen unplausibel, da