AZ ATOMENERGIA-HASZNOSÍTÁS JELENLEGI HELYZETE
ÉS VÁRHATÓ ALAKULÁSA III.

Csom Gyula
BME, Nukleáris Technikai Intézet

Cikkünk második részének l. ábrája szerint a nukleáris üzemanyagciklus záró szakaszához a kiégett fűtőelemek átmeneti és végső tárolása, illetve újrafeldolgozása, valamint a radioaktív hulladékok kezelése és végső elhelyezése tartozik. A záró szakasz része a kiszolgált atomerőművek végleges üzemen kívül helyezése (lebontása) is.

Egy 1000 MW(e)-os átlagos LWR reaktor - a kiégett üzemanyag részeként - évente mintegy 180-200 kg hasadóképes plutóniumot termel. Ez azt jelenti, hogy a világ jelenlegi összes atomerőműve évente kb. 60 tonna hasadóképes plutónium termelésére képes, ami mintegy 3000 tonna gyengén dúsított - LWR-ekbe tölthető - üzemanyag előállításához elegendő. Ezzel a mennyiséggel kb. 100-120 ezer MW(e)-os erőkapacitás évi üzemanyagfogyasztását lehet fedezni. A kiégett üzemanyag ²³⁵U-tartalma magasabb, mint a természetes uráné, ezért felhasználható izotópdúsításra, ami további jelentős mennyiségű természetes uránt pótolhat.

Az atomenergetika megítélését alapvetően befolyásoló körülmény, hogy a kiégett üzemanyag - amellett, hogy a fentiek szerint hatalmas energetikai érték - az atomreaktorban keletkezett radioaktivitás döntő részét - 98-99%-át foglalja magába. A kiégett üzemanyag további sorsát alapvetően befolyásolja az energetikai érték és a radioaktivitás-tartalom.

A kiégett üzemanyag fentiekből következő nagy értéke miatt már az atomenergetika kezdeti szakaszában felvetődött annak hasznosítási lehetősége, mindenek előtt a plutóniumnak gyorsreaktor-üzemanyagként történő felhasználása. A technológiai fejlődés azonban fokozatosan a könnyűvizes reaktorok irányába vezetett és a plutónium visszatáplálása másodrendű kérdéssé vált. Erősítette e helyzet kialakulását az atomerőmű-rendszer vártnál lassabb felfutása, a természetes urán alacsony ára, továbbá az újra-feldolgozás (reprocesszálás) bonyolultsága és költségessége. Az évek során azonban egyre több kiégett üzemanyag halmozódik fel (1. cikkünk második részében a 3.6 pont), ami néhány új problémát vet fel.

Az érdekelt országok három megoldás között választhatnak:

a) A kiégett üzemanyag közvetlen (a reaktorból történt eltávolítása után néhány évvel későbbi) reprocesszálása.

b) A kiégett üzemanyag néhányszor 10 évig történő átmeneti tárolása, majd ezt követően reprocesszálás.

c) A kiégett üzemanyag közvetlen végső elhelyezése, eltemetése.

Mindegyik megoldásnak komoly műszaki, pénzügyi, környezetvédelmi, politikai és társadalmi vonatkozásai vannak és - legalábbis jelenleg - nincs minden országban egységesen elfogadott gyakorlat. Az országok egy csoportja {Franciaország, NSZK, Egyesült Királyság, Szovjetunió, India, Kína) a kiégett üzemanyag közvetlen reprocesszálása mellett döntött és hasznosítja annak termékeit a termikus reaktorokban. Más országok (USA, Kanada, Svájc, Spanyolország) a mély geológiai formációkban történő közvetlen eltemetést választja. Mindazonáltal ez utóbbi országok egy része (pl. USA) a jövőbeni visszanyerés és reprocesszálás lehetőségét is nyitva hagyja.

Több országban érvényesül a "várjunk és majd meglátjuk" megközelítés, ami végeredményben az átmeneti tárolás előterébe kerülését jelenti a másik két - végleges - megoldással szemben.

Jelenleg a kiégett fűtőelemek nagy részét az atomerőművek telephelyén tárolják vízzel telt medencékben, kisebb részét az erőműtől távol, esetleg a reprocesszáló művek tárolóiban helyezik el. Az atomerőműtől távol eső tárolók jelenlegi tárolási kapacitása világviszonylatban 34156 tonna. Ennek 36,4%-ával (12427 tonna) az Egyesült Királyság, 32,9%-ával (11230 tonna) Franciaország rendelkezik. A maradó 30,7%-on több ország (Svédország, Szovjetunió, Németország volt NSZK része, Finnország stb.) osztozik. A közölt 34156 tonna kapacitás a világ jelenlegi összes atomerőműje által kb. 3 év alatt termelt kiégett üzemanyag átmeneti tárolására elégséges. Meglepő, hogy a világ legnagyobb atomerőmű-rendszerével (a teljes kapacitás 31,2%-ával) rendelkező USA az atomerőműtől távoli átmeneti tároló kapacitásból csak 2,2%-kal részesedik. Az USA Energetikai Minisztériuma 2003-ra teszi a kiégett fűtőelemek tárolására szolgáló berendezés üzembehelyezési idejét. Erre az időre 58 atomerőműben szűnik meg az atomerőművi telephelyen történő nedves tárolás lehetősége.

A kiégett üzemanyag átmeneti tárolásával kapcsolatos tapasztalatok azt mutatják, hogy a tárolási idő előrehaladtával nagyon megnő az üzemanyag americiumtartalma, ami a reprocesszálás szempontjából kedvezőtlen. Ez a jelenség elméleti úton is megjósolható és már hosszú ideje ismert, azonban gazdasági következményeit csak a részletes tervek kidolgozása során tisztázták.

Az atomerőmű telephelyétől távol eső átmeneti tárolás referencia költsége a vonatkozó szakirodalom szerint: 50 USD/kg alapdíj plusz évenként 5 USD/kg PWR-ekből származó kiégett üzemanyagra. A konkrét esetekre ettől erősen eltérő árakat is közölnek.

A Szovjetunió jelenleg 2400 tonna átmeneti tároló kapacitással rendelkezik. Ez a kapacitás egy 50 ezer MW(e)-os atomerőműrendszer (a KGST országok együttes atomerőmű-kapacitása ehhez közeli érték) esetében mintegy 1,5-1,7 év alatt keletkező kiégett fűtőelem átmeneti tárolására elégséges, ami elég kis kapacitást jelent. A Szovjetunióval kötött megállapodás értelmében a Paksi Atomerőmű Vállalat saját telephelyén 5 évig tárolja - az évente kereken 55 tonna mennyiségben keletkező - kiégett üzemanyagot, majd ezt követően szállítják vissza a Szovjetunióba. Első visszaszállításra 1989-ben került sor. A Szovjetunió korlátozott tároló kapacitása miatt újabban még nagyobb tároló kapacitások létesítését szorgalmazzák az atomerőművek telephelyén.

A kiégett üzemanyag még több éves pihentetés után is igen nagy radioaktivitással és nem elhanyagolható belső hőfejlődéssel rendelkezik. Emiatt szállítása komoly műszaki feladatot jelent. A szállítás történhet száraz és nedves konténerben országúton, vasúton és vízi úton. Feltételeit nemzetközi előírások szabályozzák. A szállítás biztonságosságát jelzi, hogy az elmúlt 30 évben egyetlen olyan, szállítással összefüggő eseményt sem regisztráltak, amely a lakosságot radioaktív sugárzásnak tette volna ki.

A szállítási költség a konkrét feltételektől függ. PWR és BWR fűtőelemekre 28-47 USD/kg-ot, referencia költségként 40 USD/kg-ot közöl az irodalom.

Ha egy ország úgy dönt, hogy a reaktorból kikerülő kiégett üzemanyagot nem reprocesszálja, akkor a kiégett fűtőelemek végső elhelyezéséről - eltemetéséről - kell gondoskodnia. A végső elhelyezésnek lényegében négy alapvető eleme van: átmeneti tárolás a reaktor telephelyén, átmeneti tárolás a reaktor telephelyétől távol, konszolidálás, eltemetés. Az átmeneti tárolásról az előző pontban szóltunk. A konszolidálás azt jelenti, hogy a kiégett fűtőelemeket végső elhelyezésük előtt olyan állapotba kell hozni - konszolidálni kell -, hogy az igen hosszú tárolás alatt se következhessen be a környezetet veszélyeztető esemény. E konszolidálás keretében a fűtőelem-kazettákat átszerelik kisebb rácsosztásúvá. Az így nyert kompaktabb kazetták kb. fele akkora tároló térfogatban elférnek, mint átszerelés előtti állapotban. Az amerikai elképzelés szerint az első két műveleti elem a hasznosítók, a második kettő az Energetikai Minisztérium hatáskörébe tartozik.

Ma még nincs kiégett fűtőelem végső tároló üzemben, ezért üzemi tapasztalatokról sem lehet beszámolni. Végső tárolásra különböző geológiai formációk - tufa, bazalt, gránit, sóréteg - jöhetnek szóba.

A közvetlen végső tárolás módszerének kidolgozása érdekében Németország NSZK részében, Gorlebenben egy félüzemi kísérleti feldolgozó berendezést létesítenek. Ez az évi 35 tonna kapacitású rendszer lehetővé teszi a kiégett fűtőelem-kazetták szétbontási és lezárási műveleteinek kipróbálását. A megfelelő technológiai kísérletek céljaira az egykori Asse-sóbánya áll rendelkezésre.

A PWR-ek kiégett fűtőelemeinek referencia konszolidációs költségeire a vonatkozó szakirodalom 200 USD/kg-ot, referencia eltemetési költségeire pedig 150 USD/kg-ot közöl. A költségek azonban - a konkrét feltételektől, az országoktól függően - jelentősen szórnak.

Ha a reprocesszálás eredményeként visszanyert plutóniumot és uránt a mai kereskedelmi típusú reaktorokban használják fel, akkor mintegy 10-20 évvel toljuk ki a világ jelenleg ismert uránkészleteinek kimerülési idejét. Gyors szaporító reaktorokban alkalmazva, a készletek többszáz évig is elégségesek lehetnek. Emiatt nagyon sok szakember van azon a véleményen, hogy a reaktorban keletkezett plutóniumnak és a visszamaradt ²³⁵U-nak legjobb tároló helye maga a reaktor.

A reprocesszálási technikák fejlesztésének elhagyását két okból sem tartják célszerűnek. Ha abbahagynák a termikus reaktorok kiégett üzemanyagának újra-feldolgozását, akkor

- arra az időre, amikor erre világméretekben lesz szükség, nem lesz berendezés és tapasztalat;
- a gyorsreaktor technológia bevezetése - bármilyen távoli jövőben is kerül arra sor - azon a technológiai szinten kezdődne, ahol ma vagyunk.

Néhány országban teljes ipari érettséget ért el a kiégett üzemanyag reprocesszálása. Jelenleg valamennyi működő újra-feldolgozó üzemben - függetlenül a feldolgozott kiégett üzemanyag típusától - a PUREX eljárást alkalmazzák, legfeljebb néhány technikai különbséggel. A reprocesszálás - a keletkező radioaktív hulladékok megjelenési formája alapján kétféle módon történhet. Az egyikben a radioaktív hulladékban elkülönítik egymástól a hosszabb és a rövidebb felezési idejű komponenseket, a másikban ez a frakcionálás elmarad.

Némi módosítással a PUREX eljárás alkalmazható a kiégett MOX alapú üzemanyagok újra-felhasználására is. Japánban a PUREX eljárást viszonylag egyszerű kiegészítésekkel látták el, ezáltal kiégett MOX üzemanyag reprocesszálására is alkalmassá vált. Az eljárás olcsóbb az eredetinél és "diverzióbiztos", mert az eljárással nem lehet előállítani tiszta plutóniumot.

Franciaországban a kiégett üzemanyag újra-feldolgozása több mint 30 évvel ezelőtt kezdődött. 1958-ban Marcoule-ban indult az UP1 egység, amely eddig több mint 3700 tonna, gázhűtésű reaktorból származó kiégett üzemanyagot dolgozott fel és továbbra is fogad ilyen üzemanyagot francia és spanyol atomerőművekből. Az UP2 egység 1968-ban Lattague-ban lépett üzembe, s eredetileg szintén gázhűtésű atomreaktorokból származó kiégett üzemanyag újra-feldolgozását végezte (1988-ig összesen 490 tonnát). Ekkor átalakították oxid típusú kiégett üzemanyag feldolgozására. Ugyanezen a telephelyen működik e berendezés egy további változata és épül egy továbbfejlesztett harmadik egység is (új elnevezések: UP2-400, UP2-800, UP3). A francia reprocesszáló üzemek kiválóan vizsgáztak minden tekintetben.

Nagy-Britanniában (Sellafieldben) az elmúlt 25 évben több mint 30 ezer tonna kiégett Magnox üzemanyagot dolgoztak fel. Németországban jelenleg csak LWR-ekben használnak fel plutóniumot. Korábban úgy döntöttek, hogy Wackersdorfban létesítenek önálló nyugatnémet reprocesszáló üzemet. A közelmúltban azonban gyökeresen megváltozott a helyzet. Lemondtak a saját üzemről és bejelentették, hogy a német Veba és a francia Cogema cég közötti megegyezés értelmében a Franciaország-i La Hagueban épülő UP3 berendezést közösen fogják üzemeltetni. Ennek révén Németország évi 400 tonna reprocesszálási kapacitáshoz jut, ami kb. 2015-ig kielégíti a német igényeket. Arra számítanak, hogy a francia és a brit reprocesszáló üzemek 2015 után is rendelkezésre fognak állni. Az USA-ban nagy reprocesszálási kapacitás áll rendelkezésre, de katonai célokra. Japánban a Konshu sziget északkeleti szélén Rokkashoban építik föl az üzemanyagciklus valamennyi fontos elemét, így a reprocesszáló üzemet is.

A Szovjetunió első ipari léptékű, VVER-440-ek kiégett üzemanyagát feldolgozni képes reprocesszáló üzeme 1977-ben kezdett dolgozni. A közeljövőben kapacitását másfélszeresére fogják növelni. Megtervezték, egyes jelentések szerint megkezdték, annak az 1500 tonna/év kapacitású reprocesszáló üzemnek az építését, amelyben a VVER-1000 típusú atomreaktorok kiégett fűtőelemeit dolgozzák fel a VVER-440 üzemanyagnál már eredményesen alkalmazott technológiával. Az üzemelő és építés alatt álló reprocesszáló művek kapacitása jelenleg 8333 tonna/év (benne az USA 5100 tonna/év kapacitású katonai üzeme), illetve 6107 tonna/év. E számok jelzik, hogy az üzemanyagciklus befejező szakasza ma az atomenergetika egyetlen olyan területe, amely a többi terület lassabb fejlődésével ellentétben dinamikusan fejlődik. Általános trend a nagy - tipikusan 800-1200 tonna/év körüli - kapacitású reprocesszáló üzemek építése. Egy ilyen üzem kb. 30-40 ezer MW(e)-os, PWR-eket tartalmazó atomerőmű-rendszer igényeit képes kielégíteni.

Előzőek figyelembevételével az OECD országok civil reprocesszáló üzemeinek kapacitása 2000-ig várhatóan a következőképpen alakul: 1990-ben 2910 tonna/év, 1995-ben 5960 tonna/év, 2000-ben 5960 tonna/év. E kapacitás megítéléséhez figyelembe kell venni, hogy egy 1000 MW(e) teljesítőképességű, PWR-es atomerőműből mintegy 25-30 tonna kiégett üzemanyag kerül ki évente.

A reprocesszálási költségekre közölt adatok nagyon szórnak, időben jelentősen változnak. A reprocesszálás, a hulladékkezelés és tárolás 1995-ben várható együttes költségére a vonatkozó szakirodalom 900-2100 USD/kg-ot közöl. A leginkább mértékadó Franciaország és Egyesült Királyság esetében 1054 USD/kg-ot, illetve 929 USD/kg-ot adnak meg. Referencia egységköltségként 850 USD/kg-ot közöl a szakirodalom.

A francia és angol szakemberek szerint a reprocesszálási költség a késő 70-es és a korai 80-as évek alatti lényeges növekedés után a következő években - elsősorban az üzemek növekvő egységteljesítőképessége miatt - várhatóan csökkenő tendenciát fog mutatni.

Egy az OECD országokra 1985-ben elvégzett számszerű elemzés a nyitott üzemanyagciklus - azaz a kiégett fűtőelemek közvetlen végső eltemetését feltételező ciklus - kismértékű gazdasági előnyét mutatta a zárt üzemanyagciklussal szemben. Ez az előny azonban mára már eltűnt ama technikai és ipari bizonytalanságok miatt, amelyek a közvetlen végső elhelyezéssel kapcsolatosak. 2000-ig a reprocesszálási költségek várható csökkenése miatt a zárt üzemanyagciklus előnyösebbé válik. Úgy ítélik, hogy ha az atomenergiát hosszabb távon hasznosítják, akkor a kiégett üzemanyag közvetlen végső tárolásához képest gazdaságosabb a reprocesszálás és az annak során keletkező radioaktív hulladékok kezelése és eltemetése.

Az atomenergia-hasznosítás jövője sokak szerint nem kis mértékben azon múlik, hogy a radioaktív hulladékok kezelésének és végső elhelyezésének (eltemetésének) kérdését sikerül-e megnyugtatóan és gazdaságosan megoldani.

A radioaktivitás atomerőművön belüli forrásainak a reaktorban és annak környezetében lejátszódó neutron-magreakciók tekinthetők. A keletkezett radioaktív anyagokat a keletkezés körülményei és helye szempontjából a következő három csoportba sorolhatjuk:

a) Az üzemanyagon belül keletkező radioaktív izotópok. Ezek nagy részét a hasadási termékek, kisebb részét a transzurán elemek különböző izotópjai teszik ki.

b) A reaktorban és közvetlen környezetében lévő szerkezeti anyagokban, mérőműszerekben és egyéb komponensekben lejátszódó neutron-magreakció reakciótermékei és azok bomlástermékei.

c) Az aktív zónán átáramló hűtőközeg és az abban lévő szennyezők felaktiválódása során keletkező és az egész primerkörben szétoszló radioaktív izotópok.

A keletkezett radioaktív izotópok döntő része (mintegy 99%-a) az a) csoportba tartozik. A hasadási termékek közé mintegy 350 fajta izotóp tartozik, amelyeknek jelentős része azonban - az alacsony koncentráció és a rövid felezési idő miatt - nem jelent különösebb problémát. A jelentős izotópok mintegy 20 elem (neodimium, cézium, ruténium, cérium, bárium, jód, palládium, lantán, prazeodimium, szamárium, stroncium, technécium, tellur stb.) különböző izotópjai közül kerülnek ki. Közöttük vannak igen hosszú ill. hosszú felezési idejű izotópok (pl. év, év, év, ¹³⁷Cs-30 év, ⁹⁹Sr-29 év stb.) Az üzemanyag radioaktivitásának nagy részét a hasadási termékek teszik ki.

Az üzemanyag radioaktivitásának kisebb részét kitevő, de hosszú felezési idejük miatt igen nagy jelentőségű transzurán izotópok elsősorban a neptunium, plutónium, americium, kürium különböző izotópjai közül kerülnek ki. Az általuk okozott probléma a hosszú felezési időből (pl. év ²³⁹Pu-24000 év, ²⁴³Am-7370 év, ²⁴⁰Pu-6580 év, ²⁴¹Am-460 év, ²⁴³Cm-32 év, ²⁴⁴Cm-18 év stb.) és alfa-sugárzásukból adódik.

Az üzemanyagban koncentrálódott radioaktív izotópok a közvetlen végső elhelyezésekor, ill. - zárt üzemanyagciklus esetén - a reprocesszálás során jelentkeznek radioaktív hulladékként.

A reaktorban ill. annak közvetlen környezetében felaktívált szerkezeti anyagok (fűtőelem-burkolat, tartó szerkezetek, reaktortartály, detektorok, biológiai védelem) ugyancsak különböző radioaktív izotópokat tartalmaznak, amelyeknek kisebb része hosszú felezési idejű (pl. év, év, ⁶⁰Co-5,3 év stb.), nagyobb részük azonban rövidebb felezési idejű. Részarányuk a teljes radioaktivitás-készleten belül 1%-nál kisebb. Egy részük az atomerőmű üzeme során folyamatosan (pl. eltávolítható detektorok), más részük a fűtőelemek végső elhelyezése illetve reprocesszálása során (fűtőelem burkolat), maradó részük (pl. reaktortartály, biológiai védelem stb.) a kiszolgált atomerőmű lebontása során jelentkezik radioaktív hulladékként.

Az aktív zónán átáramló víz és a benne lévő szennyezők (pl. korróziótermékek) felaktíválásának termékei kikerülnek a primerköri berendezésekbe, illetve azok belső felületére (pl. ioncserélő gyantákba, csövek, szivattyúk, gőzfejlesztők felületére stb.). A felületi radioaktivitást okozó izotópok dekontaminálás során folyadékokba kerülnek. Ezek a radioaktív izotópok képezik az atomerőmű üzemi radioaktív hulladékainak nagyobb részét. A hűtővízben lévő radioaktív izotópok (elsősorban az inhermetikus fűtőelemekből kikerülő hasadási termékek: xenon-, kripton-, jód-, cézium izotópok stb.) egy része kikerül az atomerőmű épületének légterébe, ezért a levegőt a kéményen keresztüli kibocsátás előtt szűrni kell. Emiatt e szűrők is radioaktív hulladékká válnak. A szűrők a radioaktív nemesgázokat (elsősorban a xenon- és kripton- izotópokat) nem tudják kiszűrni, ezért ezek nagy része a kéményen keresztül kikerül az atomerőmű körüli légtérbe. Mennyiségük azonban nem jelentős, nagyon sok széntüzelésű erőmű kéményén több - természetes eredetű - radioaktív izotóp kerül ki, mint az atomerőművek szellőző kéményén.

A radioaktív hulladékok különböző szempontok szerint csoportosíthatók. Az egyes csoportok közötti határ megvonása bizonyos mértékben önkényes, ezért országonként is változik.

Az aktivitáskoncentráció alapján vannak kis aktivitású (aktivitáskoncentrációjuk kisebb mint 50 Bq/g), közepes aktivitású (aktivitáskoncentrációjuk 50 Bq/g és 50000 Bq/g közé esik) és nagyaktivitású hulladékok (aktivitáskoncentrációjuk nagyobb mint 50000 Bq/g). A kis- és közepes aktivitású hulladékok külön kezelést igényelnek, de bomlási hőjük még kicsi, így nem okoz felmelegedést. A nagyaktivitású hulladékok - melyek gyakorlatilag csak a reprocesszáló műben keletkeznek - bomláshője jelentős, különleges kezelést, vastag árnyékoló falakat és műszakilag kialakított hűtőrendszert igényelnek.

A felezési idő (T) alapján megkülönböztetett három csoport: rövid felezési idejű (T<30 nap), közepes felezési idejű (T=30 nap-30 év) és hosszú felezési idejű radioaktív hulladékok (T>30 év).

A különböző szempontok együttes figyelembevételével a különböző országok a radioaktív hulladékoknak különböző kategóriáit definiálják. Pl. Franciaországban:

A-kategória: kis- és közepes aktivitású, rövid felezési idejű hulladékok, melyeknek -aktivitáskoncentrációja 3700 Bq/g-nál kisebb.

B-kategória: hosszú felezési idejű, -sugárzókat is tartalmazó radioaktív hulladékok.

C-kategória: a reprocesszálás során keletkező, nagyaktivitású, külön hűtést is igénylő radioaktív hulladékok.

Az USA-ban a következő kategóriákat definiálják:

1. Nagyaktivitású hulladékok: a reprocesszálás során keletkező, hasadási termékeket jelentős mennyiségben tartalmazó hulladékok; ide sorolják nyitott ciklusban a kiégett fűtőelemeket is.

2. Transzurán hulladékok: a 92-nél nagyobb rendszámú, 5 évnél hosszabb felezési idejű, 3700 Bq/g-nál nagyobb aktivitáskoncentrációjú izotópokat tartalmazó hulladékok (NRC definíciója); az US DOE definíciója szerint a felezési idő határát nem 5 évben, hanem 20 évben szabják meg.

3. Kisaktivitású hulladékok: előzőekbe nem tartozó atomerőművi radioaktív hulladékok.

4. Uránbánya hulladékok, amelyek az ércfeldolgozáskor keletkeznek és az urán bomlássorába tartozó radioaktív izotópokat (rádium stb.) tartalmaznak.

5. Egyéb eredetű radioaktív hulladékok (pl. a gyorsítók által produkált radioizotópok stb.).

A kezelés előtti radioaktív hulladékokat - az ún. nyershulladékokat - kategóriánként kell gyűjteni és ellenőrizni.

A radioaktív hulladékok különböző kategóriáinak mennyisége az aktivitásszinttel fordítottan arányos. Térfogat szempontjából a közepes és különösen a kisaktivitású hulladékok mennyisége a legnagyobb.

Pl. Franciaországban jelenleg a következő radioaktív hulladékmennyiségek vannak a 2.2. pontban ismertetett kategóriánkénti bontásban:

    A-kategóriájú hulladékok: 800000 m³

    B-kategóriájú hulladékok: 45000 m³

    C-kategóriájú hulladékok: 3000 m³

Előrejelzések szerint az ezredfordulóig Franciaországban 835000 m³ kis és közepes aktivitású hulladék összegyűjtésére és feldolgozására kerül sor. Nagy-Britanniában 570000 m³, az USA-ban 3,6 millió m³, a Szovjetunióban mintegy 1,5 millió m³ ilyen hulladék kezeléséről kell gondoskodni. Németország volt NSZK részében 1990 végéig mintegy 64000 m³ radioaktív hulladék gyűlt össze, aminek kb. 62,5%-a származik atomerőművekből. Japánban jelenleg 460000 darab 200 literes hordónak megfelelő mennyiségű kisaktivitású hulladékot tárolnak az atomerőművekben.

A Paksi Atomerőműben 1990-ben összesen kb. 280 m³ kis és közepes aktivitású hulladék (5475 db zsák, 462 db hordó, 54 aeroszol szűrő, 7830 liter folyékony hulladék) keletkezett. A radioaktív hulladékot tartalmazó 5475 zsákot 372 db hordóba tömörítették. A 7830 liter folyékony hulladékot besűrítették és 90 db hordóban helyezték el. A teljes mennyiséget az atomerőmű telephelyén tárolják.

A 2.1. és 2.2. pontban láttuk, hogy az atomerőműben keletkező hulladékok aktivitásszintje és az őket alkotó radioizotópok felezési ideje igen tág határok között mozog. Ez különösen a reprocesszálás során keletkező hulladékokra vonatkozik. A különböző aktinidák relatív - természetes uránéhoz viszonyított - radiológiai kockázatát mutatja az 1. ábra. Ebből látható, hogy néhány száz évig elsősorban a hasadási termékek együttes toxicitása dominál, majd kb. 10000 évig az americium izotópoké a döntő szerep. A 241Am felezési ideje kb. 433 év, a 243Am-é 7370 év. A hosszú ideig érvényesülő toxicitást a 137Np (felezési ideje 2 millió év) és a 239Pu (felezési ideje 24110 év) képviselik. A reprocesszálás során keletkezett összes - a hasadási termékek és más viszonylag rövidebb felezési idejű izotópok mellett a fenti transzurán izotópokat is tartalmazó - hulladék együttes kezelése és eltemetése célszerűtlen.

1. ábra Különböző aktinidák relatív radiológiai kockázatának időbeli alakulása

A leírtak miatt ezeknél a hulladékoknál kezelésük előtt számos országban felezési idő szerinti frakcionálást alkalmaznak, ill. terveznek alkalmazni. A több száz, vagy 1000 évnél nagyobb felezési idejű radioaktív izotópokat (transzurán elemek, ¹²⁹I stb.) leválasztják a néhányszor 10 év felezési idejű és az aktivitás zömét képviselő izotópoktól (⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs stb.). A szétválasztás egyik célja a nagyaktivitású hulladékokban lévő radioizotópok egy részének hasznosítása, másik célja a szétválasztott, különböző minőségű és felezési idejű hulladékok elkülönített kezelése és tárolása.

A frakcionálás hosszú távú radiológiai kockázatra gyakorolt hatását mutatja a 2. ábra. Látható, hogy a kiégett üzemanyag közvetlen végső tárolása esetén a relatív - a természetes uránéhoz viszonyított - radiológiai kockázat csak több mint 1 millió év után csökken 1 alá. Ez önmagában kérdésessé teszi a kiégett fűtőelemek közvetlen végső tárolásának helyességét. A plutónium és az urán leválasztása és a reaktorokban történő újbóli felhasználása a maradó hulladék radiológiai kockázatának 1 alá csökkenéséhez szükséges időt közel egy nagyságrenddel csökkenti. Ha valamennyi aktinidát (237Np-ot, 238Pu-ot, 241Am-ot, 244Cm-ot stb.) elkülönítjük és csak az ezután maradó hulladékot helyezzük végső tárolóba, akkor ez az idő 1000 év alá csökken. Az összes aktinida leválasztása érdekében a jól ismert PUREX reprocesszálási eljárás helyett más módszert kell alkalmazni. A vonatkozó vizsgálatok azt mutatják, hogy a 90Sr-ot, 137Cs-ot, ritka földfémeket és más 30 évnél nem hosszabb felezési idejű hasadási termékeket - melyek az összes aktinida leválasztása után hulladékokban maradnak - megbízhatóan lehet kezelni és tárolni.

2. ábra A természetes uránhoz viszonyított radiológiai kockázat alakulása különböző programok esetében

2.5. A frakcionálás és átalakítás együttes alkalmazása

A kiégett üzemanyag reprocesszálása során keletkező radioaktív hulladékok radiológiai kockázatának csökkentésére a ma ismert leghatékonyabb, de gyakorlatban még nem kipróbált módszer az elkülönítést és átalakítást tartalmazó komplex technológia (partitioning and transmutation: P-T technológia). Ennek lényege a következő két lépés egymást követő alkalmazása:

- A hosszú felezési idejű transzurán izotópok elkülönítése a nagyaktivitású hulladékokból.
- Az elkülönített hosszú felezési idejű transzurán izotópok átalakítása (transzmutációja) rövid felezési idejű izotópokká.

E módszer több mint 10 éve kutatások tárgyát képezi számos országban (USA, Franciaország, Japán stb.). Különösen azoknak az országoknak az érdeklődését váltja ki e megoldás, amelyek nem akarnak lemondani az atomenergia hosszú távú megoldásáról, de nem rendelkeznek a nagyaktivitású hulladékok végső tárolására alkalmas kősórétegekkel vagy más geológiai formációkkal (pl. Japán).

Az elválasztásra a hagyományos PUREX eljárás nem alkalmas. E módszer továbbfejlesztett változatának megfelelő folyékony módszer helyett jobbnak tartják a száraz - piromechanikai - eljárást. Az átalakítás főbb lehetőségei: (1) a radioizotópok hasítása (spallációja) nagy energiájú protongyorsítók segítségével, (2) átalakítás nagy energiájú gammasugárzással, (3) átalakítás LWR-ekben, (4) átalakítás kereskedelmi gyorsreaktorokban. Ma legreálisabbnak az utóbbi két eljárást tartják.

3. ábra A transzurán izotópok átalakítási aránya különböző feltételek között.

Reaktorok alkalmazása esetén az átalakítás neutron-magreakciók segítségével történik és lényegében a transzurán izotópok elhasítását jelenti. Minthogy a transzurán elemek egy része csak nagy energiájú neutronokkal hasítható, annál megfelelőbb ilyen célra a reaktor, minél keményebb neutron-spektrum van az aktív zónában. Emiatt az LWR-ek csak mérsékelten alkalmasak transzmutációra. A termikus reaktorokban sugárkezelt aktinida izotópok a neutronbefogás eredményeként nagyrészt magasabb rendű aktinidákká alakulnak át, ami csak részleges eredményt jelent. A gyors szaporító reaktorok felhasználása több sikerrel kecsegtet. A minél keményebb neutronspektrumra történő törekvés miatt az oxid üzemanyagú gyorsreaktorok kevésbé jók, mint a fém üzemanyagúak. Ha a fém üzemanyaghoz 5-15%-ban adagolnak alacsonyabb rendű transzurán izotópokat, akkor az átalakítás jelentős sebességgel megvalósul. A 3. ábrából látható, hogy az ilyen reaktorokban a transzurán izotópoknak mintegy 14-15%-a alakítható át évenként. A hasadási termékeket a gyorsreaktorokban sem lehet hatékonyan átalakítani. Az általuk képviselt sugárveszély - nem megfelelő tárolás esetében - a reaktorból történt kiemelés után kb. 500 évig érvényesülhet. Ilyen időtávra azonban már megoldottnak tekinthető a megfelelő végső tárolás (1. 2.7. pont).

A leírtakból következik, hogy a nagyaktivitású hulladékok hosszú felezési idejű komponenseinek elkülönítése és átalakítása vonzó és reménykeltő lehetőség. A megoldásig még sok kutatási, fejlesztési erőfeszítésre van szükség.

Biztosítani kell, hogy a radioaktív hulladékok komponensei - akár frakcionáljuk azokat, akár nem - ne kerülhessenek a bioszférába. Ennek érdekében a gyakorlatban többlépcsős korlátozást alkalmaznak. Első korlátozási lépcső a hulladékok megfelelő fizikai-kémiai jellege, amely a radioizotópok megbízható lekötését jelenti. Ez biztosítja, hogy a víz esetleges bekerülésekor csak minimális mértékben oldódjanak (lugozódjanak ki) és hogy a hulladék tömör és alaktartó legyen. A második - általában a kezdeti korlátozott időtartamban érvényesülő - korlátozási lépcsőt a radioaktív hulladékok tokozása és más megfelelő műszaki korlátozó eszközök jelentik. A harmadik korlátozási lépcső maga a geológiai struktúra, amely a kezelt radioaktív hulladékot magába foglalja és ezáltal elszigeteli azt a bioszférától. Ennek kell biztosítania a víz távoltartását a hulladéktól.

A frakcionált vagy frakcionálatlan radioaktív hulladék kezelésének célja az első és második korlátozási lépcső megvalósítása és ezáltal a hulladék alkalmassá tétele a végső tárolóba helyezésre. Ennek keretében a hulladék térfogatát minimálisra kell redukálni és lehetőség szerint olyan szilárd fázisba kell hozni, hogy belőle a radioaktív komponensek kilugozódása a megengedett minimális érték alatt maradjon. A kezelés a hulladék megjelenési formájától függően besűrítést, tömörítést, égetést, szilárdítást, tokozást stb. jelent.

A megszilárdított hulladéknak hő- és sugárállónak, a transzurán izotópok elkülönítése és átalakítása esetében néhány száz évig, enélkül néhány százezer évig stabilisnak, kilugozódással szemben ellenállónak kell lennie. A kis- és közepes aktivitású hulladékok szilárdítása általában bitumenbe vagy betonba ágyazással (cementezéssel) történik. A bitumenezést és cementezést több mint 30 éve használják radioaktív hulladékok szilárdítására, így ezek az eljárások teljesen kifejlesztetteknek tekinthetők. A nagyaktivitású hulladékoknál ezek az eljárások - elsősorban a kilugozódással szembeni nem kellő ellenállásuk miatt nem megfelelőek.

A nagyaktivitású hulladékok szilárdítására több eljárást is kidolgoztak. Leginkább az üvegesítési eljárások és ezek továbbfejlesztett változatai látszanak megfelelőnek. A hulladékot magukba foglaló üvegtömbök kilugozódással szembeni ellenállása kiváló, sugár- és hőállóságuk megfelelő. Ezek az anyagok természetes körülmények között nagyjából ugyanolyan ellenállóképesek sokezer évig, mint az obszidián - vulkanikus üveg -, a bazalt és a gránit. Sok országban alkalmazzák ezt az eljárást, így az üvegesítési technológia is kidolgozottnak tekinthető.

Az atomenergetikával szembeni ellenállás egyik legtöbbször hangoztatott érve a radioaktív hulladékok elhelyezése. Annak ellenére így van ez, hogy elvileg a radioaktív hulladékok földfelszín alatti tárolása semmilyen észlelhető zavaróhatást nem gyakorol a természeti egyensúlyra. A radioaktív hulladékok által előidézett környezetszennyezés és sugárhatás elhanyagolható a jelenleg érvényesülő természetes háttérsugárzáshoz képest.

A megszilárdított hulladék először átmeneti tárolóba, majd - megfelelő időtartamú, esetleg 15-50 évi pihentetés után - végső tárolóba kerül. Pihentetés alatt a rövidebb ( 1 év) felezési idejű, nagyaktivitású izotópok jelentős mértékben lebomlanak, így a tároló anyagát kisebb sugárzás éri.

A végső tárolásra legperspektivikusabb, egyben a legrészletesebben vizsgált lehetőség a geológiai formációkon belüli eltemetés. A különböző országok (Franciaország, Nagy-Britannia, USA, Kanada, Szovjetunió) üzemeltetési tapasztalatai azt bizonyítják, hogy a radioaktív hulladéktároló rendszerek biztonságosak. Erre maga a természet is szolgáltat bizonyítékot. Gabonban (Afrika) olyan uránérclelőhelyet fedeztek fel, ahol a ²³⁵U izotóp más telephelyekhez képesti alacsonyabb koncentrációja egy természetes atomreaktor földalatti kialakulására utal, amelyben hasadási termékek és transzurán izotópok keletkeztek nagy mennyiségben. A mérések azt mutatják, hogy e hasadási termékek és transzurán izotópok sok ezer év alatt - minden kezelés nélkül - a keletkezés helyétől mindössze néhányszor 10 m távolságra vándoroltak el.

A végső tárolásra alkalmas geológiai formációkkal szembeni főbb követelmények: vízzáróság, képlékenység, stabilitás, megfelelő méret, gazdaságosság. Szóba jöhetnek: agyagréteg, kősó-réteg, bazalt, tufa, gránit. A kis- és közepes aktivitású hulladékok végső tárolására megfelelő az agyag. Ilyen rétegekkel Magyarország is rendelkezik. A nagyaktivitású hulladékok végső tárolására ma legalkalmasabbnak a kősó-rétegeket tartják. Geológiailag bizonyított, hogy a kősólencsék legalább l millió év óta változatlan formában és méretben léteznek. Képlékenyek, így repedésre nem nagyon hajlamosak. Öngyógyító képességgel rendelkeznek, azaz az esetleg keletkező repedések viszonylag rövid idő alatt begyógyulnak.

A kis- és közepes aktivitású hulladékok végső tárolása ma már kidolgozott és több országban alkalmazott technológiának tekinthető. Nagyaktivitású hulladékok tárolására alkalmas végső tároló ma még nem üzemel egyetlen országban sem. Üzembehelyezésük az ezredforduló utánra várható.

3. Az atomerőművek végleges üzemen kívül helyezése (lebontása)

A 2.1. pontban láttuk, hogy az aktív zóna közvetlen környezetében felaktiválódott anyagok egy része (reaktortartály, biológiai védelem stb.) a kiszolgált atomerőművek végleges üzemen kívül helyezése (lebontása) alkalmával válik radioaktív hulladékká. Egy 1000 MW(e)-os LWR esetében 30 év üzemév és 5 év pihentetési idő után a reaktortartályon belüli berendezések összaktivitása mintegy 2 millió Ci (~ 74 millió GBq), a teljes aktivitás pedig kb. 4 millió Ci (~ 150 millió GBq). 40 év pihentetés után ez az aktivitás kb. 300 ezer Ci-re csökken. A különböző felezési idők miatt az idő előrehaladtával változik a domináns radioizotópok fajtája. 10-15 éves távlatban a ⁶⁰Co, ezután a ⁶³Ni, majd egészen hosszú távon az ⁵⁹Ni okozza az aktivitás nagy részét. Minthogy az atomerőmű lebontására általában maximum 50-60 év pihentetési idő után kerül sor, lebontás közben a sugárzás okozta problémák főleg a ⁶⁰Co-tal és a ⁶³Ni-lel kapcsolatosak. A reaktort körülvevő sugárvédő beton aktivitása az összaktivitáson belül nagyon kicsi. A nagy térfogat és bontási művelet nehézsége miatt azonban a relatív kis aktivitás ellenére is jelentős problémákat okoz ennek szétszerelése.

Az atomerőművek végleges üzemen kívül helyezésére számos megoldás lehetséges. Az Egyesült Államok-beli NRC három változatot határozott meg:

- azonnali szétszerelés
- biztonságos tárolás, majd később (50 év múlva) szétszerelés
- szarkofág építése

Az amerikai atomipar eddig már több kisebb kísérleti reaktort bontott le. Nemrég fejezték be a Shippingport energetikai reaktor leszerelését. Maga a lebontás több lépcsőben történik.

Az USA-ban végzett becslések szerint egy energetikai reaktor lebontása során 5-10 Sv dózist kapnak a munkát végzők együttesen. Az épületszerkezet anyagainak bontása okozza az össz kollektív dózisnak kb. 15%-át és adja a radioaktív bontási hulladékok tömegének 50%-át.

A bontás költségei közvetlen, közvetett és egyéb költségek között oszlanak meg. A jelenleg rendelkezésre álló adatok szerint a fajlagos bontási költség 110-500 USD/MW(e) között ingadozik a konkrét feltételektől és az országoktól függően. Referencia értékként a Nemzetközi Atomenergia Ügynökség szakértői az atomerőmű fajlagos beruházási költségének 10%-át javasolják. Más források 15%-ban adják meg ezt az értéket. Minthogy e költség kifizetésére az atomerőmű építése után 40-70 év múlva kerül sor, szerepe a termelt villamos energia egységköltségén belül elhanyagolható, maximum kb. 1%-ot tesz ki.