1. Introduksjon.. 2

2. Radioaktivt avfall. Opprinnelse og klassifisering. 4

2.1 Opprinnelse til radioaktivt avfall. 4

2.2 Klassifisering av radioaktivt avfall. 5

3. Deponering av radioaktivt avfall. 7

3.1. Deponering av radioaktivt avfall i steinerÅh. 8

3.1.1 Hovedtyper og fysiske og kjemiske egenskaper til bergarter for deponering av kjernefysisk avfall. 15

3.1.2 Velge et deponeringssted for radioaktivt avfall. 18

3.2 Dypgeologisk deponering av radioaktivt avfall. 19

3.3 Deponering nær overflaten. 20

3.4 Bergsmelting21

3.5Direkte injeksjon22

3.6 Andre metoder for deponering av radioaktivt avfall23

3.6.1 Fjerning til sjøs23

3.6.2 Fjerning under havbunnen... 23

3.6.3 Fjerning i bevegelsessoner. 24

3.6.4 Nedgraving i innlandsis.. 25

3.6.5 Slett inn rom.. 25

4. Radioaktivt avfall og brukt kjernebrensel i russisk kjernekraftindustri. 25

5. Problemer med det radioaktive avfallshåndteringssystemet i Russland og mulige måter å løse det på... 26

5.1 Strukturen til det radioaktive avfallshåndteringssystemet i Den russiske føderasjonen. 26

5.2 Forslag til endring av læren om radioaktivt avfallshåndtering.. 28

6. Konklusjon.. 29

7. Liste over brukt litteratur: 30

1. Introduksjon

Andre halvdel av det tjuende århundre var preget av en kraftig forverring miljø problemer. Omfanget av menneskehetens teknogene aktivitet er for tiden sammenlignbar med geologiske prosesser. Til tidligere typer forurensning miljø, som har fått omfattende utvikling, er det lagt til en ny fare for radioaktiv forurensning. Strålingssituasjonen på jorden de siste 60-70 årene har gjennomgått betydelige endringer: ved begynnelsen av andre verdenskrig var det i alle land i verden mottatt omtrent 10-12 g stråling i ren form naturlig radioaktivt stoff - radium. I dag produserer en middels kraftig atomreaktor 10 tonn kunstige radioaktive stoffer, hvorav de fleste er kortlivede isotoper. Radioaktive stoffer og kilder til ioniserende stråling brukes i nesten alle industrier, i helsevesenet og i utførelse av et bredt spekter. mangfold av vitenskapelig forskning.

I løpet av det siste halve århundret har titalls milliarder curies med radioaktivt avfall blitt generert på jorden, og disse tallene øker hvert år. Problemet med deponering og deponering av radioaktivt avfall er spesielt akutt. atomkraftverk blir nå, når tiden er inne for å demontere flertallet av atomkraftverkene i verden (ifølge IAEA er dette mer enn 65 atomkraftverkreaktorer og 260 reaktorer brukt til vitenskapelige formål). Det er ingen tvil om at den mest betydelige mengden radioaktivt avfall ble generert på vårt lands territorium som et resultat av gjennomføringen av militære programmer i mer enn 50 år. Under skapelse og forbedring atomvåpen En av hovedoppgavene var rask produksjon av kjernefysile materialer som gir en kjedereaksjon. Slike materialer er høyt anriket uran og plutonium av våpenkvalitet. De største over- og underjordiske lagringsanleggene for radioaktivt avfall har dannet seg på jorden, og representerer et enormt potensiell fare for biosfæren i mange hundre år.

http://zab.chita.ru/admin/pictures/424.jpg Spørsmålet om håndtering av radioaktivt avfall krever en vurdering ulike kategorier og deres lagringsmetoder, samt ulike miljøkrav. Målet med deponering er å isolere avfall fra biosfæren i ekstremt lange perioder, og sikre at gjenværende radioaktive stofferå nå biosfæren vil være i ubetydelige konsentrasjoner sammenlignet med for eksempel naturlig bakgrunnsradioaktivitet, og gir også tillit til at risikoen ved uforsiktig menneskelig inngripen vil være svært liten. Geologisk deponering har blitt mye foreslått for å nå disse målene.

Det er imidlertid mange forskjellige forslag angående metoder for deponering av radioaktivt avfall, for eksempel:

· Langtidslagring over bakken,

· Dype brønner (på en dybde på flere km),

Bergsmelting (foreslått for varmegenererende avfall)

· Direkte injeksjon (kun egnet for flytende avfall),

· Fjerning til sjøs,

· Fjerning under havbunn,

· Fjerning i bevegelsessoner,

· Fjerning i innlandsis,

· Fjerning ut i rommet

Noen forslag er fortsatt under utvikling av forskere forskjellige land verden, andre har allerede blitt forbudt internasjonale avtaler.De fleste forskere forsker dette problemet, anerkjenne den mest rasjonelle muligheten for å begrave radioaktivt avfall i det geologiske miljøet.

RAO problem - komponent"Agenda 21" vedtatt på verdenstoppmøtet den toppnivå on Earth Issues i Rio de Janeiro (1992) og "Handlingsprogrammet for videre implementering av Agenda 21" vedtatt av den spesielle sesjonen Generalforsamling FN (juni 1997). Det siste dokumentet, spesielt, skisserer et system av tiltak for å forbedre metoder for å håndtere radioaktivt avfall, for å utvide internasjonalt samarbeid på dette området (utveksling av informasjon og erfaring, bistand og overføring av relevante teknologier osv.), for å stramme inn statenes ansvar for å sikre sikker lagring og deponering av radioaktivt avfall.

I mitt arbeid vil jeg forsøke å analysere og vurdere deponering av radioaktivt avfall i det geologiske miljøet, samt mulige konsekvenser av slik deponering.

2. Radioaktivt avfall Opprinnelse og klassifisering.

2.1 Opprinnelse til radioaktivt avfall.

Radioaktivt avfall omfatter materialer, løsninger, gassformige medier, produkter, utstyr, biologiske gjenstander, jord etc. som ikke er gjenstand for videre bruk, hvor innholdet av radionuklider overstiger fastsatte nivåer. forskrifter. Brukt kjernebrensel (SNF) kan også inkluderes i kategorien «RAW» dersom det ikke er gjenstand for etterfølgende behandling for å utvinne komponenter fra det og, etter passende lagring, sendes til deponering. RW er delt inn i høyaktivt avfall (HLW), mellomaktivt avfall (ILW) og lavaktivt avfall (LLW). Inndelingen av avfall i kategorier er fastsatt i forskrift.

Radioaktivt avfall er en blanding av stabil kjemiske elementer og radioaktiv fragmentering og transuran radionuklider. Fragmenteringselementer nummerert 35-47; 55-65 er fisjonsprodukter kjernebrensel. I løpet av 1 års drift av en stor kraftreaktor (ved lasting av 100 tonn kjernebrensel med 5 % uran-235), produseres 10 % (0,5 tonn) spaltbart materiale og ca. 0,5 tonn fragmenteringselementer. På landsbasis produseres det årlig 100 tonn fragmenteringselementer bare ved atomkraftreaktorer.

Hoved og den farligste for biosfæren er elementene av radioaktivt avfall Rb, Sr, Y, Zr, Mo, Ru, Rh, Pd, I, Cs, Ba, La....Dy og transuraniske elementer: Np, Pu, Am og Cm. Løsninger av radioaktivt avfall med høy spesifikk aktivitet i sammensetning er blandinger av nitratsalter med en konsentrasjon salpetersyre opptil 2,8 mol/liter, de inneholder tilsetningsstoffer HF(opptil 0,06 mol/liter) og H2SO4(opptil 0,1 mol/liter). Det totale innholdet av salter av strukturelle elementer og radionuklider i løsninger er ca. 10 vekt-%. I atomreaktorer er drivstoff (anriket naturlig uran) i form av tabletter UO 2 plassert i rør laget av zirkoniumstål (fuel element - TVEL). Disse rørene er plassert i reaktorkjernen mellom dem er plassert moderatorblokker (grafitt), kontrollstenger (kadmium) og kjølerør som kjølevæsken sirkulerer gjennom - oftest vann. Ett lass med drivstoffstaver varer ca. 1-2 år.

Radioaktivt avfall genereres:

Under drift og avvikling av kjernefysiske brenselssyklusbedrifter (gruvedrift og prosessering av radioaktive malmer, produksjon av brenselelementer, elektrisitetsproduksjon ved kjernekraftverk, reprosessering av brukt kjernebrensel);

I prosessen med å implementere militære programmer for opprettelse av atomvåpen, bevaring og avvikling av forsvarsanlegg og rehabilitering av territorier som er forurenset som et resultat av virksomheten til bedrifter som produserer kjernefysiske materialer;

Under drift og dekommisjonering av skip fra marine og sivile flåter med atomkraftverk og deres vedlikeholdsbaser;

Ved bruk av isotopprodukter i den nasjonale økonomien og medisinske institusjoner;

Som et resultat av atomeksplosjoner i interessene Nasjonal økonomi, under gruvedrift, under romprogrammer, så vel som under ulykker ved atomanlegg.

Når radioaktive materialer brukes i medisinske og andre forskningsinstitusjoner, genereres det en betydelig mindre mengde radioaktivt avfall enn i atomindustrien og det militærindustrielle komplekset – dette er flere titalls kubikkmeter avfall per år. Bruken av radioaktive materialer øker imidlertid, og med det øker avfallsvolumet.

2.2 Klassifisering av radioaktivt avfall

RW er klassifisert etter ulike kriterier (fig. 1): aggregeringstilstand, etter sammensetning (type) av stråling, etter levetid (halveringstid T 1/2), etter spesifikk aktivitet (strålingsintensitet). Klassifiseringen av radioaktivt avfall brukt i Russland etter spesifikk (volum) aktivitet har imidlertid sine ulemper og positive aspekter. Ulempene inkluderer det faktum at det ikke tar hensyn til halveringstiden, radionuklid og fysisk-kjemisk sammensetning av avfallet, samt tilstedeværelsen av plutonium og transuranelementer i dem, hvis lagring krever spesielle strenge tiltak. På den positive siden er at i alle stadier av håndtering av radioaktivt avfall, inkludert lagring og deponering, er hovedoppgaven å forhindre miljøforurensning og overeksponering av befolkningen, og separeringen av radioaktivt avfall avhengig av nivået av spesifikk (volum) aktivitet er nøyaktig bestemt. etter graden av deres innvirkning på miljøet og mennesker. Målingen av strålingsfare påvirkes av typen og energien til stråling (alfa-, beta-, gamma-emittere), samt tilstedeværelsen av kjemisk giftige forbindelser i avfallet. Varigheten av isolasjon fra miljøet for middels avfall er 100-300 år, for høyaktivt avfall - 1000 år eller mer, for plutonium - titusenvis av år. Det er viktig å merke seg at radioaktivt avfall deles avhengig av halveringstiden til radioaktive grunnstoffer: kortvarig, med en halveringstid på mindre enn ett år; middels levetid fra ett år til hundre år og lang levetid mer enn hundre år.

Fig.1 Klassifisering av radioaktivt avfall.

Blant radioaktivt avfall er de vanligste når det gjelder aggregeringstilstand, flytende og fast. For å klassifisere flytende radioaktivt avfall ble den spesifikke (volum) aktivitetsparameteren (tabell 1) brukt. Flytende radioaktivt avfall væsker der tillatt konsentrasjon av radionuklider overstiger konsentrasjonen som er fastsatt for vann i åpne reservoarer, vurderes. Hvert år genererer kjernekraftverk store mengder flytende radioaktivt avfall (LRW). I utgangspunktet blir det meste flytende radioaktivt avfall ganske enkelt dumpet i åpne vannforekomster, siden radioaktiviteten deres anses som trygg for miljøet. Flytende radioaktivt avfall genereres også ved radiokjemiske virksomheter og forskningssentre.

Tabell 1. Klassifisering av flytende radioaktivt avfall

Av alle typer radioaktivt avfall er flytende avfall de vanligste, siden både stoffet i strukturelle materialer (rustfritt stål, zirkonium brenselstavskall, etc.) og teknologiske elementer (salter) overføres til løsninger alkalimetaller og så videre.). Det meste av det flytende radioaktive avfallet genereres av kjernekraft. Brukte brenselsstaver, kombinert til enkeltstrukturer - brenselelementer, fjernes forsiktig og holdes i vann i spesielle bunnfallsbassenger for å redusere aktiviteten på grunn av nedbrytningen av kortlivede isotoper. I løpet av tre år synker aktiviteten rundt tusen ganger. Deretter sendes brenselstavene til radiokjemiske anlegg, hvor de knuses med mekanisk saks og løses opp i varm 6-N salpetersyre. En 10 % løsning av flytende høyaktivt avfall dannes. Rundt 1000 tonn slikt avfall produseres per år i hele Russland (20 tanker på 50 tonn hver).

Til fast radioaktivt avfall type dominerende stråling og eksponeringsdoserate direkte på overflaten av avfallet ble brukt (tabell 2).

Tabell 2. Klassifisering av fast radioaktivt avfall

Fast radioaktivt avfall er den formen for radioaktivt avfall som er direkte gjenstand for lagring eller deponering. Det er 3 hovedtyper av fast avfall:

rester av uran eller radium som ikke er utvunnet under malmbehandling,

kunstige radionuklider generert under drift av reaktorer og akseleratorer,

oppbrukte ressurser, demonterte reaktorer, akseleratorer, radiokjemisk og laboratorieutstyr.

For klassifisering gassformig radioaktivt avfall den spesifikke (volum) aktivitetsparameteren brukes også, tabell 3.

Tabell 3. Klassifisering av gassformig radioaktivt avfall

Kategorier av radioaktivt avfall	Volumaktivitet, Ci/m 3
Lav aktivitet	under 10 -10
Middels aktiv	10 -10 - 10 -6
Svært aktiv	over 10 -6

Gassformig radioaktivt avfall dannes hovedsakelig under drift av kjernekraftverk, radiokjemiske drivstoffregenereringsanlegg, samt under branner og andre nødsituasjoner ved kjernefysiske anlegg.

Dette er en radioaktiv isotop av hydrogen 3 H (tritium), som ikke holdes tilbake av rustfri stålkledning av brenselelementer, men absorberes (99 %) av zirkoniumkledningen. I tillegg produserer fisjon av kjernebrensel radiogent karbon, samt radionuklidene krypton og xenon.

Inerte gasser, primært 85 Kr (T 1/2 = 10,3 år), er ment å bli fanget opp i radiokjemisk industri, ved å isolere den fra avgasser ved bruk av kryogen teknologi og lavtemperaturadsorpsjon. Gasser med tritium oksideres til vann, og karbondioksid, der radiogent karbon er tilstede, er kjemisk bundet i karbonater.

3. Deponering av radioaktivt avfall.

Problemet med sikker deponering av radioaktivt avfall er et av de problemene som omfanget og dynamikken i utviklingen av kjernekraft i stor grad avhenger av. Den generelle oppgaven med sikker deponering av radioaktivt avfall er utviklingen av metoder for å isolere dem fra biosyklusen som vil eliminere det negative miljømessige konsekvenser for mennesker og miljø. Det endelige målet for de siste stadiene av all kjernefysisk teknologi er pålitelig isolering av radioaktivt avfall fra biosyklusen i hele perioden med radiotoksisitet som er igjen i avfallet.

For tiden utvikles teknologier for immobilisering av radioaktivt avfall, og ulike metoder for deponering av dem studeres, hovedkriteriene for å velge hvilke for utbredt bruk er følgende: – minimere kostnadene ved å implementere tiltak for håndtering av radioaktivt avfall; – reduksjon av generert sekundært radioaktivt avfall.

Bak i fjor det er skapt et teknologisk grunnlag for moderne system RW ledelse. I kjernefysiske land Det finnes et bredt spekter av teknologier som muliggjør effektiv og sikker behandling av radioaktivt avfall, og minimerer dets mengde. I generelt syn kjeden av teknologiske operasjoner for håndtering av flytende radioaktivt avfall kan presenteres i følgende skjema: Ingen steder i verden har det imidlertid blitt valgt en metode for endelig deponering av radioaktivt avfall, den teknologiske syklusen for håndtering av radioaktivt avfall er ikke lukket: størknet flytende radioaktivt avfall, så vel som fast radioaktivt avfall, lagres på spesielle kontrollerte steder, og skaper en; trussel mot den radioøkologiske situasjonen til lagringsplassene.

3.1. Deponering av radioaktivt avfall i bergarter

Således, når du løser problemet med deponering av radioaktivt avfall, bruk av "erfaring akkumulert av naturen", kan sees spesielt tydelig. Det er ikke for ingenting at spesialister innen eksperimentell petrologi kanskje var de første som var klare til å løse problemet som oppsto.

De gjør det mulig å isolere radioaktivt avfall fra en blanding av grunnstoffer separate grupper, lignende i sine geokjemiske egenskaper, nemlig:

· alkaliske og jordalkaliske elementer;

· halogenider;

· sjeldne jordartselementer;

· aktinider.

For disse gruppene av grunnstoffer kan du prøve å finne bergarter og mineraler som er lovende for deres bindende .

Naturlige kjemiske (og til og med kjernefysiske) reaktorer som produserer giftige stoffer, er ikke en nyhet i jordens geologiske historie. Et eksempel er Oklo-forekomsten, der for ~ 200 millioner år siden, i 500 tusen år, på en dybde på ~ 3,5 km, opererte en naturlig reaktor som varmet opp de omkringliggende bergartene til 600 °C. Bevaringen av de fleste radioisotoper på stedet for deres dannelse ble sikret ved deres isomorfe inkludering i uraninitt. Oppløsningen av sistnevnte ble forhindret av gjenvinningssituasjonen. Likevel, for rundt 3 milliarder år siden, oppsto liv på planeten, sameksisterte med suksess ved siden av svært farlige stoffer og utvikler seg.

La oss vurdere de viktigste måtene for selvregulering av naturen fra synspunktet om deres bruk som metoder for å nøytralisere avfall fra menneskeskapte aktiviteter av menneskeheten. Fire slike prinsipper er skissert.

a) Isolering - skadelige stoffer er konsentrert i beholdere og beskyttet av spesielle barrierestoffer. Vanntette lag kan tjene som en naturlig analog av beholdere. Dette er imidlertid ikke en veldig pålitelig måte å nøytralisere avfall: når det lagres i et isolert volum farlige stoffer beholde sine egenskaper og, hvis det beskyttende laget brytes, kan bryte ut i biosfæren og drepe alle levende ting. I naturen fører brudd på slike lag til utslipp av giftige gasser (vulkansk aktivitet ledsaget av eksplosjoner og utslipp av gasser, varm aske, utslipp av hydrogensulfid ved boring av brønner for gass - kondensat). Ved lagring av farlige stoffer i spesielle lagringsanlegg, noen ganger isolasjonsskallene med katastrofale konsekvenser. Et trist eksempel fra menneskeskapt menneskelig aktivitet er utslippet av radioaktivt avfall i Chelyabinsk i 1957 på grunn av ødeleggelsen av lagringsbeholdere. Isolering brukes til midlertidig lagring av radioaktivt avfall; i fremtiden er det nødvendig å implementere prinsippet om flerbarrierebeskyttelse under avhending, en av komponentene i denne beskyttelsen vil være et isolasjonslag.

b) Dispersjon - fortynning av skadelige stoffer til et nivå som er trygt for biosfæren. I naturen fungerer V.I. Vernadskys lov om universell spredning av elementer. Som regel, jo lavere clarke, desto farligere er grunnstoffet eller dets forbindelser (rhenium, bly, kadmium) for livet. Jo høyere clarke av et element, desto tryggere er det - biosfæren er "vant" til det. Spredningsprinsippet er mye brukt ved utslipp av menneskeskapte skadelige stoffer i elver, innsjøer, hav og hav, samt ut i atmosfæren gjennom skorsteiner. Spredning kan brukes, men tilsynelatende bare for de forbindelsene hvis levetid er innenfor naturlige forhold liten, og som ikke vil kunne gi skadelige produkter forfall. I tillegg skal det ikke være mange av dem. Så for eksempel er CO 2 generelt sett ikke skadelig, og noen ganger til og med nyttig. Imidlertid fører en økning i karbondioksidkonsentrasjon i hele atmosfæren til drivhuseffekt og termisk forurensning. Stoffer (for eksempel plutonium) produsert kunstig i store mengder. Dispersjon brukes fortsatt for å fjerne lavaktivt avfall og vil, basert på økonomisk gjennomførbarhet, forbli en av metodene for nøytralisering i lang tid. Men generelt er for tiden mulighetene for spredning stort sett uttømt, og det er nødvendig å se etter andre prinsipper.

c) Eksistensen av skadelige stoffer i naturen i kjemisk stabile former. Mineraler i jordskorpen vedvare i hundrevis av millioner år. Vanlige hjelpemineraler (zirkon, sfen og andre titano- og zirkonosilikater, apatitt, monazitt og andre fosfater, etc.) har en stor isomorf kapasitet med hensyn til mange tunge og radioaktive grunnstoffer og er stabile i nesten hele spekteret av petrogeneseforhold. Det er bevis på at zirkoner fra placers, som sammen med vertsbergarten, opplevde prosesser med høytemperaturmetamorfose og til og med granittdannelse, beholdt sin primære sammensetning.

d) Mineraler, c krystallgitter hvor elementene som skal nøytraliseres befinner seg, under naturlige forhold er de i balanse med miljøet. Rekonstruksjon av forholdene til eldgamle prosesser, metamorfose og magmatisme, som fant sted for mange millioner år siden, er mulig på grunn av det faktum at i krystallinske bergarter, over en lang geologisk tidsskala, er sammensetningstrekkene til mineralene dannet under disse forholdene og å være i termodynamisk likevekt med hverandre er bevart.

Prinsippene beskrevet ovenfor (spesielt de to siste) brukes ved nøytralisering av radioaktivt avfall.

Eksisterende IAEA-utvikling anbefaler deponering av størknet radioaktivt avfall i stabile blokker av jordskorpen. Matrisene skal interagere minimalt med vertsbergarten og ikke oppløses i pore- og bruddløsninger. Kravene som matrisematerialer må tilfredsstille for å binde fragment radionuklider og små aktinider kan formuleres som følger:

Matrisens evne til å binde og beholde i form av faste løsninger er mulig større antall radionuklider og deres nedbrytningsprodukter over lang tid (geologisk skala).

· Være et materiale som er motstandsdyktig mot fysiske og kjemiske forvitringsprosesser under gravforhold (langtidslagring).

· Være termisk stabil ved høyt innhold av radionuklid.

· Har et kompleks av fysisk- mekaniske egenskaper, som ethvert matrisemateriale må ha for å sikre prosessene med transport, begravelse osv.:

o mekanisk styrke,

o høy varmeledningsevne,

o lave koeffisienter for termisk utvidelse,

o motstand mot strålingsskader.

· Ha et enkelt produksjonsflytskjema

· Produsert av råvarer til relativt lave kostnader.

Moderne matrisematerialer er delt inn i henhold til deres fasetilstand i glassaktige (borosilikat- og aluminofosfatglass) og krystallinske - både polyminerale (synrocks) og monominerale (zirkoniumfosfater, titanater, zirkonater, aluminosilikater, etc.).

Tradisjonelt ble glassmatriser (borosilikat og aluminofosfat i sammensetning) brukt for immobilisering av radionuklider. Disse glassene er i sine egenskaper nær aluminiumsilikatglass, bare i det første tilfellet erstattes aluminium med bor, og i det andre tilfellet erstattes silisium med fosfor. Disse erstatningene er forårsaket av behovet for å redusere smeltetemperaturen til smelter og redusere energiintensiteten til teknologien. Glassmatriser holder pålitelig på 10-13 vekt% av radioaktive avfallselementer. På slutten av 70-tallet ble de første krystallinske matrisematerialene utviklet - syntetiske bergarter (synroc). Disse materialene består av en blanding av mineraler - faste løsninger basert på titanater og zirkonater og er mye mer motstandsdyktige mot utlutingsprosesser enn glassmatriser. Det er verdt å merke seg at de beste matrisematerialene - synrocks - ble foreslått av petrologer (Ringwood og andre). Metoder for forglasning av radioaktivt avfall som brukes i land med utviklet kjernekraft (USA, Frankrike, Tyskland) oppfyller ikke kravene til langsiktig sikker lagring på grunn av glassets spesifisitet som en metastabil fase. Som studier har vist, viser selv de mest motstandsdyktige mot fysisk-kjemiske forvitringsprosesser, aluminofosfatglass seg å være ustabile under forholdene for begravelse i jordskorpen. Når det gjelder borosilikatglass, ifølge eksperimentelle studier, under hydrotermiske forhold ved 350 o C og 1 kbar, krystalliserer de fullstendig med fjerning av radioaktive avfallselementer inn i løsningen. Forglasning av radioaktivt avfall etterfulgt av lagring av glassmatriser i spesielle lagringsanlegg er imidlertid den eneste metoden for industriell nøytralisering av radionuklider.

La oss vurdere egenskapene til de tilgjengelige matrisematerialene. Tabell 4 viser deres korte egenskaper.

Tabell 4. Sammenlignende egenskaper matrisematerialer

Egenskaper	(B,Si)-glass	(Al,P)-glass	Sinrok	NZP 1)	Leire	Zeo-lites
Evne til å fikse pH 2) og deres nedbrytningsprodukter	+	+	+	+	-	+
Utlekkingsmotstand	+	+	++	++	-	-
Varme motstand	+	+	++	++	-	-
Mekanisk styrke	+	+	++	?	-	+
Motstand mot strålingsskader	++	++	+	+	+	+
Stabilitet ved plassering i jordskorpebergarter	-	-	++	?	+	-
Produksjonsteknologi 3)	+	-	-	?	+	+
Kostnader for råvarer 4)	+	+	-	-	++	++

Egenskaper for egenskaper til matrisematerialer: "++" - veldig bra; "+" - bra; "-" - dårlig.

1) NZP - faser av zirkoniumfosfater med generell formel(I A x II B y III R z IV M v V C w) (PO 4) m; hvor jeg A x ..... V C w - elementene I-V grupper av det periodiske systemet;

2) RN - radionuklider;

3) Produksjonsteknologi: "+" - enkel; "-" - kompleks;

4) Råstoff: "++" - billig; "+" - gjennomsnittlig; "-" - dyrt.

Fra analysen av tabellen følger det at det ikke er noen matrisematerialer som tilfredsstiller alle de formulerte kravene. Glass og krystallinske matriser (synroc og, muligens, nasikon) er de mest akseptable med tanke på deres kompleks av fysiske, kjemiske og mekaniske egenskaper, men de høye kostnadene for både produksjon og utgangsmaterialer, og den relative kompleksiteten til det teknologiske skjemaet begrenser mulighetene for utstrakt bruk av synroc for fiksering av radionuklider. I tillegg, som allerede nevnt, er stabiliteten til glass utilstrekkelig for begravelse i jordskorpen uten å skape ytterligere beskyttende barrierer.

Innsatsen til petrologer og eksperimentelle geokjemikere er fokusert på problemer knyttet til søket etter nye modifikasjoner av krystallinske matrisematerialer som er mer egnet for deponering av radioaktivt avfall i bergarter i jordskorpen.

Først og fremst ble faste løsninger av mineraler fremmet som potensielle matriser for fiksering av radioaktivt avfall. Ideen om gjennomførbarheten av å bruke faste løsninger av mineraler som matriser for å fikse elementer av radioaktivt avfall ble bekreftet av resultatene av en bred petrologisk og geokjemisk analyse av geologiske objekter. Det er kjent at isomorfe substitusjoner i mineraler utføres hovedsakelig i henhold til grupper av elementer i D.I. Mendeleevs tabell:

i feltspat: Na K Rb; Ca Sr Ba; Na Ca (Sr, Ba);

i oliviner: Mn Fe Co;

i fosfater: Y La...Lu, etc.

Oppgaven er å velge blant naturlige mineraler med høy isomorf kapasitet faste løsninger som er i stand til

konsentrere de ovennevnte gruppene av radioaktive avfallselementer. Tabell 5 viser noen mineraler som er potensielle matriser for plassering av radionuklider. Både primære og hjelpemineraler kan brukes som matrisemineraler.

Tabell 5. Mineraler - potensielle konsentratorer av radioaktive avfallselementer.

Mineral	Mineral formel	Elementer av radioaktivt avfall isomorft fiksert i mineraler
De viktigste steindannende mineralene
Feltspat	(Na,K,Ca)(Al,Si)408	Ge, Rb, Sr, Ag, Cs, Ba, La...Eu, Tl
Nepheline	(Na,K)AlSiO4	Na, K, Rb, Cs, Ge
Sodalitt	Na8Al6Si6O24Cl2	Na, K, Rb, Cs?, Ge, Br, I, Mo
Olivin	(Fe,Mg)2SiO4	Fe, Co, Ni, Ge
Pyroksen	(Fe,Mg)2Si2O6	Na, Al, Ti, Cr, Fe, Ni
Zeolitter	(Na,Ca)[(Al,Si)nOm]k*xH2O	Co, Ni, Rb, Sr, Cs, Ba
Tilbehør mineraler
Perovskitt	(Ce,Na,Ca)2(Ti,Nb)2O6	Sr, Y, Zr, Ba, La...Dy, Th, U
Apatitt	(Ca,REE)5(PO4)3(F,OH)	Y, La....Dy, jeg(?)
Monazit	(REE)PO4	Y, La...Dy, Th
Sphene	(Ca,REE)TiSiO5	Mn,Fe,Co?,Ni,Sr,Y,Zr,Ba,La...Dy
Zirconolite	CaZrTi2O7	Sr, Y, Zr, La...Dy, Zr, Th, U
Zirkon	ZrSiO4	Y, La...Dy, Zr, Th, U

Listen over mineraler i tabell 5 kan suppleres betydelig. I henhold til samsvar med geokjemiske spektre er mineraler som apatitt og sfen mest egnet for immobilisering av radionuklider, men hovedsakelig tunge sjeldne jordartselementer er konsentrert i zirkon.

For å implementere prinsippet om å "holde like i like," er det mest praktisk å bruke mineraler. Alkaliske og jordalkaliske grunnstoffer kan plasseres i mineraler av gruppen rammealuminiumsilikater, og radionuklider fra gruppen sjeldne jordartselementer og aktinider kan plasseres i hjelpemineraler.

Disse mineralene er vanlige i ulike typer magmatiske og metamorfe bergarter. Derfor er det nå mulig å løse det spesifikke problemet med å velge mineraler - konsentratorer av elementer som er spesifikke for bergartene til eksisterende deponier beregnet på deponering av radioaktivt avfall. For eksempel kan feltspater, pyroksener og hjelpemineraler (zirkon, sfen, fosfater, etc.) brukes som matrisematerialer for teststedene til Mayak-planten (vulkanogene-sedimentære lag, porfyritt).

For å skape og forutsi oppførselen til mineralmatrisematerialer under forhold med langvarig opphold i bergarter, er det nødvendig å kunne beregne reaksjoner i matrise-løsning-vert-bergartsystemet, som det er nødvendig å kjenne til deres termodynamiske egenskaper. I bergarter er nesten alle mineraler faste løsninger, de vanligste er rammealuminiumsilikater. De utgjør omtrent 60 % av volumet av jordskorpen og har alltid tiltrukket seg oppmerksomhet og fungert som studieobjekter for geokjemikere og petrologer.

Et pålitelig grunnlag for termodynamiske modeller kan bare være den eksperimentelle studien av likevektene til mineraler - faste løsninger.

Vurdering av motstanden til matriser for deponering av radioaktivt avfall mot utlekking er også arbeid som er dyktig utført av eksperimentelle petrologer og geokjemikere. Det finnes en testmetode for IAEA MCC-1 ved 90 o C, i destillert vann. Utvaskingshastighetene av mineralmatriser bestemt ut fra den avtar med økende varighet av eksperimenter (i motsetning til glassmatriser, der konstant utvaskingshastigheter observeres). Dette forklares av det faktum at i mineraler, etter fjerning av elementer fra overflaten av prøven, bestemmes utlutningshastighetene av den intrakrystallinske diffusjonen av elementer, som er svært lav ved 90 o C. Derfor er en kraftig nedgang i utlutningen rater oppstår. Glass, når det utsettes for vann, behandles og krystalliseres kontinuerlig, og derfor beveger behandlingssonen seg dypere.

Eksperimentelle data har vist at utvaskingshastigheten av grunnstoffer fra mineraler varierer. Utvaskingsprosesser foregår som regel inkongruent. Hvis vi vurderer det ekstreme, de fleste lave hastigheter utvasking (oppnådd på 50 - 78 dager), så i henhold til økningen i utvaskingshastigheten av forskjellige oksider, planlegges en serie: Al Na (Ca) Si.

Utvaskingshastigheten for individuelle oksider øker i følgende mineralserier:

for SiO 2: ortoklase skapolit nefelinelabradoritt sodalitt

0,0080,140 (g/m 2× dag)

for Na20: labradoritt skapolit nefelin sodalitt;

0,004 0,110 (g/m 2 x dag) for CaO: labradoritt skapolitapatitt;

0,0060,013 (g/m 2× dag)

Kalsium og natrium opptar de samme krystallkjemiske posisjonene i mineraler som strontium og cesium, derfor kan vi, til en første tilnærming, anta at deres utlutingshastigheter vil være like og nær de fra synrock. I denne forbindelse er rammealuminiumsilikater lovende matrisematerialer for å binde radionuklider, siden utlutingshastighetene til Cs og Sr fra dem er 2 størrelsesordener lavere enn for borosilikatglass og er sammenlignbare med utlutingshastighetene for synroc-C, som for tiden er mest stabile matrisemateriale.

Direkte syntese av aluminosilikater, spesielt fra blandinger som inneholder radioaktive isotoper, krever samme komplekse og kostbare teknologi som fremstilling av synroc. Det neste trinnet var utvikling og syntese av keramiske matriser ved bruk av metoden for sorpsjon av radionuklider på zeolitter med deres påfølgende omdannelse til feltspat.

Det er kjent at noen naturlige og syntetiske zeolitter har høy selektivitet mot Sr og Cs. Men like lett de absorberer disse elementene fra løsninger, slipper de dem like lett. Problemet er hvordan man kan beholde sorberte Sr og Cs. Noen av disse zeolittene er fullstendig (minus vann) isokjemiske for feltspat. Dessuten gjør ionebyttersorpsjonsprosessen det mulig å oppnå zeolitter med en gitt sammensetning, og denne prosessen er relativt enkel å kontrollere og administrere.

Bruken av fasetransformasjoner har følgende fordeler i forhold til andre metoder for størkning av radioaktivt avfall:

· muligheten for å behandle løsninger av fragmenteringsradionuklider av forskjellige konsentrasjoner og forhold mellom grunnstoffer;

· evnen til konstant å overvåke prosessen med sorpsjon og metning av zeolitt-sorbenten med radioaktive avfallselementer i samsvar med Al / Si-forholdet i zeolitten;

· Ionebytting på zeolitter er godt utviklet teknologisk og er mye brukt i industrien for rensing av flytende avfall, noe som innebærer god teknologisk kunnskap om prosessens grunnleggende;

· faste løsninger av feltspat og feltspatoider oppnådd i prosessen med keramisering av zeolitter er ikke krevende når det gjelder streng overholdelse av Al/Si-forholdet i råstoffet, og det resulterende matrisematerialet tilsvarer prinsippet om fase og kjemisk korrespondanse for mineralforeninger av magmatiske og metamorfe bergarter i jordskorpen;

· relativt enkel teknologisk ordning for produksjon av matriser ved å eliminere kalsineringstrinnet;

· enkel fremstilling av råmaterialer (naturlige og kunstige zeolitter) for bruk som sorbenter;

· lave kostnader for naturlige og syntetiske zeolitter, muligheten for å bruke avfallszeolitter.

Denne metoden kan brukes til å rense vandige løsninger som også inneholder cesiumradionuklider. Transformasjonen av zeolitt til feltspatisk keramikk tillater, i samsvar med konseptet fase og kjemisk korrespondanse, å plassere feltspatisk keramikk i bergarter der feltspat er de viktigste steindannende mineralene; Følgelig vil utlekking av strontium og cesium minimeres. Det er nettopp disse bergartene (vulkanogent-sedimentært kompleks) som ligger i områdene til deponiene for den foreslåtte deponeringen av radioaktivt avfall ved Mayak-bedriften.

For sjeldne jordartsmetaller er en zirkoniumfosfat-sorbent lovende, hvis transformasjon gir keramikk som inneholder zirkoniumfosfater av sjeldne jordarter (de såkalte NZP-fasene) - som er svært stabile faser for utvasking og er stabile i jordskorpen. Utvaskingshastigheten av sjeldne jordelementer fra slik keramikk er en størrelsesorden lavere enn fra synroc.

For å immobilisere jod ved sorpsjon på NaX- og CuX-zeolitter, ble det oppnådd keramikk inneholdende jod-sodalitt og CuI-faser. Hastighetene for jodlekkasje fra disse keramiske materialene er sammenlignbare med de for alkali- og jordalkalielementer fra borosilikatglassmatriser.

En lovende retning er opprettelsen av to-lags matriser basert på fasekorrespondansen til mineraler med forskjellige sammensetninger i subsolidus-regionen. Kvarts er, i likhet med feltspat, et steindannende mineral i mange typer bergarter. Spesielle eksperimenter har vist at likevektskonsentrasjonen av strontium i løsning (ved 250 o C og trykk mettet damp) reduseres med 6-10 ganger når kvarts tilsettes systemet. Derfor bør slike tolagsmaterialer betydelig øke motstanden til matriser mot utvaskingsprosesser av faste løsninger.

På lave temperaturer det er et stort område av ublandbarhet her. Dette antyder opprettelsen av en to-lags matrise med et korn av cesium calsilite i midten, dekket med et lag med vanlig calsilite. Dermed vil kjernen og skallet være i likevekt med hverandre, noe som bør minimere prosessene med cesiumdiffusjon utover. Kalsilite i seg selv er stabil i alkaliske magmatiske bergarter i kaliumserien, der det vil være mulig å plassere (i samsvar med prinsippet om fase og kjemisk korrespondanse) slike "ideelle" matriser. Syntesen av disse matrisene utføres også ved sorpsjon etterfulgt av fasetransformasjon. Alt det ovennevnte viser ett eksempel på å bruke resultatene av grunnleggende vitenskapelig forskning til å løse praktiske problemer som med jevne mellomrom oppstår før menneskeheten.

3.1.1 Hovedtyper og fysiske og kjemiske egenskaper til bergarter for deponering av kjernefysisk avfall.

Internasjonale studier i vårt land og i utlandet har vist at tre typer bergarter leire (alluvium), bergarter (granitt, basalt, porfyritt), steinsalt kan tjene som reservoar for radioaktivt avfall. Alle disse bergartene i geologiske formasjoner er utbredt, har tilstrekkelig areal og tykkelse på lag eller magmatiske legemer.

Havsalt.

Lag havsalt kan tjene som et objekt for bygging av dype deponier selv for høyaktivt radioaktivt avfall og radioaktivt avfall med langlivede radionuklider. Et trekk ved saltmassiver er fraværet av migrerende vann i dem (ellers kunne massivet ikke ha eksistert i 200-400 millioner år), det er nesten ingen inneslutninger av flytende eller gassdannende urenheter, de er plastiske og strukturelle skader i de kan selvhelbredende, de har høy varmeledningsevne, så de er det mulig å plassere radioaktivt avfall med høyere aktivitet enn i andre bergarter. I tillegg er det relativt enkelt og billig å lage gruvedrift i steinsalt. Samtidig er det for tiden i mange land allerede titalls og hundrevis av kilometer med slike arbeider. Derfor, for uordnet lagring av avfall, kan hulrom med middels og stort volum (10-300 tusen m 3) i steinsaltlag, hovedsakelig skapt av erosjon eller atomeksplosjoner, brukes. Ved lagring av avfall med lav og middels aktivitet bør temperaturen ved hulmuren ikke overstige den geotermiske temperaturen med mer enn 50°, da dette vil hindre fordamping av vann og nedbrytning av mineraler. Tvert imot, frigjøring av varme fra høyaktivt avfall fører til smelting av salt og størkning av smelten, som fikserer radionuklider. For å grave ned alle typer radioaktivt avfall i steinsalt kan lite dype gruver og adits brukes, mens middels og lavaktivt avfall kan helles i underjordiske kammer i bulk eller lagres i tønner eller bokser. Men i steinsalt, i nærvær av fuktighet, er korrosjonen av metallbeholdere ganske intens, noe som gjør det vanskelig å bruke tekniske barrierer når du graver ned radioaktivt avfall i lang tid i saltmassiver.

Fordelen med salter er deres høye varmeledningsevne, og derfor i andre tilfeller like forhold Temperaturene i saltlagre vil være lavere enn i lagringsanlegg lokalisert i andre miljøer.

Ulempen med salter er deres relativt høye fluiditet, som øker enda mer på grunn av varmeavgivelsen av HLW. Over tid blir underjordiske arbeider fylt med salt. Derfor blir avfall utilgjengelig, og det er vanskelig å fjerne det for behandling eller gjenbegravelse. Samtidig kan behandling og praktisk bruk av HLW i fremtiden vise seg å være kostnadseffektiv. Dette gjelder spesielt brukt kjernebrensel som inneholder betydelige mengder uran og plutonium.

Tilstedeværelsen av leirelag av varierende tykkelse i salter begrenser kraftig migrasjon av radionuklider utover naturlige barrierer. Som spesielt utførte studier har vist, danner leirmineraler i disse bergartene tynne horisontale lag eller befinner seg i form av små linser og kanter ved grensene til halittkorn. Saltlake med Cs brakt i kontakt med bergarten penetrerte dypt inn i prøven over 4 måneder kun til nærmeste leirelag. Samtidig hemmes migrasjonen av radionuklider ikke bare av klart definerte leirlag, men også av mindre kontrasterende avsetninger av leirkanter rundt individuelle halittkorn.

Dermed har den naturlige sammensetningen av halitt-leire bedre isolerende og skjermende egenskaper sammenlignet med rene halittbergarter eller halitt med innblanding av anhydritt. Sammen med egenskapen til en fysisk vanntettingsbarriere, har leirmineraler høye sorpsjonsegenskaper. Følgelig, i tilfelle trykkavlastning av lagringsanlegget og formasjonsvann som kommer inn i det, vil halitt-leireformasjonen begrense og beholde de migrerende formene til de viktigste nedgravde radionuklidene. I tillegg er leiren som er igjen i bunnen av beholderen etter erosjon en ekstra sorpsjonsbarriere som er i stand til å holde tilbake cesium og kobolt i lagringsanlegget hvis de går over i væskefasen ( nødsituasjon) .

Leire.

Leire er mer egnet for å bygge overflatenære lagringsanlegg eller deponeringssteder for LLW og ILW med relativt kortlivede radionuklider. I noen land er det imidlertid planlagt å lokalisere HLW i dem. Fordelene med leire er lav vannpermeabilitet og høy sorpsjonskapasitet for radionuklider. Ulempen er de høye kostnadene ved utgraving av gruvearbeid på grunn av behovet for deres festing, samt redusert termisk ledningsevne. Ved temperaturer over 100°C begynner dehydrering av leirmineraler med tap av sorberende egenskaper og plastisitet, dannelse av sprekker og andre negative konsekvenser.

Steinete steiner.

Dette begrepet dekker bred rekkevidde bergarter som utelukkende består av krystaller. Dette inkluderer alle holokrystallinske magmatiske bergarter, krystallinske skifer og gneiser, samt glassaktige vulkanske bergarter. Selv om salter eller klinkekuler er holokrystallinske bergarter, er de ikke inkludert i dette konseptet.

Fordelen med krystallinske bergarter er deres høye styrke og motstand mot moderate temperaturer, økt varmeledningsevne. Gruver i krystallinske bergarter kan opprettholde sin stabilitet i nesten ubegrenset tid. Grunnvann i krystallinske bergarter har vanligvis en lav konsentrasjon av salter og en svakt alkalisk reduserende karakter, som generelt oppfyller betingelsene for minimal løselighet av radionuklider. Ved valg av plassering i et krystallinsk massiv for HLW-plassering, brukes blokker med høyest styrkekarakteristikk av de inngående bergartene og lav oppsprekking.

Fysisk-kjemiske prosesser som forekommer i HLW - berg - grunnvannssystemet kan bidra til både å øke og redusere depotets pålitelighet. Plasseringen av HLW i underjordisk gruvedrift forårsaker oppvarming av vertsbergartene, og forstyrrer den fysisk-kjemiske likevekten. Som et resultat begynner sirkulasjonen av oppvarmede løsninger nær beholdere med HLW, noe som fører til mineraldannelse i det omkringliggende rommet. Bergarter som som følge av interaksjon med oppvarmet sprekkvann vil redusere vanngjennomtrengelighet og øke sorpsjonsegenskapene kan anses som gunstige.

De mest gunstige bergartene for gravplasser er bergarter hvor mineraldannelsesreaksjoner er ledsaget av tilstopping av sprekker og porer og naturlige observasjoner vise at jo høyere bergartenes basisitet, jo mer oppfyller de de spesifiserte kravene. Således er hydrering av dunitter ledsaget av en økning i volumet av nydannede faser med 47%, gabbro - 16, dioritt - 8, granodioritt - 1%, og hydrering av granitter fører ikke til selvhelbredelse av sprekker i det hele tatt. Innenfor temperaturområdene som tilsvarer forholdene på gravplassen vil hydratiseringsreaksjoner fortsette med dannelse av mineraler som kloritt, serpentin, talkum, hydromicas, montmorillonitt og ulike blandede lagfaser. Karakterisert av høye sorpsjonsegenskaper vil disse mineralene hindre spredning av radionuklider utenfor depotet.

Dermed vil de isolerende egenskapene til bergarter med økt basicitet øke under påvirkning av HLW, noe som lar oss vurdere disse bergartene som å foretrekke for bygging av et depot. Disse inkluderer peridotitter, gabbros, basalter, krystallinske skifer med høy basicitet, amfibolitter, etc.

Noen fysisk-kjemiske egenskaper bergarter og mineraler som er viktige for deponering av radioaktivt avfall.

Studiet av stråling og termisk stabilitet av bergarter og mineraler har vist at samspillet mellom stråling og bergarter er ledsaget av en svekkelse av strålingsfluksen og utseendet av strålingsdefekter i strukturen, noe som fører til akkumulering av energi i det bestrålte materialet og en lokal temperaturøkning. Disse prosessene kan endre de opprinnelige egenskapene til bergartene som inneholder avfallet, forårsake faseoverganger, føre til gassdannelse og påvirke integriteten til veggene i lagringsanlegget.

For sure aluminiumsilikatbergarter som inneholder kvarts og feltspat innenfor det absorberte doseområdet 10 6 -10 8 Gy, endrer ikke mineralene strukturen. For amorfisering av overflaten av aluminiumsilikater og dens smelting kreves strålingsbelastninger: doser på opptil 10 12 Gy og samtidig termisk eksponering på 673 K. I dette tilfellet, et delvis tap av tettheten til materialene og uorden i arrangementet av aluminium i silisium-oksygen tetraeder oppstår. Når leirmineraler blir bestrålt, vises sorbert vann på overflaten. Derfor for leirholdige bergarter veldig viktig ved bestråling har den radiolyse av vann både på den ytre overflaten og i mellomsjiktsrommene.

Strålingseffekter ved nedgraving av selv høyaktivt avfall er imidlertid tilsynelatende ikke så viktige, siden selv γ-stråling hovedsakelig absorberes i den radioaktive avfallsmatrisen, og bare en liten brøkdel av den trenger inn i det omkringliggende fjellet i en avstand på ca. en meter. Påvirkningen av stråling svekkes også av det faktum at innenfor disse samme grensene oppstår den største termiske effekten, noe som forårsaker "glødning" av strålingsfeil.

Når du bruker aluminosilikatbergarter for å imøtekomme avfallslagring, manifesteres deres sorpsjonsegenskaper positivt, og øker under påvirkning av ioniserende stråling.

I Europa og Canada, når man planlegger lagringsanlegg, er det gitt en maksimal temperatur på 100°C og enda lavere i USA, dette tallet er 250°C. Noen forfattere mener at det er upassende å la lagringstemperaturen stige over 303; 0 K, siden fjerning av den sorberte bunnen kan føre til brudd på integriteten til bergarter, utseende av sprekker, etc. Andre mener imidlertid at for å eliminere overflateakkumulering av vannfilmer, bør den mest rasjonelle temperaturen i lagringsanlegget anses å ikke være lavere enn 313-323 0 K, siden i dette tilfellet strålingsgassdannelse med frigjøring av hydrogen vil være optimalt.

Siden sorbert vann er tilstede i enhver geologisk bergart, fungerer det som det første utlutningsmiddelet. Enhver leirestein inneholder en betydelig mengde vann (opptil 12%), som under forhold forhøyede temperaturer, karakteristisk for deponier for radioaktivt avfall, vil slippes ut i en egen fase og fungere som det første utlutningsmiddelet. Dermed vil opprettelse av leirbarrierer i gravfelt medføre utvaskingsprosesser under alle typer operasjoner, også betinget tørre.

Valget av sted (sted) for nedgraving eller lagring av radioaktivt avfall avhenger av en rekke faktorer: økonomiske, juridiske, sosiopolitiske og naturlige. En spesiell rolle er gitt til det geologiske miljøet - den siste og viktigste barrieren for å beskytte biosfæren mot strålingsfarlige objekter.

Deponiet skal være omgitt av en utelukkelsessone der det tillates opptreden av radionuklider, men utenfor hvor aktiviteten aldri når farlige nivåer. Fremmedlegemer kan ikke plasseres nærmere enn 3 soneradier fra avfallsstedet. På overflaten kalles denne sonen en sanitær beskyttelsessone, men under jorden er den en fremmedgjort blokk av fjellkjeden.

Den fremmedgjorte blokken må fjernes fra sfæren menneskelig aktivitet i løpet av nedbrytningsperioden for alle radionuklider, derfor bør den ligge utenfor mineralforekomster, så vel som utenfor sonen for aktiv vannutveksling. Utført som forberedelse til avfallshåndtering ingeniørvirksomhet skal sikre nødvendig volum og tetthet av deponering av radioaktivt avfall, drift av sikkerhets- og tilsynssystemer, inkludert langsiktig kontroll over temperatur, trykk og aktivitet på deponistedet og den fremmedgjorte blokken, samt over migrering av radioaktive stoffer gjennom hele fjellkjeden.

Fra perspektivet moderne vitenskap, beslutningen om de spesifikke egenskapene til det geologiske miljøet på lagringsstedet må være optimal, det vil si oppfylle alle målene, og fremfor alt garantere sikkerhet. Den må være objektiv, det vil si forsvarlig for alle interesserte parter. En slik beslutning må være forståelig for allmennheten.

Beslutningen skal ta hensyn til graden av risiko ved valg av territorium for deponering av radioaktivt avfall, samt risiko for div. nødsituasjoner. Ved vurdering av geologiske kilder til miljøforurensningsrisiko, er det nødvendig å ta hensyn til de fysiske (mekaniske, termiske), filtrerings- og sorpsjonsegenskapene til bergarter; tektonisk situasjon, generell seismisk fare, nylig feilaktivitet, hastighet på vertikale bevegelser av jordskorpeblokker; intensiteten av endringer i geomorfologiske egenskaper: vannoverflod av miljøet, aktivitet av underjordisk vanndynamikk http://zab.chita.ru/admin/pictures/426.jpgх farvann, inkludert påvirkning global endring klima, mobilitet av radionuklider i grunnvann; trekk ved graden av isolasjon fra overflaten av vanntette skjermer og dannelse av kanaler for hydraulisk kommunikasjon av undergrunns- og overflatevann; tilgjengelighet av verdifulle ressurser og prospekter for oppdagelsen deres. Disse geologiske forholdene, som bestemmer et områdes egnethet for et lagringsanlegg, må vurderes uavhengig ved bruk av en parameter som er representativ for alle risikokilder. De skal gi en vurdering basert på et sett med spesielle kriterier knyttet til bergarter, hydrogeologiske forhold, geologiske, tektoniske og mineralressurser. Dette vil tillate eksperter å gi en korrekt vurdering av det geologiske miljøets egnethet. Samtidig kan usikkerheten knyttet til informasjonsgrunnlagets sneverhet, samt med eksperters subjektivitet, reduseres ved bruk av karakterskalaer, rangering av karakteristikker, en enhetlig form for spørreskjemaer og databehandling av eksamen. resultater. Informasjon om type, mengde, kortsiktig og langsiktig dynamikk i forsyningen av brukt kjernebrensel vil gi muligheten til å utføre sonering av regionens territorium for å vurdere egnetheten til steder for lagringsanlegg, installasjon (bruk) av kommunikasjon, infrastrukturutvikling og andre relaterte, men ikke mindre viktige problemer.

3.2 Dypgeologisk deponering av radioaktivt avfall.

Den lange tidsskalaen der noe av avfallet forblir radioaktivt, har ført til ideen om dyp geologisk deponering i underjordiske depoter i stabile geologiske formasjoner. Isolasjon er gitt av en kombinasjon av konstruerte og naturlige barrierer (bergart, salt, leire), og ingen forpliktelse til aktivt å vedlikeholde et slikt deponeringssted overføres til fremtidige generasjoner. Denne metoden blir ofte referert til som et multibarrierekonsept, som erkjenner at emballasjeavfall, depotteknikk og det geologiske miljøet i seg selv alle gir barrierer for å hindre radionuklider i å nå mennesker og miljøet.

Lagringsanlegget består av tunneler eller grotter gravd ned i steiner der emballert avfall er lagret. I noen tilfeller (som våt stein) blir avfallsbeholderne deretter omgitt av et materiale som sement eller leire (vanligvis bentonitt) for å gi en ekstra barriere (kalt buffer eller tilbakefylling). Valg av materialer til avfallsbeholdere og utforming og materialer for bufferen varierer avhengig av hvilken type avfall som skal inneholdes og arten av bergartene deponiet ligger i.

Gjennomføre tunnelering og jordarbeid når man bygger et dypt underjordisk lagringsanlegg ved bruk av standard gruve- eller sivilingeniørteknologi, begrenses til tilgjengelige steder (for eksempel under land eller under kystsonen), steinblokker som er tilstrekkelig stabile og ikke inneholder stor flyt grunnvann, og dybder mellom 250 og 1000 meter. På mer enn 1000 meters dyp blir det graving i større grad teknisk vanskelig og følgelig dyrere.

Dyp geologisk deponering er fortsatt det foretrukne alternativet for å håndtere langlivet radioaktivt avfall i mange land, inkludert Argentina, Australia, Belgia, Tsjekkia, Finland, Japan, Nederland, Republikken Korea, Russland, Spania, Sverige, Sveits og Forente stater. Dermed er det tilstrekkelig informasjon tilgjengelig om ulike avhendingskonsepter; noen få eksempler er gitt her. Det eneste spesialbygde dypgeologiske depotet for langlivet middels avfall som for tiden er lisensiert for deponeringsoperasjoner, ligger i USA. Planene for deponering av brukt brensel er langt fremme i Finland, Sverige og USA, med det første slike anlegget planlagt å være i drift innen 2010. Retningslinjer for dyp begravelse vurderes for tiden i Canada og Storbritannia.

3.3 Deponering nær overflaten

IAEA definerer dette alternativet som deponering av radioaktivt avfall, med eller uten tekniske barrierer, i:

1. Overflatenære begravelser på bakkenivå. Disse begravelsene ligger ved eller under overflaten, hvor det beskyttende belegget er omtrent flere meter tykt. Avfallsbeholdere plasseres i konstruerte lagerkamre, og når kamrene er fulle fylles de (tilbakefylles). Til slutt vil de bli lukket og dekket med en ugjennomtrengelig skillevegg og øverste lag jord. Disse begravelsene kan omfatte en form for drenering og muligens et gassventilasjonsanlegg.

2. Overflatenære begravelser i huler under bakkenivå. I motsetning til jordnær nedgraving på bakkenivå, hvor det graves fra overflaten, krever grunn graving underjordisk graving, men deponiet ligger flere titalls meter under jordoverflaten og er tilgjengelig gjennom en svakt skrånende gruveåpning.

Begrepet "deponering nær overflaten" erstatter begrepene "overflatedeponering" og "jordbegravelse", men disse eldre begrepene brukes fortsatt noen ganger når det refereres til dette alternativet.

Disse gravstedene kan være påvirket av langvarige klimaendringer (f.eks. isbreing), og denne effekten må tas i betraktning når sikkerhetsaspekter vurderes, da slike endringer kan føre til ødeleggelse av disse gravplassene. Imidlertid brukes denne typen deponering vanligvis for lav- og middelsaktivt avfall som inneholder radionuklider med kort periode halveringstid (opptil ca. 30 år).

Overflatenære begravelser på bakkenivå

Storbritannia – Drigg i Wales, operert av BNFL.

Spania – El Cabril, administrert av ENRESA.

Frankrike – Ayube Center, administrert av Andra.

Japan – Rokkase Mura, administrert av JNFL.

Overflatenære begravelser i huler under bakkenivå for tiden i drift:

Sverige - Forsmark, hvor gravdybden er 50 meter under bunnen av Østersjøen.

Finland - Olkiluoto og Loviisa kjernekraftverk, hvor dybden på hver begravelse er omtrent 100 meter.

3.4 Bergsmelting

Et alternativ for smelting av stein som ligger dypt under jorden innebærer å smelte avfallet til tilstøtende bergart. Tanken er å produsere en stabil, fast masse som inkluderer avfallet, eller å legge inn avfallet i fortynnet form i fjellet (det vil si spredt over et stort volum stein) som ikke lett kan utvaskes og transporteres tilbake til overflaten. . Denne metoden er hovedsakelig foreslått for avfall som genererer varme, for eksempel forglasset , og for raser med passende varmetapsreduksjonsegenskaper.

Høyaktivt avfall i flytende eller fast form kan plasseres i et hulrom eller et dypt borehull. Varmen som frigjøres av avfallet vil da bli akkumulert, noe som resulterer i tilstrekkelig høye temperaturer, for å smelte den omkringliggende bergarten og løse opp radionuklider i den økende tykkelsen av det smeltede materialet. Når bergarten avkjøles, vil den krystallisere og bli en matrise for radioaktive stoffer, og dermed spre avfallet utover et stort volum av bergarten.

Det er beregnet en variasjon av dette alternativet, der varmen som genereres av avfallet vil bli akkumulert i containere, og steinen vil smelte rundt containeren. Alternativt, hvis avfallet ikke genererte nok varme, ville avfallet bli immobilisert i bergmatrisen ved en konvensjonell eller atomeksplosjon.

Bergsmelting har aldri blitt implementert for å fjerne radioaktivt avfall. Det har ikke vært noen praktiske demonstrasjoner av gjennomførbarheten av dette alternativet annet enn laboratoriestudier av bergsmelting. Noen eksempler på dette alternativet og dets variasjoner er beskrevet nedenfor.

På slutten av 1970-tallet og begynnelsen av 1980-tallet ble alternativet for å smelte stein på dypet avansert til det tekniske designstadiet. Dette prosjektet innebar bygging av en sjakt eller et borehull som ville føre inn i et hulrom til en dybde på 2,5 kilometer. Designet ble gjennomgått, men demonstrerte ikke at avfallet ville være ubevegelig i et bergvolum som er tusen ganger større enn det opprinnelige avfallsvolumet.

Et annet tidlig forslag var å designe varmebestandige avfallsbeholdere som ville generere varme i slike mengder at de ville smelte den underliggende steinen, slik at de kunne bevege seg ned til store dyp, med den smeltede bergarten størknet over dem. Dette alternativet hadde likheter med lignende selvdeponeringsmetoder foreslått for deponering av høyaktivt avfall i isdekker.

På 1990-tallet var det fornyet interesse for dette alternativet, spesielt for deponering av begrensede mengder spesialisert høyaktivt avfall, spesielt plutonium, i Russland og Storbritannia. Det er foreslått et design der innholdet i avfallet i beholderen, sammensetningen av beholderen og dens plasseringsplan er utformet for å bevare beholderen og forhindre at avfallet blir innebygd i den smeltede bergarten. Vertsbergarten ville bare være delvis smeltet og beholderen ville ikke flytte til store dyp.

Russiske forskere har foreslått at høyaktivt avfall, spesielt med overflødig plutonium, plasseres i en dyp sjakt og immobiliseres av en atomeksplosjon. Den store forstyrrelsen av steinmasse og grunnvann forårsaket av bruk av atomeksplosjoner, samt vurdering av våpenkontrolltiltak, førte imidlertid til en generell oppgivelse av dette alternativet.

3.5 Direkte injeksjon

Denne tilnærmingen innebærer å injisere flytende radioaktivt avfall direkte inn i en fjellformasjon dypt under jorden som er valgt for sine egnede avfallsbegrensningsegenskaper (det vil si å minimere enhver ytterligere bevegelse etter injeksjon).

Dette krever en rekke geologiske forutsetninger. Det må være en steinformasjon (injeksjonsreservoaret) med tilstrekkelig porøsitet til å romme avfallet og tilstrekkelig permeabilitet til å tillate enkel injeksjon (dvs. fungere som en svamp). Over og under injeksjonsreservoaret må det være ugjennomtrengelige lag som kan fungere som naturlige tetninger. Ytterligere fordeler kan gis av geologiske egenskaper som begrenser horisontal eller vertikal bevegelse. For eksempel pumping av grunnvann inn i berglag som inneholder naturlig saltlake. Dette skyldes det faktum at den høye tettheten av saltlake ( saltvann) vil redusere muligheten for bevegelse oppover.

Direkte injeksjon kan i prinsippet brukes til alle typer radioaktivt avfall, forutsatt at det omdannes til en løsning eller slurry (svært fine partikler i vann). Slam som inneholder en sementslurry som herder under bakken kan også brukes for å minimere bevegelsen av radioaktivt avfall. Direkte injeksjon er implementert i Russland og USA, som beskrevet nedenfor.

I 1957 begynte Russland omfattende geologiske studier av formasjoner egnet for injeksjon av radioaktivt avfall. Tre lokaliteter ble funnet, alle i sedimentære bergarter. I Krasnoyarsk-26 og Tomsk-7 ble injeksjon utført i porøse sandsteinslag blokkert av leire på dybder på opptil 400 meter. I Dimitrovgrad er injeksjonen foreløpig stoppet, men den ble utført der i sandstein og kalkstein på 1400 meters dyp. Totalt ble det injisert flere titalls millioner kubikkmeter lav-, middels- og høyaktivt avfall.

I USA ble det forsøkt direkte injeksjon av omtrent 7500 kubikkmeter lavaktivt avfall som sementoppslemming på 1970-tallet til en dybde på omtrent 300 meter. Den ble produsert over en 10-års periode ved Oak Ridge National Laboratory, Tennessee, og ble forlatt på grunn av usikkerhet om bevegelsen av slurry inn i omkringliggende bergarter (skifer). I tillegg ble en ordning for å injisere høynivåavfall i krystallinsk berggrunn under Savannah River Process Complex i South Carolina i USA stoppet før den kunne fortsette på grunn av offentlige bekymringer.

Radioaktive materialer generert som avfallsprodukter fra olje- og gassindustrien blir generelt referert til som "Natural Advanced Technology Radioactive Materials - TENORM". I Storbritannia er det meste av dette avfallet unntatt fra deponering i henhold til UK Radioactive Substances Act 1993 på grunn av det lave nivået av radioaktivitet. Noen slikt avfall har imidlertid høyere aktivitet. Det er for tiden et begrenset antall disponeringsveier tilgjengelig, inkludert reinjeksjon tilbake i borehullet (dvs. kilden), som er godkjent av UK Environment Agency.

3.6 Andre metoder for deponering av radioaktivt avfall

Deponering til sjøs dreier seg om radioaktivt avfall som fraktes på skip og slippes ut i havet i pakker utformet:

Å eksplodere på dypet som resulterer i direkte utslipp og spredning av radioaktivt materiale i havet, eller

Å dykke til havbunnen og nå den intakt.

Etter en tid vil den fysiske inneslutningen av beholderne ikke lenger være effektiv, og de radioaktive stoffene vil forsvinne og fortynnes i havet. Ytterligere fortynning vil føre til at radioaktive stoffer migrerer bort fra utslippsstedet under påvirkning av strøm.

Mengden radioaktive stoffer som er igjen i sjøvann, vil avta ytterligere på grunn av naturlig radioaktivt forfall og bevegelse av radioaktive stoffer inn i havbunnssedimenter under sorpsjonsprosessen.

Metoden for deponering av lav- og middelsaktivt avfall til sjøs har vært praktisert i noen tid. Det har gått fra en allment akseptert metode for avhending, som faktisk ble implementert av en rekke land, til en metode som nå er forbudt i internasjonale avtaler. Land som på et eller annet tidspunkt har forsøkt å slippe ut radioaktivt avfall i havet ved hjelp av metodene ovenfor inkluderer Belgia, Frankrike, Forbundsrepublikken Tyskland, Italia, Nederland, Sverige og Sveits, samt Japan. Sør-Korea og USA. Dette alternativet er ikke implementert for høyaktivt avfall.

3.6.2 Fjerning av havbunnen

Deponeringsalternativet innebærer å grave ned beholdere for radioaktivt avfall under havbunnen i et hensiktsmessig geologisk miljø under havbunnen kl. stor dybde. Dette alternativet er foreslått for lavt, middels og høyaktivt avfall. Variasjoner av dette alternativet inkluderer:

Et lageranlegg plassert under havbunnen. Lagringsanlegget vil være tilgjengelig fra land, fra en liten ubebodd øy, eller fra en struktur som ligger et stykke fra kysten;

Deponering av radioaktivt avfall i dyphavssedimenter. Denne metoden er forbudt i henhold til internasjonale avtaler.

Fjerning under havbunnen er ikke iverksatt noe sted og er ikke tillatt etter internasjonale avtaler.

Deponering av radioaktivt avfall i et depot opprettet under havbunnen har blitt vurdert av Sverige og Storbritannia. Dersom konseptet med et depot under havbunnen ble ansett som ønskelig, vil utformingen av et slikt depot kunne utformes for å sikre muligheten for fremtidig retur av avfall. Kontroll av avfall i et slikt deponi vil være mindre problematisk enn ved andre former for deponering til sjøs.

På 1980-tallet ble muligheten for deponering av høyaktivt avfall i dyphavssedimenter undersøkt og en formell rapport ble presentert av organisasjonen økonomisk samarbeid og utvikling. For å implementere dette konseptet var det planlagt at det radioaktive avfallet skulle pakkes i korrosjonsbestandige beholdere eller glass som skulle plasseres minst 4000 meter under vannstanden i den stabile dypgeologien på havbunnen, valgt for både langsom vannstrøm og evnen til å forsinke bevegelsen av radionuklider. De radioaktive stoffene, etter å ha gått gjennom sedimentene, ville da gjennomgå de samme prosessene med fortynning, spredning, diffusjon og sorpsjon som påvirker radioaktivt avfall som deponeres i havet. Denne deponeringsmetoden gir derfor ytterligere inneslutning av radionuklider sammenlignet med deponering av radioaktivt avfall direkte på havbunnen.

Deponering av radioaktivt avfall i dyphavssedimenter kan oppnås med to ulike metoder: bruk av penetratorer (innretninger for å trenge inn i sedimenter) eller borebrønner for plasseringssteder. Dybden på deponering av avfallsbeholdere under havbunnen kan variere for hver av de to metodene. Dersom penetratorer ble brukt, kunne avfallsbeholdere plasseres i sedimenter til ca. 50 meters dybde. Penetratorene, som veide flere tonn, ville synke ned i vannet og få nok fart til å trenge inn i sedimentet. Et sentralt aspekt ved deponering av radioaktivt avfall i havbunnssedimenter er at avfallet er isolert fra havbunnen av sedimentets tykkelse. I 1986 ble en viss tillit til denne metoden gitt av eksperimenter utført på et vanndyp på rundt 250 meter i Middelhavet.

Eksperimenter viste tydelig at inngangsveiene skapt av penetratorene ble lukket og fylt på nytt med gjenløsnet sediment med omtrent samme tetthet som det omkringliggende uforstyrrede sedimentet.

Det er også mulig å plassere avfall under havbunnen ved hjelp av boreutstyr, som har vært brukt på store dyp i cirka 30 år. Med denne metoden kunne emballert avfall plasseres i borehull boret 800 meter under havbunnen, med den øverste containeren plassert ca. 300 meter under havbunnen.

3.6.3 Fjerning i bevegelsessoner

Bevegelsessoner er områder der en tettere plate av jordskorpen beveger seg lavere mot en annen, lettere plate. Skyvekraften fra en litosfærisk plate til en annen fører til dannelse av en forkastning (grøft) som opptrer i et stykke fra havkysten, og forårsaker jordskjelv som oppstår i sonen med skråkontakt av jordskorpeplatene. Kanten på den dominerende platen knuser og stiger, og danner en kjede av fjell parallelt med forkastningen. Dype marine sedimenter skrapes av den nedgående platen og bygges inn i tilstøtende fjell. Når en havplate synker ned i den varme mantelen, kan deler av den begynne å smelte. Dette er hvordan magma dannes, migrerer oppover, en del av det når overflaten av jorden i form av lava som bryter ut fra vulkanske kratere. Som vist i den medfølgende illustrasjonen, var ideen med dette alternativet å grave ned avfallet i en slik forkastningssone at det deretter ville bli ført dypere inn i jordskorpen.

Denne metoden er ikke tillatt i internasjonale avtaler fordi den er en form for deponering til sjøs Selv om det finnes soner med platebevegelse flere steder på jordens overflate, er antallet svært begrenset geografisk. Ingen land som produserer radioaktivt avfall har rett til å vurdere deponering i dyphavsgrøfter uten å finne en internasjonalt akseptabel løsning på dette problemet. Dette alternativet har imidlertid ikke blitt implementert noe sted, siden det er en av formene for deponering av radioaktivt avfall til sjøs og derfor ikke er tillatt i internasjonale avtaler.

3.6.4 Begravelse i innlandsis

I dette deponeringsalternativet vil beholdere som inneholder varmeavgivende avfall bli plassert i stabile isdekker, slik som de som finnes på Grønland og Antarktis. Beholderne ville smelte den omkringliggende isen og synke dypt ned i innlandsisen, hvor isen kunne rekrystallisere seg over avfallet, og skape en kraftig barriere.

Selv om deponering i isdekker teknisk sett kan vurderes for alle typer radioaktivt avfall, har det bare blitt seriøst undersøkt for høyaktivt avfall der varmen som genereres av avfallet med fordel kan brukes til å selvbegrave avfallet i isen ved å smelte det.

Muligheten for fjerning i innlandsis har aldri blitt implementert. Det har blitt avvist av land som har signert Antarktis-traktaten eller er forpliktet til å tilby en løsning for å håndtere sitt radioaktive avfall innenfor sine nasjonale grenser. Siden 1980 har det ikke blitt foretatt noen seriøs undersøkelse av dette alternativet.

3.6.5 Fjerning til det ytre rom

Dette alternativet tar sikte på å fjerne radioaktivt avfall fra jorden for alltid ved å slippe det ut i verdensrommet. Det er klart at avfallet må pakkes på en slik måte at det forblir uskadet i de mest utenkelige ulykkesscenarier. En rakett eller romferge kan brukes til å skyte opp pakket avfall ut i verdensrommet. Flere endelige destinasjoner for avfallet ble vurdert, inkludert å rette det mot solen, holde det i bane rundt solen mellom Jorden og Venus, og kaste avfallet helt. solsystemet. Dette er nødvendig fordi plassering av avfall i verdensrommet i lav bane rundt jorden er full av dets mulige retur til jorden.

De høye kostnadene ved dette alternativet betyr at denne metoden for deponering av radioaktivt avfall kan være egnet for høyaktivt avfall eller brukt brensel (det vil si langlivet, høyradioaktivt materiale som er relativt lite i volum). Resirkulering av avfallet kan være nødvendig for å separere de mer radioaktive materialene for deponering i det ytre rom og derfor redusere volumet av lasten som ble transportert involvert med mulig risiko mislykket lansering.

De mest detaljerte studiene av dette alternativet ble utført i USA av NASA på slutten av 1970-tallet og begynnelsen av 1980-tallet. For tiden NASA. Bare termiske radioisotopgeneratorer (TRG) som inneholder flere kilo Pu-238 skytes ut i verdensrommet.

4. Radioaktivt avfall og brukt kjernebrensel i russisk kjernekraftindustri.

Hva er den reelle situasjonen med radioaktivt avfall fra atomkraftverk i Russland? Kjernekraftverk er lagringssteder for radioaktivt avfall som genereres i tillegg til brukt brensel. Rundt 300 tusen m3 radioaktivt avfall med en total aktivitet på rundt 50 tusen curies er lagret på territoriet til russiske atomkraftverk. Ikke et eneste atomkraftverk har et komplett sett med installasjoner for kondisjonering av radioaktivt avfall. Flytende radioaktivt avfall fordampes, og det resulterende konsentratet lagres i metallbeholdere, i noen tilfeller forherdet ved bituminisering. Fast radioaktivt avfall plasseres i spesielle lagringsanlegg uten forutgående forberedelse. Bare tre atomkraftverk har presseanlegg, og to stasjoner har forbrenningsanlegg for fast radioaktivt avfall. Disse tekniske midlene er tydeligvis ikke nok fra et synspunkt moderne tilnærming for å sikre stråling og miljøsikkerhet. Svært alvorlige vanskeligheter oppsto på grunn av at fast og størknet avfallslagre i mange russiske atomkraftverk overfylt. De fleste kjernekraftverk har ikke et komplett sett med teknisk utstyr som er nødvendig ut fra en moderne tilnærming for å sikre stråling og miljøsikkerhet. Atomenergi kan ikke eksistere på annen måte enn ved å produsere flere og flere mengder av kunstige radionuklider, inkludert plutonium, som inntil tidlig på 40-tallet av forrige århundre ikke kjente til og som den til dags dato ikke er tilpasset, som følge av driften av atomkraftverk med reaktor VVER og RBMK-anlegg lagrer rundt 14 tusen tonn brukt kjernebrensel i lagringsanlegg av ulike typer og tilbehør, dens totale radioaktivitet er 5 milliarder Ci (34,5 Ci for hver person). Mesteparten av det (omtrent 80%) er lagret i reaktorlagringsbassenger og stasjoner for lagring av brukt brensel, resten av brenselet er i sentraliserte lagringsanlegg til RT-1-anlegget ved Mayak Production Association og ved Mining and Chemical Combine ( MCC) nær Krasnoyarsk (VVER-SNF 1000). Den årlige økningen i brukt brensel er om lag 800 tonn (135 tonn brukt brensel tilføres årlig fra VVER-1000 reaktorer).

Spesifisiteten til brukt brensel fra russiske kjernekraftverk er mangfoldet både i fysiske og tekniske parametere og i masse- og størrelsesegenskaper til brenselelementer, som bestemmer forskjellene i tilnærmingen til videre håndtering av brukt brensel. Et uløst element i denne ordningen er opprettelsen av produksjon av blandet uran-plutoniumbrensel fra regenerert plutonium akkumulert ved RT-1-anlegget til Mayak Production Association i et volum på -30 tonn.

For reaktorer av typene VVER-1000 og RBMK-1000 er en tvungen løsning (av flere årsaker) mellomlang langtidslagring av brukt brensel fra dette avfallet før oppstart av reprosessering, som ikke er inkludert i kostnadene for sluttproduktet - elektrisitet.

5. Problemer med det radioaktive avfallshåndteringssystemet i Russland og mulige måter å løse dem på

5.1 Strukturen til det radioaktive avfallshåndteringssystemet i Den russiske føderasjonen

Problemet med håndtering av radioaktivt avfall er mangefasettert og komplekst, og er sammensatt av natur. Når du bestemmer deg for det, er det nødvendig å ta hensyn til det ulike faktorer, inkludert en mulig økning i kostnadene for produkter eller tjenester til bedrifter på grunn av innføring av nye krav for lagring og håndtering av radioaktivt avfall, bruk av spesielle obligatoriske teknologier for håndtering av radioaktivt avfall, mangfoldet av metoder for håndtering av radioaktivt avfall avhengig av deres spesifikke aktivitet, fysisk-kjemiske tilstand, radionuklidsammensetning, volumer, toksisitet og betingelser for sikker lagring og deponering. Analyse av den russiske føderasjonens regelverk som regulerer håndteringen av radioaktivt avfall i sluttfasen av kjernebrenselssyklusen - strukturen til regelverket teknisk dokumentasjon, etterlevelse av krav til ulike stadier av håndtering av radioaktivt avfall i dokumenter på ulike nivåer mv. viste at den mangler dokumenter som definerer:

det grunnleggende i statlig politikk innen håndtering av radioaktivt avfall, som vil definere eiendomsrettigheter innen håndtering av radioaktivt avfall og finansieringskilder for denne aktiviteten, samt ansvaret til foretak som produserer radioaktivt avfall;

maksimale volumer og perioder med midlertidig lagring av forskjellig radioaktivt avfall;

prosedyren for å bli enige om og ta beslutninger om plasseringen av endelige isolasjons(deponerings)punkter for radioaktivt avfall;

metoder for å vurdere sikkerheten til endelige isolasjonsanlegg og metoder for å innhente førstegangsdata for slike vurderinger, samt en rekke andre viktige punkter.

I tillegg inneholder de gjeldende dokumentene motsetninger og krever også forbedringer. Den eksisterende klassifiseringen av radioaktivt avfall (etter aktivitetsnivå) inneholder derfor ikke instruksjoner om de nødvendige periodene for avfallsisolering fra biosfæren og, som en konsekvens, metoder for deponering av dem.

Dagens situasjon med radioaktivt avfall er preget av følgende figurer. I henhold til det statlige regnskaps- og kontrollsystemet for radioaktive stoffer og radioaktivt avfall har det per 1. januar 2004 blitt akkumulert mer enn 1,5 milliarder Ci (5,96E+19Bq) i Russland, hvorav mer enn 99 % er konsentrert til Rosatom-bedrifter.

Mesteparten av avfallet ligger i midlertidige lager. En av viktige grunner akkumulering av store mengder radioaktivt avfall i lagringsanlegg er den nåværende ineffektive tilnærmingen til avfallshåndtering. Det er i dag akseptert at alt generert avfall skal lagres i 30-50 år med mulighet for forlengelse av lagringsperioden. Denne veien fører ikke til en endelig sikker løsning på problemet og krever betydelige kostnader for drift av lageranlegg uten klare utsikter til å eliminere sistnevnte. Hvori siste avgjørelse problemet med akkumulering av radioaktivt avfall overføres til påfølgende generasjoner.

Et alternativ er å innføre prinsippet om endelig isolering av radioaktivt avfall, der risikoen for ulykker og den negative påvirkningen av radioaktivt avfall på mennesker og miljø reduseres med cirka 2-3 størrelsesordener. Følgelig bør hovedmetoden for isolering ikke være langtidslagring, men endelig deponering av avfall. Med tanke på klimatiske forhold I Russland er underjordisk avfallsisolering tryggere enn isolasjon nær overflaten.

Den nåværende situasjonen er komplisert av "bulk" plassering av fast radioaktivt avfall, som inntil nylig ble brukt ved lagringsanleggene til bedrifter som er kilder til radioaktivt avfall, som regel.

RW-lagringsanlegg ble opprettet under hensyntagen til spesifikasjonene til bedriftene og teknologiene som brukes, som et resultat av at det praktisk talt ikke finnes standardløsninger for avfallsisolering. Fast radioaktivt avfall lagres i lagringsanlegg på mer enn 30 personer forskjellige typer, representert hovedsakelig av spesialiserte bygninger eller interne industrilokaler, skyttergraver og bunkere, tanker og åpne områder. Flytende avfall lagres i mer enn 18 forskjellige typer lagringsanlegg, hovedsakelig representert av frittstående beholdere, åpne reservoarer, slamlagringsanlegg, etc. Lagringsanleggets design ga ikke løsninger for deres avvikling og påfølgende rehabilitering av territoriene. Alt dette kompliserer i betydelig grad bestemmelsen av radionuklid og kjemisk oppbygning lagret avfall og kompliserer eller gjør det ofte umulig å fjerne det.

Det finnes ingen standardløsninger i bransjen for behandling og klargjøring av radioaktivt avfall for deponering. Teknologier for behandling og kondisjonering av radioaktivt avfall, og følgelig prosessanlegg, ble opprettet under hensyntagen til spesifikasjonene til det radioaktive avfallet som genereres ved hver bedrift, og er for det meste ikke enhetlige og universelle.

Komplekset av problemer beskrevet innen håndtering av radioaktivt avfall bestemmer behovet for å modernisere dagens system.

5.2 Forslag til endring av læren om håndtering av radioaktivt avfall

Grunnleggende om teknisk politikk for effektiv løsning Problemene med endelig isolering av eksisterende radioaktivt avfall i Den russiske føderasjonen kan formuleres som følger:

Endre den eksisterende konseptuelle tilnærmingen til avfallsisolering. I RW-forvaltningsprosjekter bør hovedmetoden for avfallsisolering ikke være langtidslagring, men endelig deponering av avfall uten mulig gjenvinning;

Minimere opprettelsen av nye lagringsanlegg for radioaktivt avfall på overflaten og nær overflaten ved bedrifter;

Bruk av territorier ved siden av virksomheter som er kilder til generering og akkumulering av store mengder avfall og som har erfaring og lisenser for å håndtere dem for å opprette nye regionale og lokale depoter for radioaktivt avfall, hvis mulig, med maksimal bruk av eksisterende underjordiske anlegg som tas ut av drift;

Bruk av standard teknologier for håndtering av radioaktivt avfall for visse typer avfall og typer lagringsanlegg;

Utvikling eller endring av lov- og forskriftsteknisk dokumentasjon for gjennomføring av deponering av alle typer radioaktivt avfall.

6. Konklusjon

Dermed kan vi konkludere med at den mest realistiske og lovende måten å deponere radioaktivt avfall på er deres geologiske deponering. Den vanskelige økonomiske situasjonen i vårt land tillater ikke bruk av alternative, kostbare avhendingsmetoder i industriell skala.

Derfor vil den viktigste oppgaven til geologisk forskning være å studere de optimale geologiske forholdene for sikker deponering av radioaktivt avfall, muligens på territoriet til spesifikke atomindustribedrifter. Den raskeste måten å løse problemet på er å bruke borehullsdepoter, hvis konstruksjon ikke krever store kapitalkostnader og lar deg begynne begravelsen av HLW i relativt små geologiske blokker av gunstige bergarter.

Det synes relevant å lage vitenskapelige og metodiske retningslinjer for valg av geologisk miljø for HLW-deponering og identifisering av de mest lovende stedene i Russland for bygging av depoter.

Et veldig lovende område for geologisk og mineralogisk forskning av russiske forskere kan være studiet av de isolerende egenskapene til det geologiske miljøet og sorpsjonsegenskapene til naturlige mineralblandinger.

7. Liste over brukt litteratur:

1. Belyaev A.M. Radioøkologi

2. Basert på materiale fra konferansen "Safety of Nuclear Technologies: Economics of Safety and Handling of IRS"

3. Kedrovsky O.L., Shishits Yu.I., Leonov E.A., et al. Hovedretninger for å løse problemet med pålitelig isolering av radioaktivt avfall i USSR. // Atomenergi, vol. 64, utgave 4. 1988, s. 287-294.

4. IAEA Bulletin. T. 42. Nr. 3. - Wien, 2000.

5. Kochkin B.T. Utvalg av geologiske forhold for deponering av høyradioaktivt avfall // Dis. for jobbsøknaden d. g.-m. n. IGEM RAS, M., 2002.

6. Laverov N.P., Omelyanenko B.I., Velichkin V.I. Geologiske aspekter ved problemet med deponering av radioaktivt avfall // Geoøkologi. 1999. Nr. 6.

Eksistensen av levende organismer på jorden (mennesker, fugler, dyr, planter) avhenger i stor grad av hvor beskyttet miljøet de lever i er mot forurensning. Hvert år samler menneskeheten opp en enorm mengde søppel, og dette fører til at radioaktivt avfall blir en trussel for hele verden hvis det ikke blir ødelagt.

Nå er det allerede mange land hvor problemet med miljøforurensning, kildene til husholdningene, industrielt avfall, vær spesielt oppmerksom på:

• skille husholdningsavfall og deretter bruke metoder for å resirkulere det på en sikker måte;
• bygge avfallsgjenvinningsanlegg;
• lage spesialutstyrte steder for deponering av farlige stoffer;
• skape nye teknologier for prosessering av sekundære råvarer.

Land som Japan, Sverige, Holland og noen andre stater om spørsmål om deponering og deponering av radioaktivt avfall husholdningsavfall blir tatt på alvor.

Resultatet av en uansvarlig holdning er dannelsen av gigantiske søppelfyllinger, der avfallsprodukter brytes ned og blir til fjell med giftig søppel.

Når dukket avfallet opp?

Med menneskets ankomst på jorden dukket det også opp avfall. Men hvis de gamle innbyggerne ikke visste hva lyspærer, glass, polyetylen og andre var moderne prestasjoner, så jobber nå vitenskapelige laboratorier med problemet med å ødelegge kjemisk avfall, hvor talentfulle forskere tiltrekkes. Det er fortsatt ikke helt klart hva som venter verden om hundrevis, tusenvis av år hvis avfall fortsetter å hope seg opp.

De første husholdningsoppfinnelsene dukket opp med utviklingen av glassproduksjon. Til å begynne med ble det produsert lite, og ingen tenkte på problemet med avfallsgenerering. Industri, holde tritt med vitenskapelige prestasjoner, begynte aktivt å utvikle seg på begynnelsen av 1800-tallet. Fabrikker som brukte maskiner vokste raskt. Tonnvis med bearbeidet kull ble sluppet ut i atmosfæren, som forurenset atmosfæren på grunn av dannelsen av skarp røyk. Nå "mater" industrigiganter elver, hav og innsjøer med enorme mengder giftige utslipp, naturlige kilder blir uunngåelig steder for deres begravelse.

Klassifisering

I Russland er føderal lov nr. 190 av 11. juli 2011 i kraft, som gjenspeiler hovedbestemmelsene for innsamling og håndtering av radioaktivt avfall. De viktigste evalueringskriteriene for klassifisering av radioaktivt avfall er:

• deponert - radioaktivt avfall som ikke overstiger risikoen for strålingseksponering og kostnadene ved fjerning fra lager med påfølgende nedgraving eller håndtering.
• spesial - radioaktivt avfall som overstiger risikoen for strålingseksponering og kostnadene ved etterfølgende deponering eller gjenvinning.

Strålekilder er farlige på grunn av deres skadelige effekt på menneskekroppen, og derfor er behovet for å lokalisere aktivt avfall ekstremt viktig. Atomkraftverk produserer nesten ingenting, men det er et annet vanskelig problem knyttet til dem. Brukt brensel fylles i beholdere; de ​​forblir radioaktive i lang tid, og mengden vokser stadig. Tilbake på 50-tallet ble de første forskningsforsøkene gjort for å løse problemet med radioaktivt avfall. Det er kommet forslag om å sende dem ut i verdensrommet, lagre dem på havbunnen og andre vanskelig tilgjengelige steder.

Det finnes ulike deponiplaner, men vedtak om arealbruk bestrides offentlige organisasjoner og miljøvernere. Statens vitenskapelige laboratorier har jobbet med problemet med å ødelegge det mest farlige avfallet nesten siden kjernefysikk dukket opp.

Hvis det lykkes, vil dette redusere mengden radioaktivt avfall som genereres av atomkraftverk med opptil 90 prosent.

Det som skjer i kjernekraftverk er at en brenselstav som inneholder uranoksid er inneholdt i en sylinder av rustfritt stål. Det plasseres i en reaktor, uranet forfaller og slipper ut Termisk energi, driver den en turbin og produserer elektrisitet. Men etter at bare 5 prosent av uranet ble eksponert radioaktivt forfall, blir hele stangen forurenset med andre elementer og må kastes.

Dette produserer såkalt brukt radioaktivt brensel. Det er ikke lenger nyttig for å generere strøm og blir til avfall. Stoffet inneholder urenheter av plutonium, americium, cerium og andre biprodukter fra kjernefysisk forfall - dette er en farlig radioaktiv "cocktail". Amerikanske forskere utfører eksperimenter med spesielle enheter for å kunstig fullføre den nukleære forfallssyklusen.

Avfallshåndtering

Anlegg hvor det lagres radioaktivt avfall er ikke markert på kart, det er ingen identifikasjonsskilt på veiene, og omkretsen er nøye bevoktet. Samtidig er det forbudt å vise sikkerhetssystemet til noen. Flere dusin slike gjenstander er spredt over Russland. Her bygges det lagringsanlegg for radioaktivt avfall. En av disse foreningene reprosesserer kjernebrensel. Nyttig materiale separert fra aktivt avfall. De kastes, og verdifulle komponenter selges igjen.

Kravene til den utenlandske kjøperen er enkle: han tar drivstoffet, bruker det og returnerer det radioaktive avfallet. De blir tatt med til fabrikken av jernbane, lasting gjøres av roboter, og det er dødelig farlig for en person å nærme seg disse containerne. Forseglede, holdbare beholdere er installert i spesielle biler. En stor vogn snus, beholdere med drivstoff plasseres ved hjelp av spesielle maskiner, deretter føres den tilbake til skinnene og spesielle forbindelser med varslingsjernbanetjenestene og innenriksdepartementet sendes de fra atomkraftverket til foretakspunktet.

I 2002 fant «grønne» demonstrasjoner sted, de protesterte mot import av atomavfall til landet. Russiske atomforskere mener at de blir provosert av utenlandske konkurrenter.

Spesialiserte fabrikker behandler avfall med middels og lav aktivitet. Kilder - alt som omgir mennesker i hverdagen: bestrålte deler av medisinsk utstyr, deler elektronisk teknologi og andre enheter. De bringes i containere på spesialkjøretøy som leverer radioaktivt avfall via vanlige veier, i følge med politiet. Eksternt skiller de seg fra en standard søppelbil bare ved fargen. Ved inngangen er det en sanitærkontroll. Her må alle skifte klær og skifte sko.

Først etter dette kan du komme til arbeidsplass, hvor det er forbudt å spise, drikke alkohol, røyke, bruke kosmetikk eller være uten kjeledress.

For ansatte i slike spesifikke virksomheter er dette normalt arbeid. Forskjellen er én ting: Hvis et rødt lys plutselig lyser på kontrollpanelet, må du umiddelbart stikke av: strålingskildene kan verken ses eller føles. Kontrollenheter er installert i alle rom. Når alt er i orden, lyser den grønne lampen. Arbeidsplassene er delt inn i 3 klasser.

1 klasse

Her behandles avfall. I ovnen blir radioaktivt avfall omgjort til glass. Folk har forbud mot å gå inn i slike lokaler - det er dødelig farlig. Alle prosesser er automatiserte. Du kan kun gå inn i tilfelle en ulykke mens du bruker spesielt verneutstyr:

• isolerende gassmaske (spesiell beskyttelse laget av bly, absorberende, skjold for øyebeskyttelse);
• spesielle uniformer;
• fjerntliggende midler: sonder, gripere, spesielle manipulatorer;

Ved å jobbe i slike virksomheter og følge upåklagelige sikkerhetstiltak, blir ikke mennesker utsatt for stråling.

2. klasse

Herfra styrer operatøren ovnene på monitoren og ser alt som skjer i dem. Den andre klassen inkluderer også rom der de jobber med containere. De inneholder avfall fra forskjellig aktivitet. Det er tre grunnleggende regler her: "stå lenger", "arbeid raskere", "ikke glem beskyttelse"!

Du kan ikke hente en avfallsbeholder med bare hender. Det er fare for alvorlig strålingseksponering. Åndedrettsvern og arbeidshansker brukes kun én gang når de tas av, blir de også til radioaktivt avfall. De brennes og asken dekontamineres. Hver arbeider bærer alltid et individuelt dosimeter, som viser hvor mye stråling som samles inn under arbeidsskiftet og den totale dosen, hvis den overskrider normen, overføres personen til sikkert arbeid.

3. klasse

Dette inkluderer korridorer og ventilasjonssjakter. Det er et kraftig klimaanlegg her. Hvert 5. minutt skiftes luften helt ut. Det radioaktive avfallsbehandlingsanlegget er renere enn kjøkkenet til en god husmor. Etter hver transport blir kjøretøyene vannet med en spesiell løsning. Flere jobber i gummistøvler med en slange i hendene, men prosessene automatiseres slik at de blir mindre arbeidskrevende.

Verkstedområdet vaskes med vann og vanlig vaskepulver 2 ganger daglig, gulvet er dekket med plastmasse, hjørnene er avrundede, sømmene er godt forseglet, det er ingen fotlister eller vanskelig tilgjengelige steder som ikke kan være grundig. vasket. Etter rengjøring blir vannet radioaktivt, det strømmer inn i spesielle hull og samles opp gjennom rør inn i en enorm beholder under jorden. Flytende avfall filtreres nøye. Vannet renses slik at det kan drikkes.

Radioaktivt avfall er gjemt «under syv låser». Dybden på bunkerne er vanligvis 7-8 meter, veggene er armert betong, mens lagringsanlegget fylles, er det installert en metallhangar over den. Beholdere med høy grad av beskyttelse brukes til å lagre svært farlig avfall. Inne i en slik beholder er bly, det er bare 12 små hull på størrelse med en pistolpatron. Mindre farlig avfall legges i enorme beholdere av armert betong. Alt dette senkes ned i sjaktene og lukkes med en luke.

Disse beholderne kan senere fjernes og sendes til påfølgende behandling for å fullføre endelig deponering av radioaktivt avfall.

Fylte lagerlokaler fylles med en spesiell type leire ved jordskjelv, det vil lime sprekkene sammen. Lageranlegget er dekket med armerte betongplater, sementert, asfaltert og dekket med jord. Etter dette utgjør radioaktivt avfall ingen fare. Noen av dem forfaller til trygge grunnstoffer først etter 100–200 år. På hemmelige kart hvor hvelv er merket, er det et stempel "behold for alltid"!

Deponier hvor radioaktivt avfall er gravd ned ligger i betydelig avstand fra byer, tettsteder og reservoarer. Atomenergi, militære programmer - problemer som angår alle globale fellesskap. De består ikke bare av å beskytte mennesker mot påvirkning fra kilder til radioaktivt avfall, men også å beskytte dem nøye mot terrorister. Det er mulig at deponier der radioaktivt avfall lagres kan bli mål under militære konflikter.

Radioaktivt avfall har blitt et ekstremt presserende problem i vår tid. Hvis få mennesker i begynnelsen av energiutviklingen tenkte på behovet for å lagre avfallsmateriale, har denne oppgaven nå blitt ekstremt presserende. Så hvorfor er alle så bekymret?

Radioaktivitet

Dette fenomenet ble oppdaget i forbindelse med studiet av forholdet mellom luminescens og røntgenstråler. I sent XIXårhundre, under en serie eksperimenter med uranforbindelser, oppdaget den franske fysikeren A. Becquerel et tidligere ukjent stoff som passerte gjennom ugjennomsiktige gjenstander. Han delte oppdagelsen sin med Curies, som begynte å studere den nøye. Det var de verdensberømte Marie og Pierre som oppdaget at alle uranforbindelser har denne egenskapen, det samme har den selv i sin rene form, samt thorium, polonium og radium. Deres bidrag var virkelig uvurderlig.

Senere ble det kjent at alle kjemiske grunnstoffer, som starter med vismut, er radioaktive i en eller annen form. Forskere tenkte også på hvordan prosessen med kjernefysisk forfall kunne brukes til å produsere energi, og var i stand til å initiere og reprodusere den kunstig. Og for å måle strålingsnivået ble et strålingsdosimeter oppfunnet.

applikasjon

I tillegg til energi har radioaktivitet mottatt bred applikasjon og i andre sektorer: medisin, industri, Vitenskapelig forskning Og jordbruk. Ved å bruke denne egenskapen har de lært å stoppe spredningen av kreftceller, stille mer nøyaktige diagnoser, finne ut alderen på arkeologiske verdier, overvåke omdannelsen av stoffer til ulike prosesser etc. Liste mulige applikasjoner radioaktiviteten utvides stadig, så det er til og med overraskende at spørsmålet om deponering av avfallsmaterialer har blitt så akutt bare de siste tiårene. Men dette er ikke bare søppel som lett kan kastes på en søppelfylling.

Radioaktivt avfall

Alle materialer har sin egen levetid. Dette er intet unntak for grunnstoffer som brukes i kjernekraft. Utgangen er avfall som fortsatt har stråling, men som ikke lenger har noen praktisk verdi. Som regel vurderes brukte materialer som kan resirkuleres eller brukes i andre områder separat. I dette tilfellet vi snakker om bare om radioaktivt avfall (RAW), hvis videre bruk ikke er tenkt, så det er nødvendig å kvitte seg med det.

Kilder og skjemaer

På grunn av mangfoldet av bruksområder kan avfall også ha ulik opprinnelse og tilstand. De kan være enten faste, flytende eller gassformige. Kildene kan også være svært forskjellige, siden slikt avfall i en eller annen form ofte oppstår under utvinning og prosessering av mineraler, inkludert olje og gass, og det finnes også kategorier som medisinsk og industrielt radioaktivt avfall. Det er også naturlige kilder. Konvensjonelt er alt dette radioaktive avfallet delt inn i lav-, middels- og høynivå. I USA er det også en kategori av radioaktivt transuranavfall.

Alternativer

Nok i lang tid Det ble antatt at deponering av radioaktivt avfall ikke krevde spesielle regler, det var nok bare å spre det ut i miljøet. Imidlertid ble det senere oppdaget at isotoper har en tendens til å samle seg i visse systemer, for eksempel dyrevev. Denne oppdagelsen endret oppfatningen om radioaktivt avfall, siden i dette tilfellet ble sannsynligheten for deres bevegelse og inntreden i menneskekroppen med mat ganske høy. Derfor ble det besluttet å utvikle noen alternativer for hvordan man skal håndtere denne typen avfall, spesielt for høynivåkategorien.

Moderne teknologier gjør det mulig å maksimalt nøytralisere faren fra radioaktivt avfall ved å behandle dem forskjellige måter eller plassering i et trygt rom for mennesker.

1. Forglasning. Denne teknologien kalles ellers forglasning. I dette tilfellet går radioaktivt avfall gjennom flere stadier av behandlingen, som et resultat av at det oppnås en ganske inert masse, som legges i spesielle beholdere. Disse beholderne sendes deretter til lagring.
2. Sinrok. Dette er en annen metode for nøytralisering av radioaktivt avfall utviklet i Australia. I dette tilfellet bruker reaksjonen en spesiell kompleks forbindelse.
3. Begravelse. På dette stadiet søkes det etter egnede steder i jordskorpen hvor radioaktivt avfall kan plasseres. Det mest lovende prosjektet ser ut til å være et der avfallsmateriale returneres til
4. Transmutasjon. Reaktorer som er i stand til å omdanne høyaktivt radioaktivt avfall til mindre farlige stoffer er allerede under utvikling. Samtidig med avfallsnøytralisering er de i stand til å generere energi, så teknologier på dette området anses som ekstremt lovende.
5. Fjerning ut i verdensrommet. Selv om denne ideen er attraktiv, har den mange ulemper. For det første er denne metoden ganske dyr. For det andre er det en risiko for en bærerakettulykke, som kan være katastrofal. Til slutt kan forurensning av verdensrommet med slikt avfall føre til store problemer etter en tid.

Regler for avhending og oppbevaring

I Russland er håndtering av radioaktivt avfall primært regulert føderal lov og kommentarer til disse, samt noen relaterte dokumenter, for eksempel, Vannkode. I henhold til føderal lov skal alt radioaktivt avfall graves ned på de mest isolerte stedene, mens forurensning ikke er tillatt vannforekomster, sending ut i verdensrommet er også forbudt.

Hver kategori har sine egne forskrifter, i tillegg er kriteriene for å klassifisere avfall som en bestemt type og alle nødvendige prosedyrer klart definert. Russland har imidlertid mange problemer på dette området. For det første kan deponering av radioaktivt avfall veldig snart bli en ikke-triviell oppgave, fordi det ikke er mange spesialutstyrte lager i landet, og ganske snart vil de fylles. For det andre er det ikke noe enhetlig system for styring av resirkuleringsprosessen, noe som i alvorlig grad kompliserer kontrollen.

Internasjonale prosjekter

Tatt i betraktning at lagring av radioaktivt avfall har blitt mest aktuelt etter avslutningen, foretrekker mange land å samarbeide om dette spørsmålet. Dessverre har det ennå ikke vært mulig å oppnå konsensus på dette området, men diskusjonene om ulike programmer i FN fortsetter. De mest lovende prosjektene ser ut til å være å bygge et stort internasjonalt lagringsanlegg for radioaktivt avfall i tynt befolkede områder, som regel snakker vi om Russland eller Australia. Innbyggerne i sistnevnte protesterer imidlertid aktivt mot dette initiativet.

Konsekvenser av stråling

Nesten umiddelbart etter oppdagelsen av fenomenet radioaktivitet ble det klart at det påvirker helsen og livet til mennesker og andre levende organismer negativt. Forskningen som Curies utførte over flere tiår førte til slutt til en alvorlig form for strålingssykdom hos Maria, selv om hun levde til 66 år gammel.

Denne sykdommen er hovedkonsekvensen av menneskelig eksponering for stråling. Manifestasjonen av denne sykdommen og dens alvorlighetsgrad avhenger hovedsakelig av den totale mottatte stråledose. De kan være ganske milde eller forårsake genetiske endringer og mutasjoner, og dermed påvirke påfølgende generasjoner. En av de første som lider er den hematopoietiske funksjonen som pasienter ofte opplever en form for kreft. Imidlertid viser behandlingen seg i de fleste tilfeller å være ganske ineffektiv og består bare av å observere et aseptisk regime og eliminere symptomer.

Forebygging

Å forhindre forhold knyttet til eksponering for stråling er ganske enkelt - bare hold deg unna områder med høye nivåer av stråling. Dessverre er dette ikke alltid mulig, fordi mange moderne teknologier involvere aktive elementer i en eller annen form. I tillegg er det ikke alle som har med seg et bærbart stråledosimeter for å vite at de befinner seg i et område hvor langvarig eksponering kan forårsake skade. Det finnes imidlertid visse tiltak for å forebygge og beskytte mot farlig stråling, selv om det ikke er mange av dem.

For det første er dette skjerming. Nesten alle som kom for å ta røntgen av en viss del av kroppen, møtte dette. Hvis vi snakker om halsryggraden eller hodeskallen, foreslår legen å bruke et spesielt forkle med blyelementer sydd inn i det som ikke lar stråling passere. For det andre kan du opprettholde kroppens motstand ved å ta vitamin C, B 6 og P. Til slutt er det spesielle medisiner - radiobeskyttere. I mange tilfeller viser de seg å være svært effektive.

2. Radioaktivt avfall. Opprinnelse og klassifisering. 4

2.1 Opprinnelse til radioaktivt avfall. 4

2.2 Klassifisering av radioaktivt avfall. 5

3. Deponering av radioaktivt avfall. 7

3.1. Deponering av radioaktivt avfall i bergarter. 8

3.1.1 Hovedtyper og fysiske og kjemiske egenskaper til bergarter for deponering av kjernefysisk avfall. 15

3.1.2 Velge et deponeringssted for radioaktivt avfall. 18

3.2 Dypgeologisk deponering av radioaktivt avfall. 19

3.3 Deponering nær overflaten. 20

3.4 Bergsmelting21

3.5Direkte injeksjon22

3.6 Andre metoder for deponering av radioaktivt avfall23

3.6.1 Fjerning til sjøs23

3.6.2 Fjerning under havbunnen... 23

3.6.3 Fjerning i bevegelsessoner. 24

3.6.4 Nedgraving i innlandsis.. 25

3.6.5 Fjerning til det ytre rom.. 25

4. Radioaktivt avfall og brukt kjernebrensel i russisk kjernekraftindustri. 25

5. Problemer med det radioaktive avfallshåndteringssystemet i Russland og mulige måter å løse det på... 26

5.1 Strukturen til det radioaktive avfallshåndteringssystemet i Den russiske føderasjonen. 26

5.2 Forslag til endring av læren om radioaktivt avfallshåndtering.. 28

6. Konklusjon.. 29

7. Liste over brukt litteratur: 30

1. Introduksjon

Andre halvdel av det tjuende århundre var preget av en kraftig forverring av miljøproblemer. Omfanget av menneskehetens teknogene aktivitet er for tiden sammenlignbar med geologiske prosesser. Til de tidligere typer miljøforurensning, som har fått omfattende utvikling, er det lagt en ny fare for radioaktiv forurensning. Strålingssituasjonen på jorden har gjennomgått betydelige endringer de siste 60-70 årene: Ved begynnelsen av andre verdenskrig hadde alle land i verden omtrent 10-12 g naturlig radioaktivt stoff radium oppnådd i sin rene form. I dag produserer en middels kraftig atomreaktor 10 tonn kunstige radioaktive stoffer, hvorav de fleste er kortlivede isotoper. Radioaktive stoffer og kilder til ioniserende stråling brukes i nesten alle industrier, i helsevesenet og i utførelse av et bredt spekter. mangfold av vitenskapelig forskning.

I løpet av det siste halve århundret har titalls milliarder curies med radioaktivt avfall blitt generert på jorden, og disse tallene øker hvert år. Problemet med resirkulering og deponering av radioaktivt avfall fra atomkraftverk begynner å bli spesielt akutt nå, når tiden er inne for å demontere flertallet av atomkraftverkene i verden (ifølge IAEA er dette mer enn 65 atomkraftverksreaktorer og 260 reaktorer brukt til vitenskapelige formål). Det er ingen tvil om at den mest betydelige mengden radioaktivt avfall ble generert på vårt lands territorium som et resultat av gjennomføringen av militære programmer i mer enn 50 år. Under opprettelsen og forbedringen av kjernefysiske våpen var en av hovedoppgavene rask produksjon av kjernefysile materialer som gir en kjedereaksjon. Slike materialer er høyt anriket uran og plutonium av våpenkvalitet. De største over- og underjordiske lagringsanleggene for radioaktivt avfall har dannet seg på jorden, og utgjør en enorm potensiell fare for biosfæren i mange hundre år.

http://zab.chita.ru/admin/pictures/424.jpg Spørsmålet om håndtering av radioaktivt avfall innebærer en vurdering av ulike kategorier og lagringsmetoder, samt ulike krav til miljøvern. Hensikten med deponering er å isolere avfall fra biosfæren over ekstremt lange perioder, for å sikre at restradioaktive stoffer som når biosfæren vil være i ubetydelige konsentrasjoner sammenlignet med for eksempel naturlig bakgrunnsradioaktivitet, og for å sikre at risikoen fra uforsiktig intervensjon vil personen være svært liten. Geologisk deponering har blitt mye foreslått for å nå disse målene.

Det er imidlertid mange forskjellige forslag angående metoder for deponering av radioaktivt avfall, for eksempel:

· Langtidslagring over bakken,

· Dype brønner (på en dybde på flere km),

Bergsmelting (foreslått for varmegenererende avfall)

· Direkte injeksjon (kun egnet for flytende avfall),

· Fjerning til sjøs,

· Fjerning til havbunnen,

· Fjerning i bevegelsessoner,

· Fjerning i innlandsis,

· Fjerning ut i rommet

Noen forslag er fortsatt under utvikling av forskere fra hele verden, andre har allerede blitt forbudt i henhold til internasjonale avtaler. De fleste forskere som studerer dette problemet anerkjenner det mest rasjonelle alternativet for å begrave radioaktivt avfall i det geologiske miljøet.

Problemet med radioaktivt avfall er en integrert del av "Agenda 21", vedtatt på verdenstoppmøtet på jorden i Rio de Janeiro (1992) og "Handlingsprogrammet for videre implementering av Agenda 21", vedtatt spesialsesjon for De forente. Nasjonenes generalforsamling (juni 1997). Spesielt det siste dokumentet skisserer et system med tiltak for å forbedre metoder for håndtering av radioaktivt avfall, for å utvide internasjonalt samarbeid på dette området (utveksling av informasjon og erfaring, bistand og overføring av relevante teknologier, etc.), for å stramme inn ansvaret for stater for å sikre sikker lagring og fjerning av radioaktivt avfall.

I mitt arbeid vil jeg forsøke å analysere og vurdere deponering av radioaktivt avfall i det geologiske miljøet, samt mulige konsekvenser av slik deponering.

2. Radioaktivt avfall Opprinnelse og klassifisering.

2.1 Opprinnelse til radioaktivt avfall.

Radioaktivt avfall omfatter materialer, løsninger, gassformige medier, produkter, utstyr, biologiske gjenstander, jord etc. som ikke er gjenstand for videre bruk, hvor innholdet av radionuklider overstiger nivåene fastsatt i forskrift. Brukt kjernebrensel (SNF) kan også inkluderes i kategorien «RAW» dersom det ikke er gjenstand for etterfølgende behandling for å utvinne komponenter fra det og, etter passende lagring, sendes til deponering. RW er delt inn i høyaktivt avfall (HLW), mellomaktivt avfall (ILW) og lavaktivt avfall (LLW). Inndelingen av avfall i kategorier er fastsatt i forskrift.

Radioaktivt avfall er en blanding av stabile kjemiske elementer og radioaktiv fragmentering og transuran radionuklider. Fragmenteringselementer nummerert 35-47; 55-65 er fisjonsprodukter av kjernebrensel. I løpet av 1 års drift av en stor kraftreaktor (ved lasting av 100 tonn kjernebrensel med 5 % uran-235), produseres 10 % (0,5 tonn) spaltbart materiale og ca. 0,5 tonn fragmenteringselementer. På landsbasis produseres det årlig 100 tonn fragmenteringselementer bare ved atomkraftreaktorer.

Hoved og den farligste for biosfæren er elementene av radioaktivt avfall Rb, Sr, Y, Zr, Mo, Ru, Rh, Pd, I, Cs, Ba, La....Dy og transuraniske elementer: Np, Pu, Am og Cm. Løsninger av radioaktivt avfall med høy spesifikk aktivitet i sammensetning er blandinger av salpetersyresalter med en konsentrasjon av salpetersyre opp til 2,8 mol/liter, de inneholder tilsetningsstoffer HF(opptil 0,06 mol/liter) og H2SO4(opptil 0,1 mol/liter). Det totale innholdet av salter av strukturelle elementer og radionuklider i løsninger er ca. 10 vekt-%. I atomreaktorer er drivstoff (anriket naturlig uran) i form av tabletter UO 2 plassert i rør laget av zirkoniumstål (fuel element - TVEL). Disse rørene er plassert i reaktorkjernen mellom dem er plassert moderatorblokker (grafitt), kontrollstenger (kadmium) og kjølerør som kjølevæsken sirkulerer gjennom - oftest vann. Ett lass med drivstoffstaver varer ca. 1-2 år.

Radioaktivt avfall genereres:

Under drift og avvikling av kjernefysiske brenselssyklusbedrifter (gruvedrift og prosessering av radioaktive malmer, produksjon av brenselelementer, elektrisitetsproduksjon ved kjernekraftverk, reprosessering av brukt kjernebrensel);

I prosessen med å implementere militære programmer for opprettelse av atomvåpen, bevaring og avvikling av forsvarsanlegg og rehabilitering av territorier som er forurenset som et resultat av virksomheten til bedrifter som produserer kjernefysiske materialer;

Under drift og dekommisjonering av skip fra marine og sivile flåter med atomkraftverk og deres vedlikeholdsbaser;

Ved bruk av isotopprodukter i den nasjonale økonomien og medisinske institusjoner;

Som et resultat av atomeksplosjoner av hensyn til den nasjonale økonomien, under utvinning av mineralressurser, under gjennomføringen av romprogrammer, så vel som under ulykker ved atomanlegg.

Når radioaktive materialer brukes i medisinske og andre forskningsinstitusjoner, genereres det en betydelig mindre mengde radioaktivt avfall enn i atomindustrien og det militærindustrielle komplekset – dette er flere titalls kubikkmeter avfall per år. Bruken av radioaktive materialer øker imidlertid, og med det øker avfallsvolumet.

2.2 Klassifisering av radioaktivt avfall

RW er klassifisert etter ulike kriterier (fig. 1): etter aggregeringstilstand, etter sammensetning (type) av stråling, etter levetid (halveringstid) T 1/2), etter spesifikk aktivitet (strålingsintensitet). Klassifiseringen av radioaktivt avfall brukt i Russland etter spesifikk (volum) aktivitet har imidlertid sine ulemper og positive aspekter. Ulempene inkluderer det faktum at det ikke tar hensyn til halveringstiden, radionuklid og fysisk-kjemisk sammensetning av avfallet, samt tilstedeværelsen av plutonium og transuranelementer i dem, hvis lagring krever spesielle strenge tiltak. Den positive siden er at i alle stadier av håndtering av radioaktivt avfall, inkludert lagring og deponering, er hovedoppgaven å forhindre miljøforurensning og overeksponering av befolkningen, og separeringen av radioaktivt avfall avhengig av nivået av spesifikk (volum) aktivitet er nøyaktig. bestemt av graden av deres innvirkning på miljøet og mennesker. Målingen av strålingsfare påvirkes av typen og energien til stråling (alfa-, beta-, gamma-emittere), samt tilstedeværelsen av kjemisk giftige forbindelser i avfallet. Varigheten av isolasjon fra miljøet for middels avfall er 100-300 år, for høyaktivt avfall - 1000 år eller mer, for plutonium - titusenvis av år. Det er viktig å merke seg at radioaktivt avfall deles avhengig av halveringstiden til radioaktive grunnstoffer: kortvarig, med en halveringstid på mindre enn ett år; middels levetid fra ett år til hundre år og lang levetid mer enn hundre år.

Leiligheter i nye bygninger i Japan vurderes ikke etter nivået av komfort eller prestisje i området, men etter strålingsnivået i leilighetene. Dette forklarer hvorfor forventet levealder i Japan er 87 år, og i Russland er den 70.

Det er ingen strålingssertifikater i nye bygninger i Moskva, så noen leiligheter "gløder" ganske enkelt av stråling. Ifølge eksperter, etter forskning, vil slike leiligheter falle i pris titalls ganger. Prisen for dette er minst 10 år med menneskeliv.

Stråling forekommer i Moskva

• 45-55% - naturlig bakgrunnsstråling av jorden og stråling fra solen
• 20-35 % - medisinske undersøkelser
• fra 2% til 20% - radioaktiv gass Radon, som er inneholdt i bakken, i kjellerne til boligbygg stiger inn i leiligheter gjennom ventilasjonssjakter
• fra 0,1% til 15% - atomrektorer, hvorav det er 11 i Moskva, og bedrifter som jobber med radioaktive materialer - det er mer enn 2500 av dem i Moskva
• 1% - mat
• fra 5 til 50% - veggmateriale i leiligheter av hus - radioaktiv sand, leire, grus, granitt, etc.

Dessuten bygger noen byggefirmaer nye bygninger på forurensede områder. Moskva-utviklere, uten å ha kart over radioaktiv forurensning i Moskva, kan bygge nye bygninger i farlige områder, som skjedde i området ved Rokosovsky Boulevard, den såkalte "Green Hill" - et gravsted for atomavfall:

Farlige virksomheter i Moskva:

• ITEP (Institutet for teoretisk og eksperimentell fysikk)
• Kurchatov-instituttet (instituttet for atomenergi)
• Bochvar Institute of Inorganic Materials
• NIKIET
• Mosrentgen bygd
• Polymetallfabrikk
• NIIHT
• Plante "Molniya"
• Underjordisk laboratorium med lav bakgrunn - på en dybde på 27 meter under Ukraine Hotel
• Marshal Rokossovsky Boulevard ("Green Hill")
• Ved Poklonnaya Gora (fra siden av jernbanevollen ved siden av museet for militært utstyr).

Det er hele kjernefysiske agglomerasjoner som består av kjernefysiske institutter, kjernefysiske anlegg og radioaktive deponier:

I tillegg er det ytterligere fem reaktorer i Khimki og Lytkarino. Totalt areal hovedstaden er mer enn tusen hundre kvadratkilometer. (Uten New Moscow). Samtidig er kun offisielle farlige strålingsobjekter 18 enheter. Det er ingen slik tetthet i noen hovedstad i verden. Men det viktigste er ikke kvantitet, men kvalitet.

I Moskva ligger infeksjonssteder rett ved siden av boligområder. Om dette i dette materialet.

Hoved inn dette problemet er det dette emnet helt lukket. Verken Rosatom eller Forsvarsdepartementet, med henvisning til statshemmeligheter, ønsker å dele data om tilstanden til anlegg eller nødhendelser. Et spesielt problem er "ringing" av leiligheter i nye bygninger i Moskva.

Byggefirmaer tester nesten aldri hverken metall eller stein for radioaktiv forurensning.

Strålingsdumper i Moskva:

Akutt problem - radioaktivt søppelfyllinger. Det er dusinvis av dem i byen. På 50-tallet av forrige århundre, under ledelse av L.P. Beria, startet aktivt arbeid med urananrikning i Moskva for å skape kjernefysisk skjold Og forskningsartikler innen fredelig atom.

I tettbefolkede områder av hovedstaden ble det installert sentrifuger for urananrikning og produksjons- og testavfall ble fraktet utenfor byen og dumpet i kløfter, lavland og dekket med et metertykt jordlag. Eller ikke sovnet.

På den tiden gikk bygrensen rett utenfor Moskva ringjernbane. Det vil si at nå er det nesten sentrum av Moskva. Det største og industrielle avfallet ligger nær Kashirskoye-motorveien, ved bredden av Moskva-elven. Det er titalls (ifølge enkelte kilder opptil 800) tusen kubikkmeter avfall.

Vanskeligheten med denne delen ligger i kystens bratthet og jordvolumet. Hvis du begynner å fjerne den, vil den eksisterende jordstrukturen bli forstyrret, bredden vil gli og stråling faller ned i elven. Det er også umulig å ikke ta den ut - det regner og grunnvann vaske bort radioaktive bergarter og forurense elven.

Et globalt problem er forlatte radioaktive deponier. Entusiaster og autoriserte statlige organer De finnes i hovedstaden i dusinvis hvert år. Det er radioaktivt utstyr, nedlagt medisinsk utstyr og jorddeponier her.

Faren utgjøres av skråningen av Moskva-elven, ikke langt fra MEPhI på Kashirka. En helsefare kan oppstå hvis du blir der i mer enn en time. Generelt har mye blitt sagt om den eksepsjonelle faren for stråling for helsen til muskovittene (å vite om overbefolkningen av mennesker i Moskva og tilstedeværelsen av enestående stor kvantitet"kjernefysiske" bedrifter), planlegger de å løse problemet ved hjelp av Radon-bedriften

De farligste stråledumpene i Moskva

1. Banken til Likhoborka-elven
2. i Troparevsky skogspark
3. i Lyublino
4. i Krylatskoe
5. Vill radioaktivt avfallsdeponi - Zhostovo-bruddet 500 meter fra Pirogovskoye-reservoaret og 1500 meter fra Moskva-kanalen

Strålingsnivået i Moskva er 11-15 mikroroentgener (normen er 30 mikroroentgener). I T-banen er nivået flere ganger høyere enn normalt. Eksperter anser det som ufarlig, siden strålingen her er naturlig den er basert på radongass. Men alt avhenger av hvor lenge en person blir der.

Alle store atomanlegg i Moskva er lokalisert i industrisoner. Sjekk ut full liste farlige virksomheter og deres plassering på kart over Moskva.

Radioaktive gjenstander i Moskva inkluderer

• 11 atomreaktorer
• 2000 organisasjoner direkte relatert til strålingskilder (tallet øker)
• 155 tusen (!!!) strålekilder
• 60 til 90 strålingskilder oppdages årlig
• Spesiell oppmerksomhet Jeg vil være oppmerksom på delen "Green Hill" (Marshal Rokossovsky Boulevard). Det er en radioaktiv gravplass her - mer enn to dusin steder. Overskuddet av normen er 150 ganger.
• Mer enn 10 strålekilder er oppdaget i Strogino-området. Radon-selskapet fjernet og begravde mer enn 220 tusen strålekilder.
• Moskva-myndighetene har utviklet programmet "Sikre atom- og strålingssikkerheten i Moskva for 2011 - 2013." Rundt 5 milliarder rubler ble funnet for disse formålene. Hvor har de tenkt å bruke det?

Se på kartene over strålingsdumper i Moskva.

Strålingskart - avfallshåndtering på Likhoborka-elven

Strålingskart - noen ville radioaktivt avfallsdeponier i Moskva

Fullstendig kart stråling i Moskva kan sees på hovedsiden til nettstedet på kartet ved å klikke på knappene over kartet "Radioaktivitet" og "Vis"

Se på dagens miljøsituasjon Moskva og Moskva-regionen -