A nukleáris üzemanyagciklus

Zagyvai Péter Kókai Zsófia Hózer Zoltán Breitner Dániel Fábián Margit Török Szabina Börcsök Endre A nukleáris üzemanyagciklus radioaktív hulladékai Egyetemi jegyzet Magyar Tudományos Akadémia Energiatudományi Kutatóközpont

A nukleáris üzemanyagciklus radioaktív hulladékai 1

Zagyvai Péter Kókai Zsófia Hózer Zoltán Breitner Dániel Fábián Margit Török Szabina Börcsök Endre A nukleáris üzemanyagciklus radioaktív hulladékai Egyetemi jegyzet Magyar Tudományos Akadémia 2 Energiatudományi Kutatóközpont 3 Budapest, 2013

Tartalomjegyzék A jegyzet a Svájci-Magyar Együttműködési Program társfinanszírozásával az SH7/2/11 projekt keretében valósult meg. ISBN 978-963-7351-20-4 Zagyvai Péter Kókai Zsófia Hózer Zoltán Breitner Dániel Fábián Margit Török Szabina Börcsök Endre, 2013 Szerkesztette Zagyvai Péter és Kókai Zsófia Lektorálta Pátzay György Az ábrákat szerkesztette Krebsz Istvánné Köszönettel tartozunk C. Szabó Istvánnak és Feil Ferencnek a 6.2.3. fejezet elkészítésében nyújtott segítségéért, Nős Bálintnak és Kapitány Sándornak az RHK Kht.-val kapcsolatos információkért, valamint Szabó Zsuzsannának és Osán Jánosnak a jegyzet alapos átolvasását követő javaslataikért. A jegyzetben szereplő értékelések és minősítések a szerzők véleményét tükrözik, nem tekinthetők az MTA Energiatudományi Kutatóközpont hivatalos álláspontjának. Borítókép: Kiégett fűtőelemek tároló konténerének modellje a svájci GTS (Grimsel) földalatti kutatólaboratóriumban. (Osán János felvétele, a Nagra engedélyével) Tipográfia és tördelés: Szakmány György Nyomta és kötötte: Molnár és Faragó Bt. Előszó 11 1. Bevezetés az energiatermelő ágazatok többszempontú összehasonlítása 13 2. A vonatkozó sugárvédelmi ismeretek összefoglalása 19 2.1. Sugárvédelmi és dozimetriai alapfogalmak 19 2.2. Sugárvédelmi szabályozás 23 3. A radioaktív hulladékok definíciói, hatósági szabályozás 25 3.1. Átfogó nemzetközi ajánlások a hatósági szabályozásra 25 3.2. Magyar szabályozás 26 3.3. Radioaktív hulladékokkal kapcsolatos meghatározások és kategóriák 28 3.3.1. Csoportosítás a hulladékok keletkezése szerint 28 3.3.2. Csoportosítás a hulladékokhoz rendelhető dóziskövetkezmény szerint 29 3.3.3. A hulladékkomponens felezési ideje szerinti felosztás 31 3.3.4. További gyakorlati kategóriák 32 4. Nukleáris energiatermelésből származó radioaktív hulladékok keletkezése 33 4.1. Az uránbányászat 34 4.1.1. Külszíni fejtés 35 4.1.2. Mélyszinti fejtés 35 4.2. Uránérc feldolgozása 37 4.3. Uránérc dúsítása 39 4.4.Fűtőelem-tabletták 41 4.5. Az atomerőmű üzemi hulladékai 41 4.5.1. Hasadási termékek 42 A hasadásban keletkező nemesgázok 43 A hasadásban keletkező radiojódok 44 A hasadásban keletkező cézium 45 A hasadásban keletkező stroncium 46 Egyéb hasadási termékek 46 4.5.2. Urán és transzurán aktivációs termékek 46 Aktiválás termikus neutronokkal 46 Aktiválás gyors neutronokkal 47 4 5

4.5.3. Fém szerkezeti anyagok aktivációs termékei 48 Aktivációs termékek termikus neutronokkal 48 Aktivációs termékek gyors neutronokkal 48 4.5.4. Beton szerkezeti anyagok aktivációs termékei 49 4.5.5. Vízkémiai aktivációs termékek 49 4.6. Az atomerőműben keletkező kiégett üzemanyag a nyílt és zárt üzemanyagciklusokban 51 4.6.1. Az atomreaktorban keletkező kiégett üzemanyag összetétele 51 4.6.2. A kiégett üzemanyag mennyisége 53 4.6.3. A kiégett üzemanyag radiotoxicitása 54 4.6.4. A kiégett üzemanyag hőfejlődése 55 4.6.5. A nyílt üzemanyagciklus 56 4.6.6. A zárt üzemanyagciklus 57 4.7. Az atomerőmű működési és leszerelés hulladékai 59 4.7.1. A reaktortartály és a belső szerkezeti elemek felaktiválódása 59 Acél szerkezeti elemek felaktiválódása 60 A reaktortartály felaktiválódása 61 4.7.2. Az erőmű normál működése során keletkező további nagy aktivitású hulladékok 63 4.7.3. A 2. blokki sérült üzemanyagból származó hulladékok 63 4.7.4. A leszerelési hulladékok végleges elhelyezése 64 4.8. Egyéb eredetű radioaktív hulladékok 65 4.8.1. Oktató- és kutatóreaktorok 65 4.8.2. Spallációs berendezések 65 4.8.3. Orvosi sugárforrások 66 4.8.4. Gazdasági (ipari és mezőgazdasági) sugárforrások 67 4.8.5. Fegyverkísérletek 68 4.8.6. TENORM 68 5. Radioaktív hulladékok gyűjtése, osztályozása, minősítése és szállítása 69 5.1. Radioaktív hulladékok gyűjtése és osztályozása 69 5.2. Radioaktív hulladékok minősítése 71 5.3. Radioaktív hulladékok csomagolása és szállítása 71 6. Radioaktív hulladékok kezelése 77 6.1. Hulladékkezelés előkészítő műveletei 77 6.2. Térfogatcsökkentés 78 6.2.1. Általános térfogatcsökkentési módszerek 79 Préselés 79 Hőkezelés 80 Bepárlás 81 Szűrés 82 Dekontaminálás 82 6.2.2. Szelektív térfogatcsökkentési módszerek 83 a) Felületi szubsztitúciós módszerek 83 b) Extrakció 83 c) Felületi addíciós módszerek, az adszorpció 85 6.2.3. Térfogatcsökkentési eljárások a Paksi Atomerőműben 85 Préselés 85 Aeroszol szűrők 86 Jódszűrők 86 Víztisztítás 87 6.3. Kondicionálás 87 6.3.1. Cementezés 89 6.3.2. Bitumenezés 92 6.3.3. Üvegesítés 93 Az üvegek alapszerkezete 95 Az üvegek előállítása 96 Az üvegesítés problémái 97 Az összetétel optimálása 97 7. A kiégett üzemanyag és a radioaktív hulladékok átmeneti tárolása és végleges elhelyezése 99 7.1. Többszörös mérnöki gátak és a mélységi védelem elve 99 Példa többszörös mérnöki gátak alkalmazására 100 7.2. Kiégett fűtőelemek átmeneti tárolása 101 7.3. Felszínközeli tárolók 103 7.4. Kis- és közepes aktivitású hulladékok mélységi elhelyezése 104 7.5. Mélygeológiai tárolók 106 7.5.1. A mélygeológiai lerakókkal szemben támasztott követelmények 106 Tároló konténerek 106 Hézagkitöltés 107 Radioaktív anyagok kikerülése 107 A lerakó integritását veszélyeztető események 108 A lerakó hőmérséklete 108 A lerakó geológiai jellemzői 109 6 7

7.5.2. Példák tervezett nagy aktivitású radioaktív hulladéktárolókra 110 USA 110 Finnország 110 Svédország 111 Svájc 111 Németország 112 Franciaország 112 Belgium 112 Oroszország 112 Japán 112 Magyarország 113 Regionális lerakók 113 8. Komplex módszerek a radioaktív hulladékok kezelésében 115 8.1. A kiégett üzemanyag újrahasznosítása napjainkban 115 8.2. A kiégett üzemanyag fejlett újrafeldolgozása 117 8.3. A kiégett üzemanyag transzmutációja 118 Függelék 121 F1. Radioaktív bomlások 121 Alfa-bomlás 121 Béta-bomlás 121 Gamma-bomlás 122 F2. Magreakciók 123 F3. Az atomreaktorok felépítése 124 F4. Kiemelt nukleáris létesítmények Magyarországon 125 Meghatározások 129 Tárgymutató 135 Irodalomjegyzék 139 Ajánlott irodalom 145 Radioactive waste of nuclear fuel cycle Table of contents 1. Introduction multiple criteria comparison of energy production alternatives 2. Fundamentals of radiation protection 2.1. Basic concepts of radiation protection and dosimetry 2.2. Radiation protection regulations 3. Definitions and regulations of radioactive waste 3.1. Definitions of radioactive waste 3.2. Classification of radioactive waste 3.3. International recommendations for regulatory issues 3.4. The Hungarian regulatory system 4. Sources of waste 4.1. Uranium mining 4.2. Processing of uranium ore 4.3. Uranium enrichment 4.4. Nuclear fuel production 4.5. Operation of nuclear power plants 4.6. Spent fuel generation in the open and closed fuel cycles 4.7. Decommissioning waste 4.8. Other sources of radioactive waste 5. Collection, classification and transport of radioactive waste 5.1. Collection of radioactive waste 5.2. Radioactive waste classification 3.5. Transport of radioactive waste 6. Radioactive waste processing 6.1. Preparatory operations of radioactive waste processing 6.2. Volume reduction methods 6.3. Conditioning 8 9

7. Spent fuel and radioactive waste storage and final disposal 7.1. Engineered barriers and defence in depth 7.2. Storage of radioactive waste 7.3. Surface and shallow land disposal of radioactive waste 7.4. Deep geological disposal for low- and intermediate-level waste 7.5. Deep geological disposal options for high level waste 8. Complex methods of radioactive waste management 8.1. Reuse of spent nuclear fuel 8.2. Developed reprocessing of spent fuel 8.3. Transmutation of spent fuel Előszó Ezen jegyzet írásának idején a magyar Országgyűlés már döntött új atomerőmű-blokkok építésének előkészítéséről. Ez roppant alapos és széleskörű vizsgálatokat igényel az erőmű teljes életciklusára vonatkozóan, ahol a szakértők kutató munkája mellett fontos szerepet kapnak az atomenergia-felhasználás ellenzőinek építő kritikával megfogalmazott kérdései, melyek nem maradhatnak megválaszolatlanul. A fukusimai baleset óta sajnos nagyon könnyű a közvéleményt demagóg állításokkal és féligazságokkal az atomenergia elfogadása ellen hangolni. Szakmai kritika helyett a nyilatkozók sokszor csak riogatnak a súlyos baleset következményeivel vagy a kiégett fűtőelemből keletkezett nagy aktivitású radioaktív hulladék végleges elhelyezésének megoldatlanságával. Ezt a jegyzetet azoknak a környezettudományban, sugárvédelemben, vagy geológiában ismereteiket elmélyíteni szándékozó hallgatóknak ajánljuk, akik szeretnék megismerni a hulladék kezelésével és biztonságos elhelyezésével kapcsolatos tudást, amely a jövőre történő szakmai felkészültségüket segítheti. A jegyzet írói nem törekedhettek a radioaktív hulladék-elhelyezéssel kapcsolatos műszaki tudományos ismeretek teljes körű feldolgozására, erre terjedelmi okokból egy egyetemi jegyzetben nincs lehetőség. A célunk inkább az volt, hogy a jelenlegi ismereteket összefoglaljuk, ahol lehet, gyakorlati példákkal kiegészítve. Mivel a hulladéktárolás sok generáció feladata lesz, és ez idő alatt az erre vonatkozó ismereteink is jelentősen bővülni fognak, azt tervezzük, hogy a jegyzetet ötévenként felújítjuk. Azon hallgatók számára, akik mélyebb energetikai ismeretekkel nem rendelkeznek, a jegyzet elején egy általános fejezetben a jegyzet írásakor elhatározott erőmű építési cselekvési tervben megnevezett alternatívákra vonatkozó környezeti hatásokat általánosságban röviden összehasonlítjuk. Ezt követi a radioaktív hulladék elhelyezés szempontjából alapvető sugárvédelmi ismeretek összefoglalása, majd a 3-7. fejezetekben a hulladék-elhelyezés szabályozása, a radioaktív hulladékok forrásai, ezután pedig a hulladékkezelésre és a végleges elhelyezésre vonatkozó ismeretek. Az utolsó fejezetben összefoglaljuk a radioaktív hulladékkezelés komplex módszereit, köztük azokat a jelenleg ipari méretekben még nem hasznosított fejlesztési irányokat és elképzeléseket, melybe a jegyzet felújításakor mindig beépítjük az aktuális új ismereteket. 10 11

A jegyzet megértéséhez nem szükséges fizikusi, vegyészi vagy geológusi végzettség, ahol szükséges, mindig leírjuk azokat az alapismereteket, melyek egy környezettan, orvosi vagy agrármérnöki szakon végző hallgatónak a jegyzet megértéséhez szükségesek. A könnyebb megértés céljából néhány jelölést vezettünk be. A vastagon szedett kifejezések hivatkozása megtalálható a tárgymutatóban. A vastag, dőlt betűs fogalmak definíciója a jegyzet végén a Meghatározások fejezetben található. A Függelékben néhány magfizikai folyamatról és nukleáris létesítményről adtunk leírást. 2013. március A szerkesztők 1. Bevezetés az energiatermelő ágazatok többszempontú összehasonlítása Török Szabina, Börcsök Endre Közismert, hogy az energiaszektor a gazdaság egyik legfontosabb pillére, ami az ipari termelés, a javak és szolgáltatások gerincét adja. Az energiatermelési alternatívákat mégis sokszor éri támadás az unalomig koptatott fenntarthatóság zászlaját lobogtatva többnyire olyan hangadók részéről, akiknek a fenntarthatóságról alkotott elképzelésük erősen vitatható. Igen gyakran szembesülünk azzal, hogy egyetlen szempont kiemelésével próbálják igazukat bizonyítani a vitázó felek, ezek többnyire a klímahatást, gazdaságosságot jelentik, a nukleáris ciklus esetében pedig a súlyos balesetek kockázatát vagy a radioaktív hulladékokra vonatkozó hosszú hulladéktárolási időt. Egy érzelmektől mentes, időtálló értékeléshez minden környezeti szempontot súlyának megfelelően szükséges figyelembe venni. Ehhez komplex látásmóddal kell az üzemanyagciklusok alternatíváinak összehasonlítását elvégezni, ezért a közgazdaságtanban legtöbbször alkalmazott ún. többszempontú döntési modell (angol elnevezéssel Multicriteria Decision Analysis, rövidítve MCDA) megközelítést alkalmazzuk. Az MCDA modelleket a döntési feladatok megoldási szcenárióinak rangsorolására fejlesztették ki. A modell első lépéseként a döntéshez tartozó szempontokat meghatározzák és strukturálják. A szempontrendszernek teljesen, de redundancia nélkül kell lefednie a döntési problémát. A továbbiakban a szempontrendszer vázának a fenntarthatóság három pillérét tekintjük, melyek gazdasági, szociális és környezeti csoportokra osztják a szempontokat. Az értékelési szempontrendszer kiindulási pontja a Nemzetközi Atomenergia Ügynökség (NAÜ, International Atomic Energy Agency, IAEA) 2001-es, a fenntartható fejlődés energetikai indikátorait összefoglaló nemzetközi felmérése volt 38 szemponttal [1]. A szempontsúlyok meghatározásához szükséges felmérések azonban rendkívül költségesek és fáradtságosak lettek volna, ezért egyszerűsítő lépéseken keresztül, egyes szempontok összevonásával alakítottuk ki saját rendszerünket, melyet az 1. táblázatban mutatunk be. Ha figyelembe akarunk venni tágabb értelemben vett környezeti szempontokat, különösen az emberre gyakorolt hatást, célszerűbb ezeket külön környezeti és társadalmi szempontoknak tekinteni. Egy ilyen szempontrendszer természetesen objektív és szubjektív szempontokból áll. Objektív szempont az, 12 13

ahol az értékelés pontos adatok (indikátorok) alapján elvégezhető egy előre meghatározott szabályrendszer alapján, vagyis nem igényel további döntéshozói közreműködést. Tipikusan ilyen szempont a hulladéktárolási idő vagy a súlyos balesetek valószínűsége. A szubjektív szempontot általában nehezen számszerűsíthető jellemzők alapján lehet csak értékelni. Az értékelést az egyes szakterületen jártas szakemberek szubjektív, de szakmai véleményén alapul. Ilyen tipikusan az egyes energiatermelési módokra vonatkozó társadalmi szintű kockázat-elutasítás. Nyilván nem maradhatnak ki egy komplex értékelésből a versenyképességi gazdasági kritériumok sem, de ezekkel nem kívánunk részletesen foglalkozni. Dimenzió Szempontok Értelmezés Gazdaság Előállítási költség Beruházási költség Energiahordozó árára való érzékenység Hosszútávú fenntarthatóság Az üzemeltetési szakaszban, az energiatermeléshez kapcsolódó költségek. A fajlagos beruházási költség, figyelembe véve a megtermelt villamos energiát MWh-ban. Mennyire befolyásolja az előállítási költséget az energiahordozó árának megváltozása. A feltárt energiahordozó készletek milyen távlatot jelentenek ez erőművek üzemeltetésénél. Környezet Társadalom Geopolitikai tényezők Klímahatás Teljes hulladék Súlyos balesetek Természeti környezetre gyakorolt hatás Épített környezetre gyakorolt hatás Egészségi hatások Kockázat-elutasítás Kritikus hulladéktárolási idő Foglalkoztatás Helyi zavaró hatások (zaj, tájképrombolás) Lokális politikai vagy gazdasági konfliktusok mennyire befolyásolják az üzemanyag-ellátást. Az energiatermelés teljes életciklusa mennyire járul hozzá a globális felmelegedéshez. A teljes életciklus során keletkező hulladék mennyisége. Az energiatermelés teljes életciklusa során bekövetkező súlyos baleseti kockázat várható értéke. A teljes életciklus során történő környezetkárosító hatások összessége. A teljes életciklus során az épített kulturális örökségben és általánosan minden építményben esett kár. A teljes életciklus során történő egészségkárosító hatások összessége. Erőmű-katasztrófától való félelem, legyen az akár gondatlanság, természeti csapás vagy terrorizmus következménye. Az idő, míg a hulladék radiotoxicitása a természetes uránércét eléri. Az erőmű illetve a hozzá kapcsolódó egységek helyi munkahelyteremtő képessége. Az erőmű tájképre gyakorolt illetve zajhatása. 1. táblázat: Az energiatermelési lehetőségek összehasonlításához használt szempontrendszer 14 15

Már a röviden vázolt többszempontú döntési modell első lépései is jól mutatják, hogy az energiatermelés szcenárióinak összehasonlítását a komplex szempontrendszer minden részletére kiterjedő vizsgálat előzi meg. A jelenlegi környezeti kommunikációban a klímahatás túlhangsúlyozott, nyilván a vállalt nemzetközi egyezmények teljesítési kényszere miatt. A teljes hulladék menynyisége sokkal kisebb hangsúlyt kap, de itt érdemes aláhúzni, hogy a világ primer energia igényének több mint 27%-át fedező fosszilis alapú szilárd energiahordozók üzemanyag-ciklusában az energiasűrűség miatt is legalább három nagyságrenddel több hulladék keletkezik (lásd 1. ábra). A technológia és főleg a bányászott üzemanyag minősége további egy-két nagyságrendet ronthat a szilárd fosszilisek kárára. A fosszilis és nukleáris technológia abban is különbözik, hogy ez utóbbinál az összes szennyező zárt térben marad (az engedélyezett kibocsátások minimálisak), míg a fosszilis technológiák esetében mind a légszennyezők, mind a salak nyílt környezetbe kerül ki, sok esetben kezelés nélkül. A nukleáris üzemanyagciklus a bányászati salak mellett fajlagosan jelentéktelen mennyiségű radioaktív hulladék termelésével jár, de különösen a nagy aktivitású hulladék hosszú felezési ideje miatti lakossági félelem indokolja, hogy a kritikus hulladéktárolási időt társadalmi kritériumként bevezessék. Természetesen az indikátorok által reprezentált szempontok nem szerepelnek azonos súllyal a döntési folyamatban, ezért fontosságuk szerint szempontsúlyértéket rendelünk hozzájuk. A szempontsúlyok a döntésben résztvevők értékelését mutatják arról, hogy egyes szempontokat milyen fontosnak tartanak. Az alternatívák sorrendjét végül az összes kritériumra kapott súlyozott pontszámok összege adja. Hazai, nem reprezentatív felmérésünk alapján a hulladék problematikájának fontossága lemarad ugyan az élettani, baleseti, környezeti és klímahatás szempontjai mögött, azonban a gazdasági szempontokat megelőzi. Bár a 200 fős felmérésben résztvevők többsége 30 év alatti és egyetemet végzett, a hosszú távú hulladék elhelyezés szempontjából a fiatal korosztály véleménye meghatározó, hiszen a nagy aktivitású hulladékok végleges elhelyezésére alkalmas tárolók üzembe helyezése csak mintegy 10-20 év múlva kezdődhet meg. Az értékelés végső eredménye nem szolgál meglepetéssel, a nem tüzelés alapú megújuló villamosenergia-termelési módok előkelő helyen szerepelnek a rangsorban, de a víz- és szélenergiák után az atomenergia-felhasználás került (lásd 2. ábra). Mivel a hazai villamosenergia-igény víz- és szélenergiával nem elégíthető ki, az atomenergia felhasználás hosszútávon megkerülhetetlen, szemléltető felmérésünk alapján. 1. ábra: Az üzemanyagciklusokra vonatkozó aggregált hulladékok fajlagos mennyisége [1] 2. ábra: A villamosenergia-alternatívák rangsora többszempontú modell alapján Magyarországra (a szerzők által számítva) 16 17

A jelen egyetemi jegyzet azoknak szól, akik a nukleáris energiaciklus utolsó lépését, a hulladék végső elhelyezésének műszaki alternatíváit szeretnék megismerni, valamint ennek tudományos és jogi alapjairól mélyebb ismereteket kívánnak szerezni. 2. A vonatkozó sugárvédelmi ismeretek összefoglalása Zagyvai Péter, Kókai Zsófia A radioaktív hulladékok legjelentősebb környezeti hatása, hogy ionizáló sugárzást bocsátanak ki, amely a sugárzást kibocsátó radionuklidok környezetbe kerülésével eljuthat az élő szervezetbe, így az emberbe is. A sugárvédelem feladata az ionizáló sugárzások káros hatásainak csökkentése. 2.1. Sugárvédelmi és dozimetriai alapfogalmak Az ionizáló sugárzások az elnyelő közeg és a sugárzás közti kölcsönhatás alapján két csoportba sorolhatók (bővebben lásd F1. függelék). Az alfa (α), béta (β), gamma (γ) és röntgen közvetlenül ionizáló sugárzások, azaz az elektronoknak képesek az atomok ionizációjához elegendő energiát átadni. Forrásuk elsősorban a radioaktivitás, azaz a nem stabil (úgynevezett radioaktív) atommagok bomlásának folyamata. Míg az α- és β-részecskék viszonylag kis térfogatban, sok ütközésben ionizálnak, addig a γ- és röntgenfotonok csak az első lökést adják a meglökött elektron által továbbvitt sorozatos ionizációhoz, ezért ezen utóbbiakat is szokás közvetetten ionizáló sugárzásnak nevezni. A neutronsugárzás azért közvetetten ionizáló sugárzás, mert a neutronok atommagokkal való kölcsönhatásai révén ionizációra képes részecskék jelennek meg. A 3. ábra az egyes sugárzások áthatoló képességét szemlélteti. 3. ábra: Az egyes sugárzások elnyelődése különböző közegekben 18 19

Az emberi testen kívül lévő sugárforrásból eredő sugárzás külső sugárterhelést, az emberi testbe lenyelés, belégzés és bőrön keresztüli felszívódás által bekerült radioaktív anyag sugárzása belső sugárterhelést okoz. A testünket érő környezeti eredetű sugárzás növényekből, élelmiszerekből, környezetünk tárgyaiból származik, de maga a földkéreg is sugárzik és érkezik sugárzás az űrből is. Ezeket nevezik összefoglaló néven természetes háttérsugárzásnak. A természetes eredetű háttérsugárzáshoz hozzáadódik az emberi tevékenység nyomán bennünket érő sugárzás is. Ennek elenyésző részét képezi csak a fegyverkísérletekből, nukleáris balesetekből, nukleáris energiatermelésből származó sugárzás. A mesterséges sugárterhelés nagyobb része az orvosi diagnosztikából illetve sugárkezelésekből származik (lásd 4. ábra). Az egyenértékdózis (H) az ionizáló sugárzás emberekre kifejtett biológiai (sztochasztikus, lásd később) hatását jellemzi. Mértékegysége az elnyelt dózishoz hasonlóan J/kg, értéke az elnyelt dózis és a sugárzásra jellemző súlytényező (w R ) szorzata: H = D [J/kg=Sv]; (2) w R ahol w R,α = 20, wr,β = 1, wr,γ = 1, wr,n = 5.. 20 a sugárzás energiájától függően. Az effektív dózis (E) az egyes emberi szöveteket ért egyenértékdózis súlyozott összege. E = H = w H [J/kg=Sv]; (3) E T T T ahol w T a T szövet testszöveti súlytényezője, w = 1. w T az adott szövet daganat kialakulására való relatív érzékenységét fejezi ki. A lekötött effektív dózis (H C ) A szervezetben 1 évnél hosszabb ideig jelenlévő radioaktív nuklid által adott idő alatt okozott effektív dózis. T T 4. ábra: Természetes és mesterséges sugárterhelés A radioaktív sugárzás hatásának mennyiségi jellemzésére különböző dózisfogalmakat vezettek be: Az elnyelt dózis (D) az anyagban az ionizáló sugárzásoktól tömegegységenként (dm) átvett energia (de): de D = [J/kg = Gy] (1) dm H T C ) 0 = E( t dt [Sv]; (4) ahol T=50 év dolgozók (azaz foglalkozási sugárterhelés) esetén, és T=70 év a lakosságra. A lekötött effektív dózis meghatározására a gyakorlatban a különböző izotópokra és bejutási útvonalakra meghatározott, ún. dóziskonverziós tényezőt (DCF) használják, ami egységnyi aktivitás inkorporációjából származó effektív dózis. H E DCF = [Sv/Bq] (5) A 20 21

A kollektív effektív dózis (C) adott forrásból származó i számú, egyenként n i tagú embercsoportnak okozott effektív dózis. C = E i n [személy Sv] (6) i i A 10 μsv-nél kisebb effektív dózist elhanyagolható dózisnak tekintjük, ennek kockázata (lásd a továbbiakban a sztochasztikus sugárhatást) kevesebb, mint 5 10-7. Az ionizáló sugárzások kétféle károsító hatását különböztetjük meg. A determinisztikus hatásra (lásd 5. ábra) jellemző, hogy küszöbdózishoz kötött (KD); egyidejűleg annyi sejtet érint, hogy ezáltal szövetpusztulást okoz. A hatás súlyossága függ a dózistól; és akut/azonnali a hatás [2]. Az 5. ábrán amely az egésztest-besugárzás következtében előálló csontvelőpusztulás esetét jellemzi KD jelöli a küszöbdózist, azaz egy olyan elnyelt dózist, amelynél már előfordulhat haláleset. Az LD 50 azt a dózist jelenti, amelynél az érintettek fele várhatóan meghal, 8 Gy-nél pedig már nem várható túlélés. A sztochasztikus hatásnak (lásd 6. ábra) a determinisztikussal szemben nem tisztázott, hogy van-e küszöbdózisa, mivel a kis dózisok hatása nem igazolt. A hatás sejtmutációt, és abból több kórélettani lépésen át, változó, de legtöbbször több évre kiterjedő idő elteltével kifejlődő rákot okozhat. A hatás valószínűsége függ a dózistól, a súlyossága nem. A jelenleg szabályozási alapként elfogadott kockázat-dózis függvény lineáris (linear non-threshold, azaz LNT modell) [2]. A sztochasztikus hatást leíró kockázat-dózis függvény alakját a Japánban 1945-ben ledobott két atombomba túlélőinek epidemiológiai statisztikájából, valamint az elszenvedett dózisok utólagos becsléséből határozták meg. Az adatok csak a teljes vonallal jelzett, mintegy 0,1 Sv feletti dózisokra voltak szignifikánsak, ezért a kis dózisok tartományára (szaggatott vonal) csak extrapolálni lehet az összefüggést. 6. ábra: A sztochasztikus dózis-hatás összefüggés 2.2. Sugárvédelmi szabályozás 5. ábra: A determinisztikus dózis-hatás összefüggés A sugárvédelmi szabályozás célja a determinisztikus hatáshoz vezető dózis kizárása, és a sztochasztikus hatásból származó kockázat társadalmilag elfogadható szinten tartása. A sugárvédelmi szabályozás a következő három alapelvet valósítja meg: Az indokoltság elve kimondja, hogy a sugárforrás alkalmazásából eredő haszon nagyobb legyen, mint a sugárzás okozta károsodás, illetve az annak az elhárítására fordított költség. 22 23

Az optimálás elve szerint a többletdózist okozó indokolt alkalmazás a lehető legnagyobb előnnyel kell, hogy járjon. Az ésszerűen elérhető legalacsonyabb sugárterhelésre (ALARA = as low as reasonably achievable) kell törekedni. A dóziskorlátozás elve azt jelenti, hogy jogszabályokban kell meghatározni a lakosság és a sugárveszélyes munkahelyen dolgozók körében megengedhető, tehát az alkalmazás során át nem léphető maximális dózisszinteket. 3. A radioaktív hulladékok definíciói, hatósági szabályozás Zagyvai Péter, Kókai Zsófia Az egyes országok a nemzetközi ajánlások, főként a Nemzetközi Atomenergia Ügynökség (NAÜ, International Atomic Energy Agency, IAEA) kiadványai alapján határoznak meg különböző sugárvédelmi elvárásokat, normákat. Az immissziós korlát (dose limit, DL) vagy dóziskorlát az egyes személyek effektív lekötött dózisára vonatkozik, a hatást elvileg tetszőleges számú sugárforrás is okozhatja. A sugárveszélyes munkakörben dolgozókra foglalkozási korlát érvényes, ami 20 msv/év (5 év átlagában). A lakossági korlát 1 msv/ év, összehasonlításképpen a természetes háttérsugárzásból eredő sugárterhelés átlagosan 2,4 msv/év. Orvosi célú diagnosztikai és terápiás besugárzásokra egyedi döntéseket hoznak a felelős orvosi csoportok, tehát a páciensekre nem alkalmazzák a fenti általános korlátokat. A baleset-elhárításban részt vevőkre külön megállapított, az előbbieknél nagyobb irányadó szintek vonatkoznak. A nukleáris létesítmények radioaktív kibocsátásának szabályozására vezették be az emissziós korlátot (dose constraint, DC), azaz a dózismegszorítást. Ez a kritikus lakossági vagy foglalkozási csoporthoz tartozó fiktív személynek az adott sugárforrástól származó effektív dózisát jelenti, tehát a létesítményhez köthető maximális dóziskövetkezményt. Az egyes létesítményekre vonatkozó dózismegszorításokat úgy határozzák meg, hogy annak betartása esetén a kritikus csoportnak az összes ellenőrzött forrásból eredő összes dózisa is a dóziskorlát alatt maradjon. Az újabb NAÜ ajánlások a kritikus csoport helyett a reprezentatív személy fogalmának használatát tartalmazzák. A reprezentatív személy dózisa az adott expozíciós helyzetben lehetséges legnagyobb érték lesz. A dózismegszorítás a normális üzemi kibocsátásokat, és újabban az évente 1%-nál nagyobb bekövetkezési valószínűségű várható üzemi eseményeket veszi figyelembe. A dózismegszorításból vezetik le az egyes radionuklidokra és kibocsátási útvonalakra vonatkozó kibocsátási határértékeket. A végleges formájába hozott, illetve véglegesen elhelyezett radioaktív hulladék környezeti hatását a szintén sugaras létesítménynek tekintett lerakókra vonatkozó emissziós korlátozás hivatott minimalizálni, ezt részletesebben a harmadik fejezet tárgyalja.* * A fenti fejezet a [2] kiadvány alapján készült. 3.1. Átfogó nemzetközi ajánlások a hatósági szabályozásra A radioaktív hulladékok kezelésével, valamint a vonatkozó szabályozással kapcsolatos ajánlásokat a NAÜ által közreadott Nemzetközi Biztonsági Alapszabályzat (IBSS) tartalmazza. A legtöbb ország hatályos nemzeti szabályozásának így a magyarországinak is - alapjaként ismert IBSS 1996-ban jelent meg, a Safety Series sorozat 115. köteteként [3]. Szerkesztői az 1991- ben megjelent átfogó, a Nemzetközi Sugárvédelmi Bizottság (International Commission on Radiological Protection, ICRP) által kiadott ICRP #60 [4] ajánlások átvételét és alkalmazását tűzték ki általános célként. Érdemes áttekinteni az IBSS-ben javasolt, általános hulladékdefiníciót: Tetszőleges fizikai formájú anyag, amely radioaktív anyagok alkalmazásának tervezett, baleseti vagy fennálló sugárzási helyzetéhez kapcsolódik, és amelynek további felhasználását nem tervezik. További feltételek: a radioaktív hulladék (1) radioaktív anyagokat tartalmaz vagy azokkal szennyezett, és aktivitása, illetve aktivitáskoncentrációja meghaladja a hatósági szabályzás alóli kivonás illetve mentesség határát, valamint (2) a hozzá tartozó sugárzási helyzet nincs kizárva a szabályozott tevékenységek köréből. Az utóbbi években, az újabb átfogó ICRP ajánlások (ICRP #103) [5] megjelenését követően a NAÜ elvégezte az IBSS megújítását. A rengeteg hasznos információt és adattáblázatot tartalmazó kiadvány címe General Safety Requirements Part 3 (Interim) (Általános biztonsági követelmények 3. rész átmeneti változat). Az ajánlásoknak a hulladékokra vonatkozó legfontosabb alapelve az emberi egészség védelme, azaz a hulladékokat oly módon kell kezelni, hogy az emberi egészség védelme elfogadható legyen. Második alapelvként megfogalmazták, hogy gondoskodni kell a környezet megfelelő védelméről is. 24 25

Az országhatárokon túlnyúló védelem elve azt jelenti, hogy a fenti két elvárás az országhatárokon túl is teljesüljön. A jövő generációk egészségére gyakorolt hatás a ma elfogadhatónak tartottnál nem lehet nagyobb, és a hulladék kezelése a következő generációkra nem róhat indokolatlanul nagy terheket, ez az elv a jövő generációk védelme. A nemzeti törvényi keretek megalkotásának elve szerint a hulladékokat törvényes nemzeti (jogszabályi) keretek között kell kezelni, ahol világosan megjelölik a felelősségeket, és lehetőséget teremtenek a független hatósági funkciók gyakorlására. A hulladékok keletkezését a praktikusan elérhető legalacsonyabb szinten kell tartani a radioaktív hulladékok keletkezésének szabályozásával. A biztonság érdekében a hulladékok keletkezésének és kezelésének összefüggéseit megfelelően figyelembe kell venni. Végül a létesítmények biztonságával kapcsolatban fontos, hogy a radioaktív hulladékok kezelésére szolgáló létesítmények biztonságát azok egész élettartama során fenn kell tartani. 3.2. Magyar szabályozás A nukleáris létesítményekkel, illetve az általuk termelt, valamint más tevékenységekből származó radioaktív hulladékokkal kapcsolatos hazai szabályozás feladata a nemzetközi egyezményekre épülő törvények és kormányrendeletek megalkotása. A jelenleg hatályos atomtörvény (1996. évi CXVI. törvény az atomenergiáról [6]) alapvető rendeltetése a lakosság egészségének, biztonságának és a környezetnek a védelme. A biztonságos alkalmazás irányítása és felügyelete a kormány feladata. A magyar hatósági rendszer összetett, a törvényi rendelkezések az alapvető hatósági feladatokat megosztották az Országos Atomenergia Hivatal (OAH) főigazgatója és az egészségügyért felelős miniszter (illetve az általuk irányított hatóságok) között, de egyes kérdésekben jelentős szerepe van más tárcáknak is. Az OAH feladata az atomenergia biztonságos alkalmazásával, különösen a nukleáris létesítmények és anyagok biztonságával, valamint a nukleáris fegyverek elterjedésének megakadályozásával összefüggő hatósági felügyelet ellátása. Az egészségügyért felelős miniszter a területileg illetékes kormányhivatal Népegészségügyi Szakigazgatási Szerve (régebbi rövidítéssel ÁNTSZ) bevonásával, illetve ezen intézmények központi vezetést végző Országos Tisztifőorvosi Hivatal (OTH) közreműködésével látja el a sugárvédelemmel, a radioaktív anyagokkal, az ionizáló sugárzást kibocsátó berendezésekkel és létesítményekkel, valamint a radioaktív hulladékokkal és azok tárolásával összefüggő hatósági feladatokat. Az atomenergiáról szóló törvényt végrehajtó egyik kormányrendelet 1998. január 1-jei hatállyal Központi Nukleáris Pénzügyi Alapot (KNPA) hozott létre, amelynek forrását az atomenergiát alkalmazó létesítmények befizetései képezik. Az Alap célja a radioaktív hulladéktárolók létesítésének, a kiégett fűtőelemek ideiglenes tárolásának és végső elhelyezésének, valamint a nukleáris létesítmények végleges leállításának, leszerelésének finanszírozása. A KNPA által finanszírozott tevékenységek, létesítmények, vásárolt eszközök, készletek a kincstári vagyon részét képezik. A nukleáris létesítmények üzemeltetőinek a tényleges üzemidő alatt fel kell halmozni a KNPA célja szerinti feladatok ellátásához szükséges forrást. Ez alól kivételt képeznek a költségvetési intézmények által működtetett létesítmények, például a Budapesti Kutatóreaktor és a Budapesti Műszaki és Gazdaságtudományi Egyetem oktatóreaktora. Az atomtörvény egyik végrehajtási elemeként jelent meg a 47/2003. ESZCSM-rendelet, amely a későbbiekben tárgyalandó hulladék-kategóriák megadása mellett számos további, igen lényeges gyakorlati kérdést tisztázott. A rendelet definiálta, hogy a hulladéktároló végleges lezárását követően a lakosság vonatkoztatási csoportja egyedeinek sugárterhelése az elhelyezett hulladék hatásaitól eredően nem haladhatja meg a 100 μsv/év effektív dózis értéket. Ez a rendelkezés ténylegesen tehát a 3.3.2. fejezetben, a (9) egyenlettel meghatározott maximális dóziskövetkezményt, a tároló radiotoxicitás-indexét írta elő. Az OAH irányításával a radioaktív hulladéktárolók létesítésére, üzemeltetésére, fenntartására, valamint a nukleáris létesítmények leszerelésére 1998-ban létrejött a Radioaktív Hulladékokat Kezelő Kft. (RHK Kft.), akkor még RHK Kht. elnevezéssel. Az RHK Kft. felelős a püspökszilágyi Radioaktív Hulladék Feldolgozó és Tároló, a bátaapáti Nemzeti Radioaktív Hulladéktároló (NRHT) valamint a paksi Kiégett Kazetták Átmeneti Tárolója (KKÁT) üzemeltetéséért is [6, 7]. 26 27

3.3. Radioaktív hulladékokkal kapcsolatos meghatározások és kategóriák Mint azt a 3.1. fejezetben már részletesen is kifejtettük, a radioaktív hulladék további felhasználásra nem szánt, emberi tevékenység, pl. ionizáló sugárzás alkalmazása során létrejött radioaktív anyag. A definícióban nem teszünk különbséget természetes és mesterséges radioaktivitás között. A természetes radioaktív anyag is hulladék, ha emberi tevékenységhez kötődik a megjelenése a környezetben, olyan formában és/vagy összetételben, ami különbözik a természetes előfordulásától. A radioaktív hulladékokat a hulladékkezelés és hulladék-elhelyezés optimalizálása érdekében különböző szempontok alapján kategorizálni kell. 3.3.1. Csoportosítás a hulladékok keletkezése szerint A radioaktív hulladékok keletkezésének három alapvető módját különböztetjük meg: A nukleáris létesítmények működéséből származó folyamatos üzemi kibocsátás lehet légnemű és folyékony radioaktív anyag, mennyiségét közvetve az adott létesítmény dózismegszorítása korlátozza, melyből az egyes anyagfajtákra kibocsátási határértékeket [Bq/év] vezetnek le. A hulladék hatására előálló besugárzási helyzet tervezett jellegű. Üzem közben és leszereléskor is keletkeznek helyben maradó hulladékok, amiket időszakonként végleges lerakókba szállítanak el. Ezek mennyiségének, típusainak korlátozására a létrehozó, majd a befogadó működő létesítmény dózismegszorítása szolgál, majd a végleges lerakóra vonatkozó, később tárgyalandó jóváhagyott maximális dóziskövetkezmény. Az ilyen hulladékok hatására előálló besugárzási helyzet is tervezett jellegű. Üzemzavar, baleset esetén rövid ideig tartó radioaktív kibocsátás történhet, az ilyenkor keletkező hulladékot baleseti hulladéknak nevezzük. A hozzájuk kapcsolódó besugárzási helyzeteket a már idézett új ICRP #103 ajánlás szerint baleseti vagy később fennálló helyzetként kell kezelni. 3.3.2. Csoportosítás a hulladékokhoz rendelhető dóziskövetkezmény szerint A nemzetközi ajánlások alapján készült, jelenleg érvényes, dózisalapú hatósági szabályozás a relatív aktivitáskoncentráció alapján különbözteti meg a radioaktív hulladékokat az elhanyagolható sugárveszélyt képviselő, és így nem radioaktív hulladékként kezelhető, illetve adott esetben újrahasznosítható anyagoktól. A tartalmazott aktivitáskoncentráció szerinti kis aktivitású hulladék kategóriájának alsó korlátját ez idő szerint a 124/1997. sz. Kormányrendelet [9] és a hozzá kapcsolódó 23/1997. sz. NM rendelet [10] határozza meg, amely a gyakorlatban előforduló mesterséges és természetes eredetű radioaktív izotópokra mentességi szinteket állapít meg. A mentességi szintnél kisebb radioaktivitással vagy aktivitáskoncentrációval jellemzett anyag mentes a sugárvédelmi szabályozás alól, így ha hulladékká válik, akkor is szabadon (azaz nem radioaktív hulladékként) elhelyezhető. A mentességi szint meghatározásának alapja a szabadon kezelt anyag által okozható effektív dózis. A mentességi szintnél (melyet aktivitásban és aktivitáskoncentrációban is meghatároztak) kisebb mennyiségű radioaktivitást tartalmazó anyag a legkedvezőtlenebb lehetséges forgatókönyv mellett sem jelenthet valós egészségkárosító kockázatot a lakossági vagy foglalkozási helyzetben vele kapcsolatba kerülő egyénekre, azaz nem okozhat az elhanyagolható dózisnál (10 µsv/év) nagyobb sugárterhelést. A kétezres években egyre elterjedtebben alkalmazott felszabadítási szint alatti aktivitáskoncentrációval vagy felületi aktivitással jellemzett, korábban sugárvédelmi szabályozás alá tartozó anyag kivonható a szabályozás alól. A nemzeti szabályozásban még nem jelent meg részletesen, de egy 2005-ös igen részletes NAÜ-ajánlás (SRS 44) már egyértelműen megkülönbözteti a mentességi és a felszabadítási szintek használatát. A radioaktív hulladékok minősítésére bevezetett összefüggésben (7) a mentességi aktivitáskoncentrációt egy tonna hulladékmenynyiségig, a felszabadítási koncentrációt e felett javasolják referenciaszintként alkalmazni. Az utóbbi évtizedben számos publikáció és néhány összefoglaló közlemény is megjelent, amelyekből megismerhetők azok a reális és kevésbé valószínű forgatókönyvek, amelyek összekapcsolják az egyes lakossági csoportokat érő elhanyagolható effektív dózist egyes hulladékok aktivitáskoncentrációjával [8]. Az aktivitáskoncentráció szerinti jellemzés mérőszáma a veszélyességi mutató (S). 28 29 (7)

ahol AK az aktivitáskoncentráció, REAK a referencia aktivitáskoncentráció [Bq/kg], i a hulladékcsomag adott radioizotópja. Használatos ugyanerre a mutatóra a hulladékindex (waste index, WI) megnevezés is. Ha tehát egy hulladékcsomag veszélyességi mutatója kisebb, mint egy, akkor az radioaktív hulladékként történő kezelés és elhelyezés nélkül sem okoz az elhanyagolható dózisnál nagyobb dózist a leginkább érintett kritikus lakossági csoportnak, illetve az újabb megfogalmazás szerint a reprezentatív személynek. Ez a definíció a radioaktív hulladékok alsó határaként számos ország hatósági szabályozásában megjelenik. A magyar szabályozás a fenti, közvetlenül dózisalapú osztályozási elvet alkalmazza a radioaktív hulladékok növekvő veszélyesség szerinti besorolására is: Kis aktivitású hulladék (low level waste, LLW) veszélyességi mutatója: 1 < S < 1000 Közepes aktivitású hulladék (intermediate level waste, ILW) veszélyességi mutatója: 10 3 < S <10 6 Nagy aktivitású hulladék (high level waste, HLW) veszélyességi mutatója: S > 10 6. Ugyancsak HLW minősítést kell, hogy kapjon az a hulladék, amelyben a radioaktív bomlás következtében fellépő hőfejlődés (maradványhő vagy remanens hő) nagyobb, mint 2 kw/m 3. E kategóriákat Magyarországon a 47/2003. sz. EszCsM-rendelet, valamint a 14344/1-2004. sz. magyar szabvány definiálta [11]. További, az okozható dózishoz kapcsolódó kategóriák: Nagyon kis aktivitású hulladék (very low level waste, VLLW): például Franciaországban alkalmazott kategória, Magyarországon is készülőben van ennek a bevezetése. Lényegében a kis aktivitású hulladék alsó zónáját jelenti, amelyet nem szükséges költséges elhelyezési rendszerrel elhatárolni a környezettől, de szabad elhelyezése nem engedélyezhető. Számos ország gyakorlatában, illetve a vonatkozó szakirodalomban a radioaktív hulladékokat (elsősorban a kiégett nukleáris fűtőelemeket, melyek csak abban az esetben tekintendők hulladéknak, ha további felhasználásuk kizárható) sugárvédelmi szempontból a radiotoxicitással (RT) jellemzik, ami az alábbi definíció szerint a hulladék által összesen okozható dózist jelenti: RT = n i= 1 DCF i, A (8) ny i ahol A i az i-edik radionuklid aktivitása a fűtőelemben, DCF i,ny az erre a radionuklidra vonatkozó lenyelési dóziskonverziós tényező. Ez a definíció nyilvánvalóan nem azt feltételezi, hogy egyetlen ember inkorporálja az egész hulladékot, hanem valójában kollektív dózist számol, azt feltételezve, ami meglehetősen valószínűtlen hogy a hulladékot a lakosság teljes mennyiségében inkorporálja. A radioaktív hulladékkal feltöltött hulladéktároló veszélyességének minősítésére, azaz a hulladék és a befogadó létesítmény együttes jellemzésére egy komplexebb radiotoxicitás-indexet (RTOX) alkalmaznak, ami az elhelyezett hulladék által a reprezentatív (leginkább érintett és leginkább érzékeny) személynek okozható éves effektív dózist jelenti: RTOX =, Ai ( t) mfi, j Q j DCF [Sv/év]; i ny (9) j ahol A az aktivitás [Bq], i az adott radioizotóp, mf az egyes szennyezhető táplálékfajtákra vonatkozó mobilitási tényező[(bq/kg)/bq], Q j a j-edik anyagból való táplálékfogyasztás [kg/év], DCF ny a lenyelési dóziskonverziós tényező [Sv/Bq]. A mobilitási tényező helyspecifikus, tartalmazza a tárolóból való kijutás (migráció), a környezetben történő elterjedés (diszperzió) és a biológiai rendszerekben végbemenő felvétel (immisszió) sebességi és hígulási mutatóit is, ennél fogva meghatározása igen nehéz tudományos feladat. 3.3.3. A hulladékkomponens felezési ideje szerinti felosztás A kis- és közepes aktivitású hulladékok végleges elhelyezése szempontjából a hulladék élettartama is döntő jelentőségű. E kategóriákon belül számos országban a hulladékokat még felezési idejük szerint is megkülönböztetik. A rövid élettartamú radioaktív hulladékban a szennyező radioaktív izotóp felezési ideje 30 év, vagy annál kisebb, és a benne lévő alfa-sugárzó radionuklidok aktivitáskoncentrációja nem haladja meg a 4000 Bq/g-ot egy gyűjtő csomagolás esetében, valamint a 400 Bq/g-ot a teljes hulladékmennyiségre átlagolva. Ezt a gyakorlati kategóriát több országban hulladékátvételi kritériumként is alkalmazzák. Az időbeli korlát alapja egyszerűen az a tény, hogy a nukleáris reaktorok hulladékának egyik jelentős összetevője (lásd később), a 137 Cs felezési ideje 30,17 év. Ennél nagyobb felezési idejű szennyezőt illetve nagyobb alfa-sugárzó 30 31

koncentrációt tartalmazó hulladék esetén hosszú élettartamú radioaktív hulladékról beszélünk. Az egyes hulladéklerakók a fenti kategóriákon kívül (de velük összefüggésben) további, úgynevezett átvételi kritériumokat (acceptance criteria, AC) határozhatnak meg (lásd 7.3. fejezet). 4. Nukleáris energiatermelésből származó radioaktív hulladékok keletkezése Zagyvai Péter, Kókai Zsófia, Hózer Zoltán, Breitner Dániel 3.3.4. További gyakorlati kategóriák A hulladékot előállító létesítményekben átmenetileg tárolt hulladékcsomagok gyors minősítésére alkalmazzák a hulladékcsomag felületén mérhető felületi γ-dózisteljesítmény szerinti felosztást: Felületi dózisteljesítmény alapján az a kis aktivitású hulladék, amelynek felületétől 10 cm-re a dózisteljesítmény 300 µsv/h-nál kisebb. A közepes aktivitású hulladék felületétől 10 cm-re a felületi dózisteljesítmény 300 µsv/h és 10 msv/h közötti érték. Nagy aktivitású hulladék felületétől 10 cm-re a felületi dózisteljesítmény 10 msv/h-nál nagyobb. Halmazállapot szerinti felosztásban a szilárd, légnemű, folyékony halmazállapotok mellett alkalmazzák a biológiai hulladék kategóriáját, mivel a biológiai eredetű hulladékok általában vegyes halmazállapotúak, és az anyag kémiai bomlása különös gondosságot igényel. Néhány országban, például az Egyesült Államokban bevezették a vegyes hulladék (mixed waste, MW) kategóriát is, ami egyaránt tartalmaz radioaktív és kémiailag veszélyes hulladékot is. A radioaktív hulladékok legfontosabb forrása a nukleáris energiatermelés. A nukleáris üzemanyagciklus (lásd 4.6.5. és 4.6.6. fejezetek) minden lépése az uránbányászattól kezdve, egészen az atomerőmű leszereléséig radioaktív hulladékok keletkezésével jár. Bár a jegyzet elsősorban a nukleáris üzemanyagciklusban keletkező radioaktív hulladékokat tárgyalja, a teljesség kedvéért meg kell említeni azokat az emberi tevékenységeket, melyek ugyancsak radioaktív hulladékok keletkezésével járnak, melyek kezelésére és elhelyezésére ugyanaz a szabályozás érvényes. Számos területen: ipari, mezőgazdasági, orvostudományi, katonai, kutatási és oktatási célokra is alkalmaznak radioaktív izotópokat az atomerőművektől teljesen függetlenül. Ezeket a tevékenységeket a fejezet végén tekintjük át. Ugyancsak radioaktív hulladék keletkezésével járhatnak olyan tevékenységek, amelyek révén a természetes radioaktivitás feldúsul egyes hulladékokban, melléktermékekben (Technically Enhanced Naturally Occurring Radioactive Material, TENORM). A különböző forrásokból keletkező radioaktív hulladékok mennyiségét nehéz pontosan megadni akár egy-egy országra vonatkozóan is, mert a teljes kezelt, illetve véglegesen elhelyezhető mennyiségek, térfogatok aránya jelentősen eltérhet a radioaktivitás-tartalom arányaitól. A magyarországi arányokat a hulladéktárolók befogadó térfogata révén lehet érzékeltetni. A gyakorlatilag megtelt püspökszilágyi tároló teljes befogadó térfogata kb. 5000 m 3, ide a hatályos hatósági engedély szerint már nem helyezhetnek el paksi hulladékot. A jelenlegi paksi 4 blokk üzemi és leszerelési hulladékainak befogadására megépített bátaapáti lerakó teljes befogadó kapacitása mintegy 40 000 m 3 lesz. Mivel azonban a püspökszilágyi lerakó korábban néhány éven át paksi hulladékot is átvett, azt mondhatjuk, hogy a hazai radioaktív hulladék 90%-a a nukleáris energiatermeléshez kapcsolható. 32 33

4.1. Az uránbányászat (Breitner Dániel) Az uránbányászathoz, illeve az azt követő feldolgozási lépésekhez köthető radioaktív hulladékok fő összetevői a természetes uránizotópok ( 238 U, 235 U, kisebb arányban 234 U) és a vele szinte minden esetben együtt előforduló természetes tórium ( 232 Th), illetve ezek bomlási sorainak tagjai. Kiemelendő közülük a 238 U egyik hosszabb felezési idejű leányeleme, a 226 Ra (T 1/2 =1600 év). Ennek az α-sugárzó radionuklidnak a leányeleme a 222 Rn (radon, T 1/2 =3,8 nap), amely lévén nemesgáz képes kiáramlani a talaj felső rétegeiből, a repedezett kőzetekből, és nyílt vagy zárt terek levegőjében elterjedve, rövid felezési idejű, részben szintén α-sugárzó leányelemei ( 218 Po, 214 Pb, 214 Bi, 214 Po) révén jelentős belső sugárterhelést okozhat. Az átlagosan 2,4 msv éves természetes sugárterhelés nagyobb részét okozó radon-leányelemek koncentrációjának további növekedése jelenti a bányászati eredetű hulladékok legfontosabb kockázatnövelő hatását. 4.1.1. Külszíni fejtés 7. ábra: U 3 O 8 előállításának folyamata [12] A fejezet bevezetőjében már említett NORM vagy TENORM kategória nem alkalmazható az uránban, esetleg tóriumban gazdag háborítatlan természeti lelőhelyekre, csak ha elkezdik az anyagok kitermelését, elválasztását a környező kőzetektől, ásványoktól. Az uránbányászat, történjék akár külszíni vagy mélyszinti fejtéssel vagy insitu oldással (lásd 4.2.3. fejezet), felszínre hozza, és egyes helyeken felhalmozza, dúsítja az urán bomlási sorában található radioaktív izotópokat tartalmazó anyagokat, tehát TENORM-ot hoz létre, ami a felszínen megnövekedett sugárzást illetve radioaktív kibocsátást eredményez. A hagyományos bányászati folyamatban az érc (az urán legelterjedtebb ásványa az uránszurokérc) kitermelését annak őrlése és az urán kioldása követi (lásd 7. ábra), amennyiben a bányászat nem in-situ oldással történik. A legjelentősebb felszíni környezeti terhelése a klasszikus termelési eljárásoknak (külszíni vagy mélyszinti fejtés) van, hiszen ott jóval nagyobb mennyiségben kell NORM-ot felszínre hozni. Az in-situ oldásnál lényegében már csak a korábban keletkezett bomlási termékektől elkülönített, és nagy felezési ideje miatt viszonylag kis fajlagos aktivitású kioldott urán kerül a felszínre [12]. Külszíni fejtést alkalmaznak minden olyan esetben, amikor az érc felszíni kibúvásként jelenik meg vagy a felszínhez viszonylag közeli rétegekben található. Ezzel a művelési móddal a mélységi bányászathoz képest rendszerint nagyobb termelékenység, jobb érckihozatal érhető el, és könnyebben megteremthetők a biztonságos munkafeltételek is. A külszíni bányászat ugyanakkor a táj látványos sérülését vonja maga után a nagy mennyiségű meddő szükségszerű kitermelése és a gyakran óriási méretű bányagödrök létrehozása miatt. 4.1.2. Mélyszinti fejtés A mélyszinti fejtésre példa Magyarországon a Mecsekben 1997-ig végzett uránbányászat, amely a következő technológiai lépéseket tartalmazta: A bányajáratokban végezték az érc fejtését a hagyományos bányászat eszközeivel. A járatokban az urán és bomlástermékeinek jelenléte miatt helyenként igen jelentős volt a radonaktivitás-koncentráció (több száz kbq/ m 3 ) és a külső dózisteljesítmény (10 100 µsv/h) is. Az ércdúsító üzemben (ÉDÜ) végezték a kitermelt uránérc törését, osztályozását (a gyengébb minőségű ércet a közvetlen vegyi feldolgozás előtt perkolációs medencékbe lásd lejjebb vezették), vegyi feldolgozását 34 35

és csomagolását. A vegyi feldolgozás során kénsavas kioldási technológiát alkalmaztak a homokszemcse-méretűre aprított ércen. Mivel a legnagyobb aktivitású anyagokat ebben a lépésben kezelik, így itt keletkeznek a legaktívabb hulladékok, mind működés során, mind leszereléskor. A meddőhányókra (lásd 8. és 9. ábra) a kezeletlen, kis érctartalmú kőzetek kerültek, azonban esetenként ezek is szignifikáns TENORM radioaktivitással bírnak, ráadásul a darabolás miatt a radon kijutása jelentősebb, mint a kötött anyagokból. bomlási sorába tartozó radioaktív nuklidok (pl. 226 Ra és leányelemei) és a 232 Th és leányelemei feldúsulnak, így a bányászat felhagyása után a zagytározók rekultivációja az ivóvízbázis védelme, a kiporzás és a radonkibocsátás csökkentése, illetve megakadályozása végett kiemelt fontosságú. 12. ábra: Zagytározó [13] A vízkezelő üzemek feladata, hogy a meddőhányókról és a felhagyott bányavágatokból kikerülő vizet megtisztítsák a természetesnél nagyobb mennyiségben jelenlevő radioaktív anyagoktól [13]. 8. ábra: Meddőhányó [13] 9. ábra: Meddőhányó [13] A perkolációs medencékben (lásd 10. és 11. ábra) a gyenge minőségű ércből nyerték ki az uránt. Az eljárást lehet lúgos és savas perkolációval is végezni (lásd 4.2.2. fejezet). A Mecsekben lúgos perkolációt alkalmaztak. Problémát jelentett a védőfólia ellenére kijutó oldatok és a visszamaradt szilárd anyag radioaktivitása. 10. ábra: Perkolációs medence [13] 11. ábra: Perkolációs medence [13] A zagytározók a bányászat és feldolgozás során keletkezett meddőzagy elhelyezésére szolgálnak (lásd 12. ábra). Ezekben a tározókban az értékes urán csak nagyon csekély mértékben van jelen, azonban az 238 U és 235 U 4.2. Uránérc feldolgozása A kitermelt érc urántartalmának kinyerése hidrometallurgiai módszerekkel történik, azaz az érc savas vagy bázikus oldatokkal való kezelésével. A konkrét eljárás nagymértékben függ az uránt tartalmazó ásványok jellegétől, az érc minőségétől, az érc általános ásványi összetételétől, azonban az ipari méretben alkalmazott módszerek lényegében három csoportba sorolhatók: az érc őrlésével egybekötött, klasszikus ércfeldolgozási módokra (mill process), melynél az uránt kénsav vagy hidrogén karbonát segítségével oldják ki. halmos vagy perkolációs kioldásokra (heap leaching), amelynél az ércet törés után, oldatgyűjtő rendszerrel ellátott medencékben prizmák vagy halmok formájában helyezik el és azokon az uránásvánnyal reagáló oldatot cirkuláltatnak. A lúgzó oldatot a halmok tetejére juttatják, ahonnan az oldat a kőzeten átszivárogva az oldatgyűjtő térben gyűlik össze, miközben az érc urántartalmának egy részét kioldja. Ezután az uránt az urántartalmú oldatból rendszerint anioncserélő gyantával vonják ki. A megtisztított, lúgos oldatból leválasztott uránvegyületet (U 3 O 8 ) sárga pornak (yellow cake) nevezik, a komplex uránsók (uranátok és diuranátok, pl. kalcium-diuranát, CaU 2 O 7 ) jellegzetes élénksárga színéről. Ennél az eljárásnál az uránt az 36 37