DOI: 10.21870/0131 -3878-2022-31 -2-5-20 УДК 621.311.25:621.039:614.876
Соотношение радиационно-обусловленных потенциальных канцерогенных рисков ОЯТ реактора ВВЭР-1000 и РАО реактора БРЕСТ-1200 при выработке 1 ГВтгод электроэнергии. Часть 2. Радиологическая миграционная эквивалентность
Иванов В.К.1'2, Спирин Е.В.2, Лопаткин А.В.2, Меняйло А.Н.1, Чекин С.Ю.1, Соломатин В.М.2, Корело А.М.1, Туманов К.А.1
1 МРНЦ им. А.Ф. Цыба - филиал «НМИЦ радиологии» Минздрава России, Обнинск;
2 АО «Прорыв», Москва
В настоящее время считается, что решение проблемы ликвидации радиоактивных отходов (РАО) ядерного топливного цикла (ЯТЦ) в большой степени зависит от использования в ядерной энергетике реакторов на быстрых нейтронах (быстрых реакторов), способных сжигать и трансмутировать долгоживущие радионуклиды в замкнутом ЯТЦ. В открытом ЯТЦ используются реакторы на тепловых нейтронах (тепловые реакторы), и на захоронение направляется не переработанное облучённое ядерное топливо (ОЯТ). В замкнутом ЯТЦ на захоронение направляются РАО от переработки ОЯТ. В данной работе изучается целесообразность и возможность замыкания ЯТЦ в двухкомпонентной ядерной энергетике с тепловыми и быстрыми реакторами. Оценки потенциальной биологической опасности (ПБО) для населения от не переработанного и переработанного ОЯТ теплового реактора ВВЭР-1000, а также от РАО быстрого реактора БР-1200 проведены с учётом миграции соответствующих радионуклидов в окружающую среду из глубинного захоронения. Оценки ПБО получены в терминах ожидаемой эффективной дозы и пожизненного атрибутивного риска (LAR) злокачественных новообразований. При нормировке на 1 ГВт выработанной электроэнергии, ПБО от РАО БР-1200 примерно в 100 раз меньше ПБО от не переработанного ОЯТ ВВЭР-1000. Сравнительная оценка ПБО РАО БР-1200 и не переработанного ОЯТ ВВЭР-1000 показала, что на момент выхода радионуклидов к поверхности земли ожидаемая эффективная доза от потребления колодезной воды населением составит 0,7 мкЗв и 80 мкЗв в год соответственно, а пожизненный атрибутивный риск смерти от злокачественных образований - 610-9 и 7,7410-6 соответственно. При этом ПБО РАО от переработанного ОЯТ ВВЭР-1000, начиная с момента выхода на поверхность земли, на порядок величины меньше ПБО от РАО БР-1200. В соответствии с ради-ационно-эквивалентным принципом захоронения РАО установлено, что ПБО от РАО БР-1200 удовлетворяет ограничению по времени достижения равенства с ПБО эквивалентной массы уранового сырья в пределах 300 лет. Для оценок ПБО в терминах риска (LAR) такая радиаци-онно-миграционная эквивалентность достигается ещё раньше, чем для оценок ПБО посредством ожидаемой эффективной дозы. Таким образом, при переработке ОЯТ тепловых реакторов вместе со строительством и эксплуатацией быстрых реакторов (в двухкомпонентной ядерной энергетике) целесообразно замыкать ЯТЦ и производить захоронение РАО на принципе радиационно-миграционной эквивалентности.
Ключевые слова: открытый ядерный топливный цикл, закрытый ядерный топливный цикл, реактор на тепловых нейтронах, реактор на быстрых нейтронах, облучённое ядерное топливо, радиоактивные отходы, глубинное захоронение, потенциальная биологическая опасность, ожидаемая эффективная доза, пожизненный атрибутивный риск, радиационно-миграционная эквивалентность.
Иванов В.К. - науч. руководитель НРЭР, гл. радиоэколог ПН «Прорыв», Председатель РНКРЗ, чл.-корр. РАН, д.т.н.; Меняйло А.Н. - вед. науч. сотр., к.б.н.; Чекин С.Ю.* - зав. лаб.; Корело А.М. - ст. науч. сотр.; Туманов К.А. - зав. лаб., к.б.н. МРНЦ им. А.Ф. Цыба - филиал ФГБУ «НМИЦ радиологии» Минздрава России. Спирин Е.В. - гл. науч. сотр. отдела гл. радиоэколога ПН «Прорыв», д.б.н.; Лопаткин А.В. - науч. рук. по РЭ, д.т.н.; Соломатин В.М. - нач. отдела гл. радиоэколога ПН «Прорыв», к.б.н. АО «Прорыв». •Контакты: 249035, Калужская обл., Обнинск, ул. Королёва, 4. Тел.: (484) 399-30-79; e-mail: nrer@obninsk.com.
Введение
Решение проблемы ликвидации радиоактивных отходов (РАО) ядерно-топливного цикла (ЯТЦ) в большой степени зависит от использования в ядерной энергетике быстрых реакторов, способных сжигать и трансмутировать долгоживущие радионуклиды в замкнутом ЯТЦ [1]. Замкнутый ЯТЦ предполагает переработку отработавшего ядерного топлива (ОЯТ) с целью вовлечения выделенного ^^ и плутония снова в топливный цикл. В открытом ЯТЦ на тепловых реакторах отработавшее топливо не используется. Несмотря на отличия в составе и массе РАО тепловых и быстрых реакторов в обоих случаях нарабатывается большое количество долгоживущих высокоактивных радионуклидов (ДВАО), требующих приведения их к безопасному состоянию для человека и окружающей среды.
Наиболее реалистичным подходом к ликвидации РАО является временное хранение ко-роткоживущих радионуклидов до их полного распада и глубинное захоронение ДВАО в горных породах [2]. Обоснование безопасности глубинного захоронения представляет собой трудную задачу из-за большого количества параметров расчётных моделей, которые необходимо учитывать, а также их большой неопределённости в огромном временном диапазоне [3]. Кроме того, возникает вопрос о длительности контроля над состоянием захоронения и миграцией радионуклидов в окружающую среду.
Для обоснования приемлемости для общества и будущих поколений глубинного захоронения РАО ЯТЦ был предложен радиационно-эквивалентный принцип, заключающийся в том, что захоронению подлежит такое количество РАО, которое по радиационному фактору не превысит опасность соответствующего количества изъятого из недр природного урана [1, 4-7]. Дополнительным условием к глубинному захоронению является то, что радиационно-эквивалентный баланс между РАО и урановым сырьём должен произойти до разрушения инженерных барьеров безопасности могильника отходов, оцениваемых в диапазоне от 500 до 1000 лет после захоронения [8-10]. Этот принцип заложен в основу обращения с ОЯТ и РАО в проекте «Прорыв» на строящемся в Северске опытно-демонстрационном энергокомплексе (ОДЭК) в составе МФР (модуль фабрикации и рефабрикации топлива), МП (модуль переработки ОЯТ) и реактора на быстрых нейтронах БРЕСТ-ОД-300 [11].
Для достижения радиационно-эквивалентного баланса с урановым сырьём предусмотрено выделение минорных актиноидов (Am, из ОЯТ, сжигание Am в быстром реакторе и выдержка ^ в течение 70 лет с последующим отделением Pu. При этом чистота выделения делящихся изотопов и актиноидов из ОЯТ должна привести к достижению радиационной эквивалентности за время не более 300 лет после захоронения. Предполагается также выделение в отдельную фракцию долгоживущих продуктов деления с высокой миграционной способностью.
Ранее для доказательства возможности достижения радиационно-эквивалентного обращения с ОЯТ и РАО были проведены сравнительные оценки радиационного фактора глубинного захоронения РАО от тепловых и быстрых реакторов с эквивалентной массой природного уранового сырья, необходимого для изготовления ядерного топлива для обоих типов реактора. В качестве показателя радиационного фактора выступали радиотоксичность смеси радионуклидов и радиотоксичность с поправкой на миграционную способность [1, 2, 4-7, 12]. Другим показателем служили эффективные дозы населения и дозы облучения природных организмов по всем путям воздействия от почвы, загрязнённой такой же смесью радионуклидов [13-16]. Кроме того, исследовали изменение во времени эффективной дозы от потребления колодезной воды при разру-
шении могильника и выхода жидкой фазы радионуклидов с водой к поверхности земли [17, 18]. Проведённые исследования показали, что по дозовому критерию РАО, после переработки ОЯТ быстрого реактора и определённой выдержки, удовлетворяет принципу радиационно-эквива-лентного захоронения. Следует отметить, что в зарубежных работах для оценки опасности глубинного захоронения РАО также используется сравнение с эквивалентной массой природного урана для изготовления топлива [19].
Одновременно в работах [12, 17-18] были проведены оценки радиационного фактора глубинных захоронений в терминах риска онкологических заболеваний для человека, которые показали, что радиационно-эквивалентный принцип захоронения выполняется для меньших времён, чем 300 лет по дозовым показателям. Это связано с тем, что при расчёте рисков учитываются органные дозы на человека и избирательное накопление радионуклидов в отдельных органах. Таким образом, наиболее корректными являются оценки в терминах риска. Тем не менее, оценка доз облучения необходима из-за применения дозовых нормативов в системе радиационной безопасности. На основе сравнительных оценок риска было показано также большое преимущество ядерной энергетики с использованием быстрых реакторов по решению проблемы РАО [20, 21].
В большей части упомянутых отечественных работ оценку потенциальной биологической опасности (ПБО) РАО в глубинном захоронении проводили с использованием состава радионуклидов в ОЯТ реактора БРЕСТ-ОД-300 с нормировкой на тонну топлива. Для промышленного энергокомплекса в проекте «Прорыв» планируется использовать более мощный быстрый реактор БР-1200. В настоящей работе будет проведена сравнительная оценка ПБО РАО двух реакторов - теплового ВВЭР-1000 и быстрого БР-1200 с нормировкой на единицу наработанной электрической энергии 1 ГВтгод.
Материал и методы
Оценку ПБО проведём в терминах ожидаемой эффективной дозы (ОЭД) и риска от потребления колодезной воды вблизи места захоронения РАО после подъёма к поверхности жидкой фазы радионуклидов с водой по порам горной породы. Расчёт ОЭД и рисков произведём при самых консервативных предположениях. Будем считать, что инженерные барьеры безопасности разрушены сразу после захоронения на глубине 1000 м, радионуклиды в жидкой фазе вместе с водой по порам в песчаной породе движутся в направлении к поверхности почвы и в стороны со скоростью 1 см в сутки. Масса породы, которая будет загрязнена радионуклидами на момент их выхода к поверхности (283 года после разрушения могильника), составит 5,661012 кг [13]. После выхода на поверхность массу загрязнённой породы считаем постоянной величиной.
Удельная активность радионуклидов в воде вблизи поверхности рассчитаем с помощью коэффициента распределения по формуле:
НУД м(ка+?) - м-кл'
где Ауд - объёмная активность радионуклида в воде, Бк/л; О - активность радионуклида в массе породы М, Бк; М - масса загрязнённой радионуклидами горной породы, кг; & - коэффициент распределения радионуклида между твёрдой и жидкой фазой, л/кг; е - пористость среды, отн. ед. (может быть принята 0,25); р- плотность горной породы, 1,6 кг/дм3.
Из-за малости величины ер по сравнению с & в расчётах ею пренебрегали.
Предполагаем, что в открытом топливном цикле на захоронение направляется ОЯТ ВВЭР-1000, а в замкнутом топливном цикле на захоронение направляются РАО от переработки ОЯТ, состоящих из 0,1% Sr, Cs, Тс, I, и, Np, Ри, Ат, Ст и всех остальных радиоактивных нуклидов (элементов). Предполагается, что до захоронения РАО выдерживаются 10 лет после момента завершения регенерации ОЯТ. Масса ОЯТ для ВВЭР-1000 19,2 т т.м. и БРЕСТ-1200 8,52 т (для формирования РАО) соответствует выработке 1 ГВтгод электроэнергии.
Расчёт годовых ОЭД и рисков проведём исходя из суточного потребления воды 2 л. В расчёте будем учитывать только долгоживущие радионуклиды, не распавшиеся за время движения с водой к поверхности почвы. Состав радионуклидов ВВЭР-1000 и БР-1200 через 10 лет выдержки приведён в табл.1.
Таблица 1
Активность радионуклидов в РАО ВВЭР-1000 и БР-1200 после 10 лет выдержки ОЯТ,
нормированные на 1 ГВтгод
Радионуклид Т1/2, год Q ВВЭР-1000, Бк Q БР-1200, Бк
235и 7,04Е+08 1,48Е+10 2,81 Е+05
236и 2,34Е+07 2,87Е+11 3,47Е+06
238и 4,47Е+09 2,20Е+11 7,77Е+07
238Ри 8,77Е+01 2,13Е+15 3,39Е+13
239Ри 2,41Е+04 2,06Е+14 1,77Е+12
240Ри 6,56Е+03 3,50Е+14 3,29Е+12
241Ри 1,44Е+01 5,69Е+16 1, 18Е+14
241Ат 4,32Е+02 1,38Е+15 1,41Е+13
242Ри 3,73Е+05 2,00Е+12 6,75Е+09
242тАт 1,41 Е+02 1,93Е+12 2,24Е+12
242Ат 1,83Е-03 1,79Е+12 0,00Е+00
242Ст 4,46Е-01 1,47Е+12 0,00Е+00
243Ат 7,37Е+03 1,81Е+13 9,36Е+10
243Ст 3,20Е+01 8,62Е+12 4,01 Е+11
244Ри 8,00Е+07 3,12Е+05 5,44Е+02
244Ст 1,81Е+01 1,42Е+15 9,74Е+12
245Ст 8,50Е+03 2,07Е+11 4,49Е+09
246Ст 4,73Е+03 4,79Е+10 5,57Е+08
247Ст 1,56Е+07 1,22Е+05 5,45Е+03
248Ст 4,70Е+05 3,16Е+05 8,69Е+03
237Ыр 2,14Е+06 2,89Е+11 1,24Е+09
234и 2,47Е+05 8,06Е+10 1,43Е+09
226Ка 1,60Е+03 9,08Е+03 5,10Е+04
229ТИ 7,34Е+03 5,77Е+04 1,86Е+08
8,00Е+04 4,58Е+06 7,82Е+06
231Ра 3,28Е+04 4,52Е+06 8,25Е+05
232и 7,20Е+01 2,89Е+10 1,07Е+11
79Бе 6,50Е+04 3,44Е+11 2,65Е+11
90Бг 2,85Е+01 6,33Е+16 2,35Е+13
93тЫЬ 1,36Е+01 7,69Е+11 5,67Е+11
932г 1,53Е+06 1,90Е+12 1,09Е+12
94ЫЬ 2,03Е+04 7,89Е+07 5,03Е+08
99Тс 2,12Е+05 1,38Е+13 1, 13Е+10
107РЙ 6,50Е+06 9,66Е+10 1,84Е+11
108тАд 1,27Е+02 1,70Е+08 4,12Е+09
121тБп 5,50Е+01 1,16Е+09 4,38Е+13
126Бп 1,00Е+05 5,64Е+11 1, 13Е+12
129| 1,57Е+07 2,99Е+10 3,42Е+07
135СБ 2,30Е+06 3,39Е+11 1,36Е+09
137Сэ 3,02Е+01 8,49Е+16 6,67Е+13
151Бт 8,70Е+01 2,04Е+14 2,54Е+15
152Еи 1,24Е+01 4,17Е+11 3,71 Е+13
154Еи 8,50Е+00 2,05Е+15 1,91 Е+15
158ТЬ 1,80Е+02 1,75Е+08 1,89Е+10
166тНо 1,20Е+03 5,13Е+07 9,14Е+09
При расчёте удельной активности учитывали не только радионуклиды из табл. 1, но и те, которые возникают в цепочках распада актиноидов. Дозовые коэффициенты для радионуклидов по пероральному пути поступления использовали из работы [22]. Коэффициенты распределения для песчаной породы приведены в табл. 2 [23, 24].
Таблица 2
Коэффициенты распределения между твёрдой и жидкой фазой (Кб) элементов из состава РАО
Элемент К) л/кг
Ст 3400
Ри 400
и 50
ТИ 700
Ра 3100
Ат 1000
Ра 540
Ыр 29
Ас 450
Тс 5
I 10
Остальные продукты 1000
деления
Эквивалентная масса природного урана, необходимая для изготовления 19,2 т топлива ВВЭР-1000, составляет 158 т. Расчёт произведён исходя из обогащения топлива для ВВЭР-1000 4,4%. В этом случае эквивалентная масса природного уранового сырья для 1 т топлива составит 8,2 т. Для наработки плутония в 1 т топлива БР-1200 требуется сжечь 16,7 т топлива ВВЭР-1000, что эквивалентно 137 т природного урана. Этого топлива достаточно для 10 циклов облучения в быстром реакторе. На 1 цикл облучения в БР-1200 приходится 13,7 т эквивалентной массы природного урана, а сжигается 130 кг природного урана, который является топливом. Соотношение сожжённого топлива БР-1200 к эквивалентной массе урана составляет в одном цикле 0,0095. В одном цикле ВВЭР-1 из тонны топлива сжигается 70 кг, что эквивалентно массе природного урана 8,2 т. Соотношение сожжённого топлива к эквивалентной массе природного урана составляет 0,0085. Пренебрегая 10% разницей в качестве эквивалентной массы природного урана для 1 т топлива БР-1200 можно считать массу, приходящуюся на один цикл облучения, т.е. 13,7 т природного уранового сырья. Для 8,52 т топлива БР-1200 это составит 117 т природного урана. Таким образом, для сравнительной оценки с эквивалентной массой природного урана в пересчёте на выработанную энергию 1 ГВтгод для ВВЭР-1000 будем использовать 158 т, а для БР-1200 - 117 т.
Результаты и обсуждение
Результаты расчёта годовой ОЭД при потреблении загрязнённой воды над глубинным захоронением РАО теплового реактора в открытом ЯТЦ и быстрого реактора в замкнутом ЯТЦ представлены на рис. 1.
Из рисунка видно, что ПБО РАО ВВЭР-100 при потреблении колодезной воды на два порядка величины выше, по сравнению с БР-1200, и эквивалентность с ПБО природного урана наступит через 500-600 тыс. лет, а для БР-1200 эквивалентность достигается до выхода радионуклидов на поверхность. Эффективная доза от потребления колодезной воды над местом глубинного захоронения РАО БР-1200 на момент выхода радионуклидов к поверхности земли
составляет 0,7 мкЗв в год, а для ВВЭР-1000 - 80 мкЗв в год. На рисунке приведены данные для случая переработки ОЯТ ВВЭР-1000 с такими же условиями выделения радионуклидов (нижняя кривая), которые показали, что ПБО РАО от переработанного ОЯТ ВВЭР-1000, начиная с момента выхода на поверхность, на порядок величины меньше по сравнению с РАО БР-1200. Это показывает, что при переработке ОЯТ тепловых реакторов вместе со строительством и эксплуатацией быстрых реакторов по использованию наработанного Ри и сжигания минорных актиноидов можно не только замыкать ЯТЦ в двухкомпонентной ядерной энергетике, но и производить окончательную изоляцию РАО на принципе радиационной эквивалентности.
Рис. 1. Изменение со временем ожидаемой эффективной дозы от потребления загрязнённой воды над глубинным захоронением РАО, нормированной на выработанную
электроэнергию 1 ГВтгод.
Вклад в ОЭД разных радионуклидов в случае с ВВЭР-1000 и БР-1200 показан на рис. 2 и 3. Из рисунков видно, что от момента выхода на поверхность до 1000 лет для обоих типов реактора основным дозообразующим радионуклидом является 241 Am, далее почти до 100 тыс. лет - 239Pu и 240Pu. После этого, кроме 237Np, состав дозообразующих радионуклидов различается. При этом из продуктов деления значимый вклад в дозу облучения дают 99Tc и 129I, в основном для РАО от ВВЭР-1000. При этом наибольшая опасность от этих продуктов деления будет наблюдаться на времена более 10 тыс. лет после захоронения.
В соответствии с рекомендациями МКРЗ (Публикация 103) [25] для более полной оценки радиационной безопасности необходимо знать не только эффективные дозы облучения населения, но и риски потенциальной радиационно-обусловленной заболеваемости злокачественными новообразования. В Публикации 103 предложено оценивать такие риски в терминах пожизненного атрибутивного риска LAR (Lifetime Attributable Risk) на основе данных об органных дозах. Результаты расчёта риска LAR для РАО БР-1200 в замкнутом цикле и ВВЭР-1000 в открытом цикле с нормировкой на 1 ГВтгод в предположении о потреблении загрязнённой радионуклидами колодезной воды представлены на рис. 4 и 5.
Рис. 2. Вклад в ожидаемую эффективную дозу радионуклидов из РАО ВВЭР-1000.
Рис. 3. Вклад в ожидаемую эффективную дозу радионуклидов из РАО БР-1200.
1E-07 1E-08 1E-09
СИ
< 1E-10 _i
1E-11 1E-12 1E-13
1E+02 1E+03 1E+04 1E+05 1E+06 1E+07 1E+08 1E+09
Время выдержки, лет
• РАО от БР-1200 ---Природный уран
Рис. 4. Пожизненный атрибутивный риск (LAR) смерти от злокачественных новообразований после годового поступления радионуклидов в организм человека после их выхода на поверхность с колодезной водой вследствие захоронения РАО БР-1200.
1E-06
1E-07
ОТ <
1E-08
1E-09
1E+02
1E+03 1E+04 1E+05 1E+06 1E+07 Время выдержки, лет
1E+08
1E+09
—•—ОЯТ от ВВЭР-1000 ---Природный уран
Рис. 5. Пожизненный атрибутивный риск (LAR) смерти от злокачественных новообразований после годового поступления радионуклидов в организм человека после их выхода на поверхность с колодезной водой вследствие захоронения РАО ВВЭР-1000.
Из рисунков видно, что в терминах риска происходит сдвиг по моменту наступления радиационной эквивалентности в сторону меньших времён. Сравнение значений рисков в случае с ВВЭР-1000 и БР-1200 показало, что их отношение изменяется со временем (рис. 6). Это отношение колеблется от 117 до 140.
Рис. 6. Отношение пожизненных атрибутивных рисков (LAR) смерти от злокачественных новообразований после годового поступления радионуклидов в организм человека с колодезной водой от ОЯТ ВВЭР-1000 и РАО БР-1200.
Основной вклад в риск из-за потребления радионуклидов с колодезной водой на разные времена после захоронения РАО БР-1200 и ОЯТ ВВЭР-1000 дают те же радионуклиды, что ОЭД (рис. 7 и 8). Некоторые отличия наблюдаются на дальние времена после захоронения. Кроме того, максимальный вклад 99Тс в терминах риска для ОЯТ ВВЭР-1000 больше, чем по дозовому критерию в 2 раза, а для йода - наоборот, примерно, в 1,5 раза меньше.
Рис. 7. Вклад основных радионуклидов в LAR после их выхода на поверхность с колодезной водой из захоронения РАО БР-1200 в песчаных породах.
Ат-241
Время оыдержкиг.лет
Рис. 8. Вклад основных радионуклидов в LAR после их выхода на поверхность с колодезной водой из захоронения ОЯТ ВВЭР-1000 в песчаных породах.
Проведённые оценки ПБО по дозовому критерию и в терминах пожизненного атрибутивного риска злокачественных новообразований показали, что радиационная эквивалентность РАО БР-1200 замкнутом ЯТЦ с природным сырьём для ядерного топлива достигается за меньшее время, чем 300 лет. Это значительно меньше гарантированного срока сохранности инженерных барьеров безопасности глубинного захоронения (500-1000 лет).
Следует отметить два момента, которые связаны с радиационно-эквивалентным принципом обращения с РАО ЯТЦ. Первый связан с тем, что при таком подходе к глубинному захоронению решается вопрос об отсутствии необходимости в проведении длительного контроля над целостностью могильника и возможном проникновении миграции радионуклидов в горной породе. В результате, кроме уверенности в безопасности захоронения, можно избежать больших затрат на бурение скважин и постоянное сопровождение всей процедуры контроля в течение огромного периода времени.
Второй момент связан с оправданностью затрат на внедрение перерабатывающих технологий. Это один из вопросов, который обсуждается при сравнении двух типов ЯТЦ - открытого, без переработки отработавшего топлива, и замкнутого, с глубокой переработкой. В отдельных работах показано, что перерабатывающие технологии делают ЯТЦ более дорогим, в основном, только за счёт капитальных затрат [26-29]. При этом в экономическом анализе рассматривали для замкнутого цикла только однократное использование переработанного топлива, что занижает выгоду от замкнутого ЯТЦ. Кроме того, в этих работах показана большая зависимость затрат на ЯТЦ от стоимости сырья для производства ядерного топлива. В то же время не учитывается ограниченность урановых ресурсов и, следовательно, время функционирования ядерной энергетики и полное количество выработанной энергии. Из затрат на обращение с ОЯТ и РАО в
расчёт принимается только стоимость захоронения, а из-за большой неопределённости затрат на контроль их в оценках не учитывают. Между тем, учитывая 100-кратную разницу в ПБО захоронений РАО открытого и замкнутого ЯТЦ, экономические оценки на долгосрочный период функционирования ядерной энергетики могут существенно сдвинуться в пользу замкнутого ЯТЦ и использования принципа радиационной эквивалентности для окончательной изоляции РАО.
Сравнительная оценка потенциальной опасности захоронения ОЯТ ВВЭР-1000 в открытом ЯТЦ и РАО БР-1200 в замкнутом ЯТЦ в настоящей работе проведена при самых консервативных предположениях. В то же время она показывает, насколько дозы и риски могут быть превышены, если не перерабатывать ОЯТ, а захоранивать его полностью. Уточнённые оценки дадут значительно меньшие значения доз и рисков вследствие учёта сохранности инженерных барьеров безопасности, медленной утечки радионуклидов в породу из-за выщелачивания из матрицы отходов, особенностей миграции в горной породе и др. Однако нужно помнить, что при этом возникает большая неопределённость во входных данных расчётных моделей. С этой точки зрения упрощённые расчёты могут вызвать большее доверие у широкой общественности, которое является важным фактором для развития ядерной энергетики.
Выводы
1. Оценка ожидаемой эффективной дозы и пожизненного атрибутивного риска (LAR) смерти от злокачественных образований от потребления колодезной воды над глубинным захоронением РАО БР-1200 и ОЯТ ВВЭР-1000 с нормировкой на единицу выработанной электроэнергии проведена при консервативных предположениях о разрушении могильника в момент захоронения и движения жидкой фазы радионуклидов к поверхности земли по порам песчаной породы с водой. В результате было показано, что ПБО от РАО БР-1200 после переработки ОЯТ примерно в 100 раз меньше ПБО ОЯТ ВВЭР-1000, захораниваемого без переработки.
2. Сравнительная оценка ПБО РАО БР-1200 и ОЯТ ВВЭР-1000 показала, что на момент выхода радионуклидов к поверхности земли ожидаемая эффективная доза от потребления колодезной воды составляет 0,7 мкЗв и 80 мкЗв в год соответственно, а пожизненный атрибутивный риск смерти от злокачественных образований - 610-9 и 7,7410-6 соответственно.
3. Установлено, что ПБО РАО БР-1200 удовлетворяет ограничению по времени наступления баланса с ПБО эквивалентной массы уранового сырья в пределах 300 лет в соответствии с ради-ационно-эквивалентным принципом захоронения РАО. При этом по ПБО в терминах риска это ограничение выполняется с запасом по времени, большим, чем по ожидаемой эффективной дозе.
4. Наибольший вклад в ПБО РАО БР-1200 и ОЯТ ВВЭР-1000 в первые несколько десятков тысяч лет после захоронения дают 241Am, 238,239240Pu. Из продуктов деления наиболее значимыми радионуклидами являются 99Tc и 129I на времена примерно 105 и 107 лет после захоронения.
5. В случае переработки ОЯТ ВВЭР-1000 ПБО РАО, начиная с момента выхода на поверхность, на порядок величины меньше по сравнению с РАО БР-1200. Это показывает целесообразность и возможность замыкать ЯТЦ в двухкомпонентной ядерной энергетике с тепловыми и быстрыми реакторами и производить окончательную изоляцию РАО на принципе радиационно-мигра-ционной эквивалентности.
Публикация подготовлена по результатам выполнения работ в Госкорпорации «Росатом» в рамках ПН «Прорыв.
Литература
1. Адамов Е.О., Ганев И.Х. Экологически безупречная ядерная энергетика. М.: НИКИЭТ им. Н.А. Доллежаля, 2007. 145 с.
2. Адамов Е.О., Ганев И.Х., Лопаткин А.В., Муратов В.Г., Орлов В.В. Обращение с высокоактивными отходами при развитии, работе и выводе из действия крупномасштабной ЯЭ России. Препринт НИКИЭТ ЕТ-97/35. М.: НИКИЭТ, 1997. 64 с.
3. Кочкин Б.Т. Оценка безопасности геологических хранилищ ВАО и ОЯТ: международный опыт в приложении к Енисейскому проекту //Радиоактивные отходы. 2018. № 2 (3). С. 18-29.
4. Адамов Е.О., Ганев И.Х., Лопаткин А.В., Муратов В.Г., Орлов В.В. Трансмутационный топливный цикл в крупномасштабной ядерной энергетике России. М.: ГУП НИКИЭТ, 1999. 252 с.
5. Адамов Е.О., Габараев Б.А., Ганев И.Х., Лопаткин А.В., Муратов В.Г., Орлов В.В. Потенциал развития и возможность достижения радиационной эквивалентности урана и отходов в сценариях развития перспективной ядерной энергетики. Препринт ФГУП НИКИЭТ ЕТ-04/68. М.: НИКИЭТ, 2004. 22 с.
6. Лопаткин А.В., Величкин В.И., Никипелов Б.В. Полуэктов П.П. Радиационная эквивалентность и природоподобие при обращении с радиоактивными отходами //Атомная энергия. 2002. Т. 92, № 4. С. 308-317.
7. Лопаткин А.В. Топливный цикл крупномасштабной ядерной энергетики России на принципах топливного и радиационного баланса и нераспространения: автореф. дис. ... докт. тех. наук. М.: ОАО «НИКИЭТ», 2013. 45 с.
8. Considering timescales in the post-closure safety of geological disposal of radioactive waste. NEA N 6424. Paris: OECD, 2009. 163 p.
9. Lee Y.-M., Hwang Y. A GoldSim model for the safety assessment of an HLW repository //Prog. Nucl. Energy. 2009. V. 51, N 6. P. 746-759.
10. Choi H.-J., Lee J. Y., Choi J. Development of geological disposal systems for spent fuels and high-level radioactive wastes in Korea //Nucl. Eng. Technol. 2013. V. 45, N 1. P. 29-40.
11. Адамов Е.О., Алексахин Р.М., Большов Л.А., Дедуль А.В., Орлов В.В., Першуков В.А., Рачков В.И., Толстоухов Д.А., Троянов В.М. Проект «Прорыв» - технологический фундамент для крупномасштабной ядерной энергетики //Известия РАН. Энергетика. 2015. № 1. С. 5-12.
12. Иванов В.К., Чекин С.Ю., Меняйло А.Н., Максютов М.А., Туманов К.А., Кащеева П.В., Ловачёв С.С., Спирин Е.В., Соломатин В.М. Радиотоксичность долгоживущих высокоактивных отходов быстрых реакторов в сценариях обращения с облучённым ядерным топливом для достижения радиационной и радиологической эквивалентности с природным ураном //Радиация и риск. 2019. Т. 28, № 2. С. 8-24.
13. Спирин Е.В., Спиридонов С.И., Алексахин Р.М., Уткин С.С. Радиоэкологическая оценка уранового месторождения для обоснования радиационно-миграционного баланса долгоживущих отходов //Атомная энергия. 2013. Т. 114, вып. 1. С. 34-39.
14. Спирин Е.В., Алексахин Р.М., Панченко С.В. Оценка радиоэкологической безопасности уранового месторождения для биоты //Атомная энергия. 2013. Т. 115, вып. 11. С. 279-284.
15. Спирин Е.В., Алексахин Р.М., Власкин Г.Н., Уткин С.С. Радиационный баланс отработавшего ядерного топлива быстрого реактора и природного урана //Атомная энергия. 2015. Т. 119, вып. 2. С. 114-119.
16. Спирин Е.В., Алексахин Р.М., Спиридонов С.И., Микаилова Р.А., Анашкин Р.С. Радиационный баланс отработавшего ядерного топлива тепловых реакторов и эквивалентной массы урана для природных организмов //Атомная энергия. 2014. Т. 116, вып. 6. С. 350-353.
17. Иванов В.К., Спирин Е.В., Меняйло А.Н., Чекин С.Ю., Ловачёв С.С., Корело А.М., Туманов К.А., Соломатин В.М., Лопаткин А.В., Адамов Е.О. Сравнительная оценка безопасности глубинных захоронений радиоактивных отходов открытого и замкнутого топливного циклов: радиологическая миграционная эквивалентность //Радиация и риск. 2020. Т. 29, № 4. С. 8-32.
18. Атомная энергетика нового поколения: радиологическая состоятельность и экологические преимущества /под общей ред. чл.-корр. РАН В.К. Иванова, проф. Е.О. Адамова. М. Изд-во «Перо», 2019. 379 с.
19. Magill J., Berthou V., Haas D., Galy J., Schenkel R., Wiese H.-W., Heusener G., Tommasi J., Youinou G. Impact limits of partitioning and transmutation scenarios on the radiotoxicity of actinides in radioactive waste //Nucl. Energy. 2003. V. 42, N 5. P. 263-277.
20. Иванов В.К., Лопаткин А.В., Меняйло А.Н., Спирин Е.В., Чекин С.Ю., Ловачёв С.С., Корело А.М., Соломатин В.М. Достижимость радиологической эквивалентности в ЗЯТЦ на базе БР с учётом факторов неопределённости сценариев развития ядерной энергетики в России до 2100 г. Часть 1. Мощность ТР и БР //Радиация и риск. 2021. Т. 30, № 2. С. 62-76.
21. Иванов В.К., Лопаткин А.В., Спирин Е.В., Соломатин В.М., Меняйло А.Н., Чекин С.Ю., Ловачёв С.С. Достижимость радиологической эквивалентности в ЗЯТЦ на базе БР с учётом факторов неопределённости сценариев развития ядерной энергетики в России до 2100 г. Часть 2. Миграция радионуклидов //Радиация и риск. 2021. Т. 30, № 3. С. 8-20.
22. ICRP, 2012. Compendium of dose coefficients based on ICRP Publication 60. ICRP Publication 119 //Ann. ICRP. 2012. V. 41 (Suppl.). P. 1-130.
23. Handbook of parameter values for the prediction of radionuclide transfer in temperate environments. Technical Report Series No. 364. Vienna: IAEA, 1994. 87 p.
24. Handbook of parameter values for the prediction of radionuclide transfer in terrestrial and freshwater environments. Technical Report Series No. 472. Vienna: IAEA, 2010. 194 p.
25. Публикация 103 МКРЗ: пер. с англ. /под общей ред. М.Ф. Киселева и Н.К. Шандалы. М.: Изд. ООО ПКФ «Алана», 2009. 312 с.
26. Matthew B., Fetter S., Holdren J.P., van der Zwaan B. The economics of reprocessing vs. direct disposal of spent nuclear fuel. Final Report. Cambridge, Mass.: Project on Managing the Atom, Harvard University, 2003. 128 p.
27. Choi S., Lee H.J. Ko W.Il. Dynamic analysis of once-through and closed fuel cycle economics using Monte Carlo simulation //Nucl. Eng. Des. 2014. V. 277. P. 234-247.
28. Kim S.K., Ko W.I., Youn S.R., Gao R.X. Nuclear fuel cycle cost estimation and sensitivity analysis of unit costs on the basis of an equilibrium model //Nucl. Eng. Technol. 2015. V. 47, N 3. P. 306-314.
29. De Roo G., Parsons J.E. A methodology for calculating the levelized cost of electricity in nuclear power systems with fuel recycling //Energy Economics. 2011. V. 33, N 5. P. 826-839.
Correlation between potential radiation-induced carcinogenic risks associated with WWER-1000 spent nuclear fuel and BREST-1200 radiation waste in case of annual generation of 1 GW of electricity. Part 2. Radiological migration equivalence
Ivanov V.K.12, Spirin E.V.2, Lopatkin A.V.2, Menyajlo A.N.1, Chekin S.Yu.1, Solomatin V.M.2, Korelo A.M.1, Tumanov K.A.1
1 A. Tsyb MRRC, Obninsk;
2 Joint Stock Company PRORYV, Moscow
Currently it is acknowledged that the problem of disposal of radioactive waste (RW) from the nuclear reactors largely depends on the use of fast neutron reactors (fast reactors) in nuclear power industry. These reactors are able to burn and transmutate long-lived radionuclides in closed nuclear fuel cycle (NFC). In an open NFC with thermal neutron reactors (thermal reactors), unprocessed spent nuclear fuel (SNF) is buried. In a closed NFC with fast reactors the reprocessed SNF is disposed. In this paper, the feasibility and possibility of closing the NFC in a two-component nuclear power industry with thermal and fast reactors are studied. Potential biological hazard (PBH) to the public from unprocessed SNF from the thermal reactor WWER-1000 and reprocessed SNF from the fast reactor BR-1200, were evaluated with account of relevant radionuclides migration from the deep disposal to the earth surface. PBH values were expressed in terms of committed effective dose and lifetime attributable risk (LAR) of malignant neoplasms, normalized to 1 GW of generated electricity. PBH of RW from BR-1200 is about 100 times lower than risk from unprocessed SNF from WWER-1000. Comparative evaluation of PBH from BR-1200 and unprocessed SNF from WWER-1000 demonstrated that the committed effective doses from the dwell-water used by the public from the time of radionuclides appearance at the earth surface are 0.7 jSv and 80 jSv/year respectively, and LAR values are 6 l0-9 and 7.7410-6 respectively. At the same time, PBH of reprocessed SNF from WWER-1000, from the time of radionuclides appearance on the earth's surface is an order less than PBH of RW from BR-1200. In accordance with the principle of radiological equivalence of RW disposal, it was established that the RW from BR-1200 satisfies the time limit for achievement of the equality with the PBH of the equivalent mass of uranium raw material will be within the range of 300 years. If PBH is expressed in terms of LAR the radiological migration equivalence is achieved even earlier. Thus, when reprocessing SNF from thermal reactors and operating thermal reactors with simultaneous construction and operation of fast reactors (in a two-component nuclear power industry), it is advisable to use a closed NFC and dispose of RW, considering the principle of radiationmigration equivalence.
Key words: open nuclear fuel cycle, closed nuclear fuel cycle, thermal neutron reactor, fast neutron reactor, spent nuclear fuel, radioactive waste, deep disposal, potential biological hazard, committed effective dose, lifetime attributable risk, radiological migration equivalence.
References
1. Adamov E.O., Ganev I.Kh. Environmentally pure nuclear power. Moscow, N. Dollezhal PERDI, 2007. 145 p. (In Russian).
2. Adamov E.O., Ganev I.Kh., Lopatkin A.D., Muratov V.G., Orlov V.V. High-level waste management in the development, operation and decommissioning of large-scale nuclear power plants in Russia. Preprint of NIKIET ET-97/35. Moscow, NIKIET, 1997. 64 p. (In Russian).
3. Kochkin B.T. Safety assessment of geological HLW and SNF storage facilities: international experience in the application to the Yenisei project. Radioaktivnyye otkhody - Radioactive Waste, 2018, no. 2 (3), pp. 18-29. (In Russian).
4. Adamov E.O., Ganev I.H., Lopatkin A.V., Muratov V.G., Orlov V.V. Transmutation fuel cycle in large-scale nuclear power engineering of Russia. Moscow, GUP NIKIET, 1999. 252 p. (In Russian).
Ivanov V.K. - Scientific Advisor of NRER, Chief Radioecologist of Project PRORYV, Chairman of RSCRP, Corresponding Member of RAS, D. Sc., Tech.; Menyajlo A.N. - Lead. Researcher, C. Sc., Biol.; Chekin S.Yu.* - Head of Lab.; Korelo A.M. - Senior Researcher; Tumanov K.A. -Head of Lab., C. Sc., Biol. A. Tsyb MRRC. Spirin E.V. - Chief Researcher of the Dep. of the Chief Radioecologist, Project PRORYV, D. Sc., Biol.; Lopatkin A.V. - Research Advisor for RE, D. Sc., Tech.; Solomatin V.M. - Head of Dep. of the Chief Radioecologist, Project PRORYV, C. Sc., Biol. JSC PRORYV.
•Contacts: 4 Korolyov str., Obninsk, Kaluga region, Russia, 249035. Tel.: (484) 399-30-79; e-mail: nrer@obninsk.com.
5. Adamov E.O., Gabaraev B.A., Ganev I.H., Lopatkin A.V., Muratov V.G., Orlov V.V. The development potential and the possibility of achieving radiation equivalence of uranium and waste in the scenarios of the development of prospective nuclear power. Preprint of FSUE NIKIET ET-04/68. Moscow, NIKIET, 2004. 22 p. (In Russian).
6. Lopatkin A.V., Velichkin V.I., Nekipelov B.V., Poluektov P.P. Radiation equivalence and naturalness in radioactive waste management. Atomnaya energiya - Atomic Energy, 2002, vol. 92, no. 4, pp. 308-317. (In Russian).
7. Lopatkin A.V. Fuel cycle of large-scale nuclear power in Russia based on the principles of fuel and radiation balance and nonproliferation. Autoref. dis. Dr. Tech. Sci. Moscow, JSC "NIKIET", 2013. 45 p. (In Russian).
8. Considering timescales in the post-closure safety of geological disposal of radioactive waste. NEA N 6424. Paris, OECD, 2009. 163 p.
9. Lee Y.-M., Hwang Y. A GoldSim model for the safety assessment of an HLW repository. Prog. Nucl. Energy, 2009, vol. 51, no. 6, pp. 746-759.
10. Choi H.-J., Lee J. Y., Choi J. Development of geological disposal systems for spent fuels and high-level radioactive wastes in Korea. Nucl. Eng. Technol., 2013, vol. 45, no. 1, pp. 29-40.
11. Adamov E.O., Aleksakhin R.M., Bolshov L.A., Dedul A.V., Orlov V.V., Pershukov V.A., Rachkov V.I., Tolstoukhov D.A., Troyanov V.M. The PRORYV project is a technological foundation for large-scale nuclear power engineering. Izvestiya RAN. Energetika - News of RAN. Power Engineering, 2015, no. 1, pp. 5-12. (In Russian).
12. Ivanov V.K., Chekin S.Yu., Menyajlo A.N., Maksioutov IW^., Tumanov K.A., Kashcheeva P.V., Lovachev S.S., Spirin E.V., Solomatin V.M. Spent nuclear fuel management: new approaches to evaluating radiotoxicity of long-lived high-level nuclear wastes of fast reactors. Radiatsiya i risk - Radiation and Risk, 2019, vol. 28, no. 2, pp. 8-24. (In Russian).
13. Spirin E.V., Spiridonov S.I., Aleksakhin R.M., Utkin S.S. Radioecological assessment of a uranium deposit to substantiate the radiation-migration balance of long-lived waste. Atomnaya energiya - Atomic Energy, 2013, vol. 114, no. 1, pp. 34-39. (In Russian).
14. Spirin E.V., Aleksakhin R.M., Panchenko S.V. Assessment of radioecological safety of a uranium deposit for biota. Atomnaya energiya - Atomic Energy, 2013, vol. 115, no. 11, pp. 279-284. (In Russian).
15. Spirin E.V., Aleksakhin R.M., Vlaskin G.N., Utkin S.S. Radiation balance of spent nuclear fuel of a fast reactor and natural uranium. Atomnaya energiya - Atomic Energy, 2015, vol. 119, no. 2, pp. 114-119. (In Russian).
16. Spirin E.V., Aleksakhin R.M., Spiridonov S.I., Mikailova R.A., Anashkin R.S. Radiation balance of spent nuclear fuel of thermal reactors and equivalent mass of uranium for natural organisms. Atomnaya energiya -Atomic Energy, 2014, vol. 116, no. 6, pp. 350-353. (In Russian).
17. Ivanov V.K., Spirin E.V., Menyajlo A.N., Chekin S.Yu., Lovachev S.S., Korelo A.M., Tumanov K.A., Solomatin V.M., Lopatkin A.V., Adamov E.O. Safety of radioactive waste from two-component nuclear energy system disposed in a deep geological repository for permanent storage: radiological migration equivalence. Radiatsiya i risk - Radiation and Risk, 2020, vol. 29, no. 4, pp. 8-32. (In Russian).
18. New generation nuclear power: radiological viability and environmental benefits. Eds.: V.K. Ivanov, E.O. Adamov. Mocsow, Pero, 2019. 379 p. (In Russian).
19. Magill J., Berthou V., Haas D., Galy J., Schenkel R., Wiese H.-W., Heusener G., Tommasi J., Youinou G. Impact limits of partitioning and transmutation scenarios on the radiotoxicity of actinides in radioactive waste. Nucl. Energy, 2003, vol. 42, no. 5, pp. 263-277.
20. Ivanov V.K., Lopatkin A.V., Menyajlo A.N., Spirin E.V., Chekin S.Yu., Lovachev S.S., Korelo A.M., Solomatin V.M. Achievability of radiological equivalence associated with closed nuclear fuel cycle with fast reactors: impact of uncertainty factors in scenarios of Russian nuclear power development through to 2100. Part 1. Fast and thermal reactors. Radiatsiya i risk - Radiation and Risk, 2021, vol. 30, no. 2, pp. 62-76. (In Russian).
21. Ivanov V.K., Lopatkin A.V., Spirin E.V., Solomatin V.M., Menyajlo A.N., Chekin S.Yu., Lovachev S.S. Achievability of radiological equivalence associated with closed nuclear fuel cycle with fast reactors: impact of
uncertainty factors in scenarios of Russian nuclear power development through to 2100. Part 2. Migration of radionuclides. Radiatsiya i risk - Radiation and Risk, 2021, vol. 30, no. 3, pp. 8-20. (In Russian).
22. ICRP, 2012. Compendium of dose coefficients based on ICRP Publication 60. ICRP Publication 119. Ann. ICRP, 2012, vol. 41 (Suppl.), pp. 1-130.
23. Handbook of parameter values for the prediction of radionuclide transfer in temperate environments. Technical Report Series No. 364. Vienna, IAEA, 1994. 87 p.
24. Handbook of parameter values for the prediction of radionuclide transfer in terrestrial and freshwater environments. Technical Report Series No. 472. Vienna, IAEA, 2010. 194 p.
25. ICRP, 2007. The 2007 Recommendations of the International Commission on Radiological Protection. ICRP Publication 103. Ann. ICRP, 2007, vol. 37, no. 2-4, pp. 1-332.
26. Matthew B., Fetter S., Holdren J.P., van der Zwaan B. The economics of reprocessing vs. direct disposal of spent nuclear fuel. Final Report. Cambridge, Mass., Project on Managing the Atom, Harvard University, 2003. 128 p.
27. Choi S., Lee H.J. Ko W.Il. Dynamic analysis of once-through and closed fuel cycle economics using Monte Carlo simulation. Nucl. Eng. Des., 2014, vol. 277, pp. 234-247.
28. Kim S.K., Ko W.I., Youn S.R., Gao R.X. Nuclear fuel cycle cost estimation and sensitivity analysis of unit costs on the basis of an equilibrium model. Nucl. Eng. Technol., 2015, vol. 47, no. 3, pp. 306-314.
29. De Roo G., Parsons J.E. A methodology for calculating the levelized cost of electricity in nuclear power systems with fuel recycling. Energy Economics, 2011, vol. 33, no. 5, pp. 826-839.