ЯТЦ как источник радионуклидов

ЯТЦ включает три стадии: начальную (добыча, переработка, создание и транспортирование ядерного топлива); основную (получение ядерной энергии, превращение её в энергию других видов и использование); заключительную (утилизация оружейных нуклидов, снятие АЭС с эксплуатации, демонтаж ядерных установок, транспортирование ОЯТ и РАО, регенерация ОЯТ, переработка, удаление и захоронение отходов).

Добыча урана и переработка руды являются важными источниками эмиссии ²²²Rn в атмосферу. Подземные и карьерные способы разработки месторождений связаны с подъёмом на поверхность огромной массы горных пород. Здесь основным фактором воздействия на человека является эмиссия ²²²Rn и радиоактивная пыль. При добыче 40 000 т/год металлического U радиоактивность высвобождаемого Rn составляет 510¹-* Бк.

Отходами, возникающими при добыче урановой руды, являются шахтные, рудные отвалы «хвосты» и рудничный воздух. Они содержат нерастворившиеся частицы пустой породы и не полностью растворенный U. В «хвостах» находятся ²²⁶Ra и ^2ЮРЬ, которые образуют плохорастворимые сульфаты или карбонаты. После извлечения U из руды в «хвостах» остаётся 85% всей активности. В открытом комплексе рудник—завод производительностью 730 000 т урановой руды в год, эмиссия ²²²Rn в Бк/[ГВт (эл.)-г.] происходит при добыче U — 4,1-ю¹³, из хвостохранилищ — 8,5-ю¹² и при размоле концентрата — 2,2-ю¹¹. После эксплуатации комплекса эмиссия ²²²Rn из хвостохранилища в течение многих сотен лет составляет 3,5 ю¹³ БкДГВт (эл.)-г.]. Содержимое хвостохранилищ представляет радиологическую опасность, поскольку из них не только постоянно выделяется Rn, но происходит постепенное выщелачивание Ra и других радионуклидов атмосферными осадками и грунтовыми водами. Поэтому образующиеся при переработке U «хвосты», возвращают обратно в рудники.

Радиоактивные отходы (РАО) — отходы, содержащие радиоактивные отходы химических элементов и не имеющие практической ценности.

Отвалы пустых пород занимают на рудниках тысячи квадратных метров и являются источниками локального загрязнения местности. В результате ветровой эрозии происходит сдувание пыли с поверхности отвалов, а также продуктов распада Rn и перенос их на значительные расстояния. Атмосферные осадки выщелачивают радионуклиды и загрязняют ими грунтовые воды. Дополнительный источник загрязнения окружающей среды — жидкие отходы, к которым относятся шахтные воды, насыщенные радионуклидами. Вокруг хвостохранилища образуются наземный и подземный ореолы распространения радионуклидов.

Из хвостохранилищ происходит водная миграция изотопов. Решающую роль здесь играют формы нахождения радионуклидов в отвалах и состав растворов, фильтрующихся через хвостохранилище. Последние могут включать жидкие отходы, воду атмосферных осадков и подземные воды. Неизвлеченные при разложении сырья изотопы имеют низкую миграционную способность, так как агрессивные среды, использованные для выщелачивания руд, уже извлекли основную часть этих радиоэлементов. Вероятность мипэации радионуклидов невелика, если они в ходе технологического процесса выпадают в виде нерастворимых соединений.

Жидкие отходы гидрометаллургических заводов представляют значительную опасность при поступлении их в поверхностные и подземные воды, особенно в источники водоснабжения. Они содержат U и Ra в количествах, превышающих ПДК в ~ю раз, а жидкие РАО по содержанию ²²⁶Ra и 2зоТЬ превосходят ПДК на 2+3 порядка. Форма нахождения U и продуктов его распада в ходе технологического процесса может изменяться. В результате этого меняется и способность радионуклидов к водной миграции. Масштабы водной миграции радионуклидов зависят от их химических свойств и от специфических условий района захоронения РАО.

Химический состав шахтных вод колеблется в широких пределах и зависит от разнообразия состава урановых руд. Содержание U в этих водах достигает о, 3+10 мг/л, Ra — 0,24−3,7 Бк/л. Объём откачиваемых шахтных вод достигает 2000 м" в сутки, поэтому в течение суток в окружающую среду возможно поступление 1 кг U и до 0,2 мкг Ra. Отходы гидрометаллургических заводов — рудные пульпы — состоят из песковой и шламовой фракций. Твёрдая часть этой пульпы по химическому составу близка к исходной руде, из которой выщелочено основное количество U. Другие радиоактивные элементы, сопутствующие U, почти полностью остаются в твёрдой части пульпы. В сбрасываемых песках и шламах содержание U 0,024−0,028%,.

Ra в песках 2³−1 о^-10 г/г. 99,8% Ra в руде концентрируется в твёрдой фазе. При переработке руды с содержанием 0,2% U₃0″ на 1 кг извлечённого U в виде химического концентрата приходится о, 8-ю, 9 т твёрдых и 3,1+3,9 т жидких отходов. Для завода, перерабатывающего 5000 т руды в сутки, количество сбрасываемой твёрдой части пульпы составляет 500 т, а жидкой.

части -2000 мз. С РАО поступают в окружающую среду юо кг U, по ГБк дочерних радиоактивных элементов и 74 МБк Ra в сутки.

Рис. 1. Пример ореола загрязнения подземных вод ураном в районе хвостохранилища. Естественная объёмная активность воды 0.3 Бк/л: а — план; б — вертикальный разрез.

Радионуклиды в отвалах находятся как в растворимых, так и в нерастворимых соединениях. Наиболее опасными из них являются растворимые формы соединений, т.к. они участвуют в экологической цепочке: почва-растительностьживотные-человек. Выделение радионуклидов в окружающую среду уменьшают путём укрывания хвостохранилища слоем песка толщиной несколько метров, асфальтированием отвалов или покрытием их полимерными плёнками. Скорость выхода Rn из непокрытых грунтом хвостохранилищ *0,5 Бк м*² с-Ч-ю Бк м*² с¹. Покрытие «хвостов» слоем почвы толщиной в несколько метров уменьшает скорость выхода Rn на несколько порядков. Отвалы защищают дамбами, предотвращающими просачивание рассолов в поверхностные воды.

Современным методом добычи U считается метод подземного выщелачивания из глубоких месторождений, находящихся в песчаных и галечных пластах. В этом методе выщелачивающий раствор (сернокислотный или карбонатный) подаётся в проницаемый рудный пласт по закачным скважинам, фильтруется этим пластом в сторону откачных скважин и затем поднимается по ним на поверхность, где из него извлекается U путём сорбции на ионообменных колонках. При подземном выщелачивании происходит загрязнение земной поверхности и водоносных горизонтов химически активными веществами (кислоты, щёлочи) и радионуклидами (U, Th, Ra, Ро). При подземном выщелачивании загрязнение подземных вод носит локальный характер и распространяется на относительно небольшие расстояния (50-^80 м) от контуров рудных тел.

Урановый концентрат, U₃0s, поступающий с обогатительной фабрики, подвергается дальнейшей переработке и очистке, после чего переводится в UFe. Газообразный UF6 проходит стадию изотопного обогащения, в результате содержание ²35U повышается с 0,7% до 3,5%. Затем он превращается в U0₂, используемый в качестве топливных элементов ядерных реакторов. Побочный продукт — обеднённый U, состоящий из^U, с содержанием ²35U₃0e.

Гексафторид U, а также реагенты, применяемые при его получении (HF и F₂), чрезвычайно ядовиты, и поэтому весь процесс получения UFe и обогащения проводится в герметичных аппаратах. Процессы экстракции U из выщелачивающих растворов, получения U₃0″ и металлического U на металлургических заводах существенно не изменяют радиологическую обстановку окружающей среды. При работе с UF6 газы пропускают через фильтры и влажные поглотители, и поэтому в выбросах завода в атмосферу содержится незначительное количество радиоактивных материалов по сравнению с выбросами урановых рудников. Однако в обогащенном U содержание в десятки раз больше, чем в природном, и a-активность обогащенного U обусловлена в основном этим изотопом. На заводах по производству уранового топлива Шч> снова перерабатывается в U0₂, из которого прессуют таблетки нужной формы, идущие на изготовление ТВЭЛов.

Техногенные радионуклиды в больших количествах образуются в ядерных реакторах АЭС. При активации нейтронами ²3⁸U в ядерных реакторах образуются ядра ²³⁹U, распадающиеся через ²39Np в долгоживущий ²з9Ри. Дальнейшая активация ²³⁹Ри нейтронами реактора приводит к получению ²4°Pu, ²4‘Pu, ²4²Ри, а затем изотопов Am, Cm и др. Активность актинидов, накапливающихся в реакторе за время кампании, составляет -25% от суммарной активности продуктов деления. Активация нейтронами стабильного изотопа ¹³³Cs, образующегося при делении ²35U с выходом 6,6%, приводит к накоплению радиоактивного^Cs (2,062 л). Поскольку ‘^Cs накапливается в реакторе при активации, а при ядерных взрывах он не образуется, то отношение активностей ¹³4Cs/¹³⁷Cs в пробах, взятых из атмосферного воздуха, грунта или водной среды, является тестом для определения источника выброса радиоактивных веществ — аварии ядерного реактора или взрыва ядерного устройства. Во время работы реактора за счёт активации нейтронами конструкционных материалов накапливаются и другие радионуклиды ssFe (2,7 л) и^Со (5,27 л).

Работа реактора сопровождается накоплением жидких, твёрдых и газообразных РАО с различными удельными активностями. Вид и количество отходов определяются такими факторами, как тип реактора, условия его эксплуатации, степень выработанности топлива и герметичность ТВЭЛов. Источниками аэрозольных радиоактивных загрязнений являются продукты деления и радиационной коррозии; нелетучие радионуклиды, получающиеся при распаде РБГ; летучие продукты деления, адсорбированные на аэрозольных частицах.

Выход РАО в окружающую среду предотвращается многоступенчатой системой радиационной защиты, уменьшающей выбросы радиоактивных веществ в окружающую среду, как в условиях нормальной эксплуатации, так и при аварийных ситуациях. Реализуются две системы снижения загрязнения окружающей среды: активный и пассивный. Активный способ заключается в предупреждении выбросов радиоактивных продуктов путём создания замкнутого технологического процесса, исключающего выбросы; в создании высокоэффективных систем очистки. Пассивный способ основан на использовании эффекта рассеивания радиоактивных веществ.

Основная масса образовавшихся долгоживущих радионуклидов находится в хранилищах ОЯТ, на радиохимических заводах, ведущих его переработку, и в хранилищах РАО. Предварительное хранение ОЯТ на АЭС в течение 7 л приводит к уменьшению суммарной активности короткоживущих нуклидов с Г_½<250 суток в ю⁶ и более раз. По прошествии достаточного времени выдержки, ТВЭЛы перевозятся на заводы по их переработке для извлечения U и Ри. Лишь 5% ОЯТ подвергаются переработке. Остальные 95% пока остаются на длительном хранении.

На заводах по переработке ОЯТ удаляют оболочки ТВЭЛ. Алюминиевые оболочки растворяют NaOH (при этом образуется до 2000 л раствора на 1 т ОЯТ), циркониевые оболочки — с помощью NH₄F (при этом образуется 20 000 л РАО на 1 т топлива), а оболочки из нержавеющей стали удаляют H₂S0₄ (образуется иооо л РАО на 1 т топлива). В растворы переходит 0,02% общей радиоактивности. После удаления оболочек ОЯТ растворяют и экстрагируют U и Ри. Для этих целей используют пурекс-процесс (растворение в горячей HN0₃ и экстракция ТБФ). Здесь возникают жидкие РАО в значительном объёме с удельной активностью до 1 Ки/л. После растворения ТВЭЛов и экстракции U и Ри общий объём жидких высокоактивных РАО составляет 13 мз на тонну переработанного топлива, а объём среднеактивных и низкоактивных жидких РАО — 78,0 и 1875 мз.

В процессе переработки ОЯТ газообразные продукты выделяются при разрезании и растворении ТВЭЛов. В них практически нет *3"J (8,04 дн), который распался при выдержке топлива в бассейне. Для связывания ¹²9j (1,57−107 л) используется специальная химическая обработка. При сбросе газов ⁸5 Кг и зН в атмосферу через газоотводную высотную трубу никакой специальной выдержки газов не производится из-за их сравнительно низкой активности, поскольку основная активность трития остаётся в жидкой среде. Вода из охлаждающих бассейнов после предварительной обработки для снижения радиоактивности до приемлемого уровня концентрации также сбрасывается в окружающую среду.

В выбросах и сбросах радиохимических заводов преобладают долгоживущие радионуклиды: зН, иС, ⁸sKr, 9Sr, ^lo6Ru, ^{, 2}9j, 134, wCs и ТУЭ; при этом, по этим радионуклидам выбросы регенерационных заводов составляют значительную долю общих выбросов предприятий ЯТЦ: 99% выбросов зН, ⁸⁵Кг, ^{, 2}9J: 70 — 80% выбросов '"С.

Переработка ОЯТ приводит к накоплению в атмосфере ⁸зКг.

Практически на всех производствах ЯТЦ возникают жидкие РАО, очистка которых представляет серьёзную проблему. При переработке жидких РАО, решаются две задачи: 1) очистка от радионуклидов и вредных химических веществ до нормативных требований; 2) максимально возможное сокращение объёма вторичных РАО.

Для удаления радионуклидов из водных растворов разработано много методов: ионный обмен, жидкостная экстракция, обратный осмос, осаждение, адсорбция, нанофильтрации, мембранные технологии. Ионный обмен обеспечивает удаление 32^-95% радионуклидов. Обратный осмос обеспечивает удаление 99% изотопов без регенерации, фильтрации и влияния сопутствующих ионов.

Очистку водных растворов часто проводят адсорбционными методами. Сорбенты подразделяются на несколько групп: неорганические природные (слоистые алюмосиликаты, цеолиты) и искусственные (силикагель, синтетические цеолиты, гидратированные оксиды, гидроксиды металлов), а также органические природные (активный и сульфидированный уголь, целлюлоза, торф, гуминовые вещества, битум) и искусственные (полимерные смолы). К дешёвым сорбентам относится рисовая шелуха, опилки, древесная кора, яблочные остатки, скорлупа кокосовых орехов, волокна кактусов, морковные остатки, апельсиновые остатки, абрикосовые косточки, оливковый жмых, отработанный чай, металлургическим шлак (основа Ca₂Si0₄), природный доломит, альгинат (вытяжка из морской водоросли ламинария), силикатные глины и др.

В практике очистки ЖРО сорбционными методами извлечение радионуклидов проводят на фильтрах с неподвижным слоем гранулированных сорбентов, которые получают соосаждением активной составляющей с силикагелем, импрегнированием её в пористые носители, золь-гель методом и модифицированием природных материалов. Извлечение из сточных вод успешно осуществляют гидроксидами железа (гематит, магнетит, гётит и ферригидрид), полимерным адсорбентом на основе амидооксима, а так же синтезированными гидроталькитоподобными сорбентами: интеркалированными комплексонами, гексаметилендиаминтетрауксусной кислотой и ЭДТА слоистыми двойными гидроксидами.

Применение дешёвых природных материалов (монтмориллонита, вермикулита, клиноптиллолита) не всегда эффективно. Например, U (VI) недостаточно хорошо извлекается сорбентами-катионообменниками из-за образования в воде устойчивых дии трикарбонатных анионных комплексов в области значений pH, характерных для природных и сточных вод, что обусловливает значительную его подвижность в экосистемах. В таких случаях используют селективные синтетические неорганические сорбенты. К таким материалам относятся синтетические двойные гидроксиды (гидроталькитоподобные материалы), содержащие в межслоевом пространстве анионы, в том числе комплексообразующие.

Для извлечения радионуклидов применяются неорганические сорбенты. Они, в отличие от органических иоиообменников, обладают более высокой механической прочностью, химической и радиационной устойчивостью, многие дёшевы невысокую стоимость. Обычно для каждой химической формы используются либо катионообменные, либо анионообменные материалы. Недавно разработаны универсальные сорбенты, позволяющие.

проводить одновременное извлечение катионов и анионов.

Рис. 2. Модифицированный мезопористый углеродный материал, приготовленный ковалентной прививкой амидооксил, карбоксил и фосфорил групп.

В процессах очистки сточных вод от ионов тяжёлых металлов и токсичных анионов широкое применение нашли слоистые двойные гидроксиды, СДГ, с различными двухи трёхвалентными металлами М²⁺: Mg, Zn, Fe, Ni, Cu, Co, Cd, Sn, Pt; Мз⁺: Al, Fe, Cr, In, Bi, Y, La, V, Rh, Ir, Ru, а также с различными анионами и молекулами в своём составе. Преимуществом СДГ является то, что в их структуру можно вводить широкий спектр анионов, причём замещение анионов в межслоевом пространстве происходит без разрушения слоистой структуры. Слоистые двойные гидроксиды (анионные глины), построены из положительно заряженных бруситоподобных слоев, связанных между собой обменными анионами. Положительный заряд слоев обусловлен изоморфными замещениями двухвалентных катионов на трёхвалентные. Гибридные органо-неорганические сорбенты содержат в межслойном пространстве органические анионы, в частности хелатообразующие. Наличие ионов 2+ и з+ в структуре СДГ предполагает их возможный обмен с катионами радиоактивных элементов в водной среде, т. е. их возможное использование для очистки водных растворов, включая жидкие РАО от радионуклидов, присутствующих, как в катионной, так и анионных формах.

Сорбенты, функционализированные анионами ЭДТА или нитрилотриуксусной кислоты, используют для извлечения из водных сред токсичных тяжелых металлов. Для сорбции катионных форм уранила предложены Mg, Alи Zn, Al-гидpoкaлькитoвыe сорбенты, в межслоевом пространстве которых находятся карбонат-анионы. Примером является извлечение U (VI) катионной, и, что особенно важно, анионной форм из сточных вод уранперерабатываклцей промышленности гидроталькитоподобным сорбентом ^п₄А12(0Н)12]ЭДТА-нН₂0. Комплексен — этилентриаминпентауксусная кислота, ДТПА, — даёт с ионами металлов более устойчивые комплексы, чем с ЭДТА за счёт увеличения количества аминои карбоксильных групп. Удаление ионов U из питьевой воды осуществляют нанокомпозитами CuO/X-цеолит или сорбцией на гидратированных титановых диоксидах. Из кислых растворов и морской воды U удаляют сорбцией модифицированным мезопористым углеродным материалом, приготовленным ковалентной прививкой амидооксил, карбоксил и фосфорил групп. Из растворов фосфорной кислоты U извлекают с помощью эмульсионной жидкой мембраны. Из водных растворов U удаляют гидроксилапатитом РЬ_ю(Р0₄)б (0Н)₂ или экстракцией три-н-актиламином в ксилоле.

Ионообменных технологии также часто используют для очистки жидких РАО, например очистку вод на аварийной АЭС «Фокусима» осуществляют на адсорбционных ионообменных колоннах с очень высокой пропускной способностью. Система обеспечивает удаление 62 радионуклидов, предельно жёсткие параметры очистки (в юо раз выше законодательно установленных). Рабочим элементов служит молекулярный сетчатый фильтр (неорганический ионит, разработанный на молекулярном уровне) на основе кристаллического титанита кремния, позволяющий извлекать высоколетучие элементы из раствора. Используется также титанат натрия в виде наночастиц цилиндрической или сферической формы с высокой ионообменной поверхностью.

В настоящее время одним из самых эффективных адсорбентов является цеолит. Его широкое применение обусловлено высокой пористостью (почти юо%), что обеспечивает высокую сорбционную емкость, одинаковыми размерами пор, что обеспечивает высокую селективность, и доступностью всего объёма пор для адсорбирующегося вещества (открытая пористость). Однако, для извлечения многих радионуклидов цеолиты неприменимы, поскольку маленькие диаметры пор не допускают сорбцию веществ с большими размерами молекул. Между тем, в технологии современной переработки ОЯТ применяются комплексные соединения с высокими молекулярными весами и, следовательно, с большими размерами молекул. Переработка и очистка РАО от подобных веществ требует использования адсорбентов с высокой пористостью и с «калиброванными» порами, но с существенно большим диаметром пор, чем у цеолитов.

Один из подходов к созданию таких адсорбентов основан на модификации природных глин (например, монтмориллонита), путём введения в их структуру специальных катионов. Как известно, минералы глин имеют двумерную слоистую структуру. При контакте с водой глины набухают и в набухшем виде способны захватывать различные ионы, в том числе — полимолекулярные. Идея модификации заключается в ведении в структуру набухшей глины гидороксидных ионов, которые после прокаливания образуют прочные столбы (колонны, пиллары), разделяющие плоскости силикатов. В результате возникают трехмерные галереи, способные предотвратить коллапс межслойного пространства при дегидратации. Пилларовые слоистые глинистые композиты обладают пористостью, сравнимой с цеолитом, причём размеры пор, формирующихся между катионами, можно изменять путём варьирования высоты и диаметра катиона, его формы и расположения в пространстве. Три особенности пилларовых глин: кислотность, высокая селективность и термическая стабильность определяют потенциал их полезности как адсорбентов. Модифицированные глины (например, Al-пилларовые бентониты) проявляют себя как ионообменники и способные эффективно удалять из водных растворов объёмистые комплексы ТУЭ.

Рис. 3. Схема процесса укрепления силикатных слоёв монтмориллонита стойками («пилларами») из полиоксида алюминия: а) слои исходного базальта; б) разделение силикатных слоев неорганическими полимерами на основе гидрооксида алюминия; в) термическое разложение гидроокиси алюминия с потерей воды и образованием пилларов из А1₂0₃, поддерживающих слои силикатов.

Одной из наиболее сложных задач переработки жидких РАО является очистка от ⁶°Со растворов, содержащих комплексообразующие вещества, в частности ЭДТА. Это связано с тем, что ионы Со образуют с ЭДТА очень прочные комплексы: логарифм константы устойчивости комплекса Со (И) с ЭДТА равен 16,3, а комплекса Со (Ш) — 40,6. Поэтому для очистки ЖРО от ^ы,Со требуется полное разрушение комплексов Со с ЭДТА.

Для удаления органических веществ из ЖРО используют методы коагуляции с FeCl₃, а также пероксидного и перманганатного окисления и озонирование. Локализация, концентрирование и переработка ЖРО значительно упрощается после удаления или разрушения содержащихся в них комплексонов (ЭДТА, щавелевой, лимонной кислот и др.), синтетических поверхностно-активных веществ, которые связывают радионуклиды и затрудняют их выделение традиционными методами. Наиболее эффективным способом является их окислительное разложение (0₃, Н₂0₂) и фотокаталитическое (УФ/Н₂0₂) разложение комплексонов. Очистку жидких РАО от органических соединений включая полимерные продукты, поверхностно активные вещества, масла и т. п. проводят с использованием Ti-Fe коагулянтов, известкового молока, FeCl₃ и полиакриламида.

При выборе методов очистки сточных вод следует учитывать, что в них wCs присутствует в ионной форме, а-излучающие радионуклиды — в коллоидной форме, a ^°Sr — как в коллоидной, так и в ионной форме. Сорбция на таких сорбентах, как ферроцианид никеля-калия, ферроцианид никеля-меди на силикатной основе или ферроцианид никеля-калия на гидроксиде циркония позволяет эффективно извлекать *37Cs из водных растворов. Хорошие результаты даёт применение складчатого фильтра из нетканого полипропилена (сбор цезиевых коллоидов) и нетканого материала, импрегнированного берлинской лазурью (поглощение растворенного цезия). Эффективна также магнитная нанокомпозиция берлинская лазурь (Бл)/графен (Гф) нанокомпозиция, Бл/Ре₃0₄/Гф, позволяет удалить из воды 90% цезия. Часто для выделения *34.i37Cs используют магнитный сбор композитным материалом с высокой катионообменной способностью состоящим из Na-Pi-типа цеолита (Na6Al6Sii_O0₃₂*i2H₂0) и магнетита (Fe₃0₄), синтезированного из летучей золы ТЭС и хлоридов железа (наночастицы магнетита диспергированы в больших частицах цеолита).

Удаление радиоактивного йода из воды проводят нанопластинками титаната с привитыми нанокристаллами Ag₂0 в качестве адсорбента. Сорбция CH₃‘3!j (наиболее трудно локализуемого соединения йода) из паровоздушной среды осуществляется нанокомпозиционными материалами, содержащими 8 масс% Ag. Si0₂-Ag. Поглощение молекулярного *3>J₂ из паровоздушного потока на неорганических нанокомпозиционных материалах, содержащих 1н-8 мас% Ag в различных химических формах обеспечивает извлечение 99% радиоаэрозолей. Сорбцию ^6oCo, U (VI), Sr и Y из водных растворов ведут на слоистых двойных гидроксидах состава М²⁺Мз⁺(ОН-)б (Ашоп^;,-)1/птН₂0 M²⁺=Mg, Zn, Ni, Мз⁺=А1, Fe, Nd, anionⁿ = C0₃²', CF, S0₄²

С целью уменьшения объёмов и создания оптимальных условий для изоляции жидких РАО от природной среды применяются технологии упаривания, прессования, цементирования, битумирования и остекловывания.

Для уменьшения объёма твёрдых низкоактивных отходов, их перед прессованием или сжиганием измельчают и дробят. Сжигание уменьшает массу и объём отходов, облегчает упаковку в контейнеры для хранения. РАО средней активности подвергаются капсулированию путём заливки в бетонные барабаны или путём добавки в жидкость сухого цемента. Большое количество влажных отходов приходится на отработанные ионообменные смолы, фильтрующие среды и осадки. Влажные отходы превращают в твёрдые продукты, а для окончательного захоронения используют такие методы, как цементирование, битумизация или связывание с полимерами. Высокоактивные РАО, образующиеся на первой стадии разделения ОЯТ, концентрируют выпариванием и переводят в твёрдую форму.

Высокотемпературная переработка твёрдых РАО (ТРО) часто осуществляется методом циркулирующего шлакового расплава, который позволяет перерабатывать любые виды ТРО, организовывать независимую переплавку с одновременной дезактивацией металлических радиоактивных отходов. Методом предварительного пиролиза, термодеструкции и окислительно-восстановительных процессов, происходящих в циркулирующем шлаковом расплаве, осуществляется экологически безопасная переработка горючих твёрдых радиоактивных растворов, органических и минералоподобных РАО. При переплавке металлических отходов создаются термодинамические возможности включения радионуклидов в минеральную составляющую синтетического расплава шлака требуемого состава и на несколько порядков снижается объём РАО. Данный технологический процесс позволяет получать товарные металлические слитки или металлическую дробь, иммобилизировать радионуклиды в устойчивую к окружающей среде стеклокристаллическую матрицу.

Для последующего захоронения производится иммобилизация радионуклидов, ддя чего они замуровываются в матрицу (например, в боросиликатное стекло). Материалы, применяемые для изготовления таких матриц, должны обладать высокой механической прочностью в течение длительного времени, низкой проницаемостью для радионуклидов, высоким коэффициентом поглощения излучения, высокой влагостойкостью и водонепроницаемостью. Долгоживущие и делящиеся радионуклиды замуровывают в химически стойкую керамику'.

В настоящее время для очистки и осушки радиоактивных газов применяются волоконные адсорбенты на основе выщелоченных базальтовых волокон. Их преимущество заключается в высокой ёмкости, в низком динамическом сопротивлении и в низкой температуре регенерации сорбента. Подобные планарные адсорбенты, модифицированные химически активными группами, используются и для извлечения радионуклидов из жидких РАО и последующего отверждения.

При изготовлении планарных адсорбентов в качестве исходных материалов используются базальтовые волокна или ткани. Выбор подобных веществ обосновывается их дешевизной и доступностью, высокой механической прочностью, химической и термической устойчивостью и наличием гибких конструкционных свойств. Обработка базальта растворами сильных кислот, вызывает селективное растворение входящих в структуру базальта оксидов металлов при сохранении каркаса Si0₂. После процесса выщелачивания в волокне развивается пористая структура, позволяющая использовать выщелоченные базальтовые волокна в качестве планарных адсорбентов. Изменяя режим выщелачивания (тип кислоты, её концентрацию, температуру и продолжительность обработки) можно изменять пористость, отношение долей транспортных и адсорбционно-активных пор, удельную поверхность, сорбционную ёмкость, механическую, термическую, радиационную и химическую стойкость волоконного адсорбента. Методика, предусматривает на первом этапе выщелачивание в жёстких условиях (концентрированная кислота, высокая температура) с целью создания крупных транспортных пор, а на втором этапе — в мягких условиях с целью создания микропор — адсорбционно-активных центров.

Серьёзной проблемой остекловывания РАО является высокая летучесть некоторых радионуклидов, поскольку при температурах спекания стекла (и тем более — керамики) многие радиоактивные вещества улетучиваются. Для отверждения летучих веществ более подходят выщелоченные базальтовые или стеклянные волокна. При очистке РАО от таких веществ радиоактивный раствор пропускают через волоконный фильтр, который удерживает радиоактивные металлы. Затем фильтр прокаливают при температурах 350-г400°С. При этих температурах рушится пористая структура выщелоченного волокна, и радионуклид оказывается прочно замурованным в волокнах Si0₂. При необходимости можно провести спекание волокон при температурах 900-мооо°С.

При надёжной изоляции от окружающей среды РАО не представляет опасности. Современные проекты обращения с высоко активными РАО ориентированы на их захоронение в виде высокопрочных матриц в геологические формации с безопасным хранением в течение ю тыс. лет. Хранилища высокоактивных и долгоживущих РАО размещаются глубоко под землёй (>300 м), причём за ними устанавливается постоянное наблюдение, т. к. радионуклиды выделяют большое количество тепла.

Наиболее эффективным и безопасным решением проблемы окончательного захоронение РАО является их захоронение в глубинных геологических формациях. Долговременную и надёжную изоляцию РАО от биоцикла можно обеспечить путем захоронения в геологических формациях трех типов: магматические и метаморфические породы, глины, каменные соли. Для предотвращения миграции радионуклидов из захоронений используются инженерные барьеры (формы отходов, контейнеры, засыпка траншей и т. п.), предназначенные для удержания радионуклидов в источнике, комбинированные с геологическими структурами, в которых миграция радионуклидов очень мала, что позволяет процессу радиоактивного распада трансформировать их в стабильные элементы до того, как они достигнут среду обитания. Подбор геологических структур для могильника отходов основан на 4-х критериях: минимальное время жизни контейнера; максимальная скорость выделения радионуклида из инженерного барьера.

(так называемая ближняя миграция); максимальная скорость прибытия радионуклида в среду обитания; минимальное значение времени перемещения грунтовых вод от могильника до среды обитания. Все они определяются природными условиями, существующими ещё до начала строительства могильника. Временные рамки варьируются от ю⁷ до ю⁸ лет.

Рис. 4. Окончательное удаление РАО в хранилища: низкоактивные — в приповерхностные, среднеактивные — в подземные, высокоактивные — в глубокие геологические формации.

Миграции радионуклидов препятствуют проницаемые реакционные барьеры, представляющие собой сорбент, помещенный в укрепленные траншеи, направленные перпендикулярно движению загрязненных вод. Адсорбентами служат стружки металлического железа, активированный уголь, цеолиты и торф. Перспективными реагентами для восстановления и иммобилизации актинидов в высоких степенях окисления, являются гуминовые кислоты, образующие комплексы с U (VI), Pu (IV) и Np (V). Из-за присутствия хиноидных фрагментов в структуре макромолекул гуминовых кислот, они способны восстанавливать ионы актинидов до форм An (III, IV), с которыми образуют прочные и малоподвижные комплексы.

Упомянем некоторые радиохимические заводы, оказывающие влияние на радиационную обстановку в среде обитания.

Хэнфордский комплекс — несколько заводов по производству радиоактивных материалов, расположенные на берегу р. Колумбия в штате Вашингтон (США). Построенный в 1943 г. в рамках «Манхеттенского проекта», комплекс стал местом расположения «Реактора В» — первого в мире реактора, предназначенного для промышленного производства плутония. Со временем в Хэнфорде появилось 9 реакторов. За 40 лет комплекс произвел 64 т плутония, обеспечив им большую часть из 6о тыс. единиц атомного арсенала США. Сейчас все реакторы остановлены, большая часть их захоронена. На территории комплекса есть 177 могильников для жидких высокоактивных РАО объёмом 204 тыс. м³. Расчётный срок службы могильников (20 лет) давно истёк. 2% РАО попали в окружающую среду по причине неконтролируемых утечек из могильников. Окончание строительства завода по переработке жидких РАО предполагается в 2020 г.

Рис. 5. Сбросы с радиохимического завода в Селлафилде (Великобритания) во второй половине XX века четырех радионуклидов (в ТБк/год): 1 — ¹⁰⁶Ru, 2 — ^‘Pu, 3 — 9°Sr, 4 — wCs.

Через Хэндфордский комплекс протекает река Колумбия (8о км) на берегу которой располагались реакторы и связанные с ними объекты. С 1944 по 1971 гг. насосы забирали воду из реки для охлаждения реакторов, которая после использования возвращалась в реку. Несколько ТБк ежедневно попадали в воду. Радиация фиксировалась далеко вниз по течению реки (^26r>Zn и siCr, интенсивно накапливающихся водными организмами. Со временем от циркуляционного охлаждения отказались, и радиоактивное загрязнение прибрежных вод прекратилось. В 50-х годах в Хэндфорде была выявлена утечка РАО из трёх баков. Всего в почву поступило ~2МКи, в основном 9°Sr и ^{, 37}Cs. В р. Колумбия эта активность не попала. В настоящее время ближайшие к комплексу водоносные горизонты содержат 1 млрд, м³ подземных вод, загрязнённых высокоактивными РАО, которые просочились из резервуаров для отстаивания воды. Обнаружено высокое содержание токсинов в рыбе, которая водится в бассейне реки, а также в самой воде.

Селлафилд («Уиндскейл») — атомный комплекс, расположенный на побережье Ирландского моря (графство Камбрия, Великобритания). Нарабатывал оружейный Ри на двух графитогазовых реакторах с воздушным охлаждением. За период работы реакторы произвели 385 кг оружейного Ри. Затем были построены 4 реактора типа Магнокс. Они охлаждались С0₂ и производили как оружейный Ри, так и электроэнергию. В настоящее время на объекте имеются два завода — старый В205, используемый для переработки топлива реакторов типа «Магнокс», и THORP, производящий переработку ОЯТ гражданских реакторов. Производительность установки В205 составляет 1500 т ОЯТ, а установки THORP — 1200 т/год. Производится топливо для АЭС, в том числе — МОКС-топливо. Комплекс располагает очистными сооружениями для жидких РАО. Жидкие РАО с завода удаляют в восточной части внутреннего Ирландского моря на глубине 20 м через трубопровод длиной 2,1 км. За счёт естественных процессов сброшенные радионуклиды разбавляются до концентраций, сравнимых с питьевой водой. С 1952 по 2002 гг. завод сбросил в морскую сред}' 80,2 ПБк ‘З/Сб, 40,7 а^Ри, по 18,5 ^lo6Ru и зН, 11,1 ^lo6Ru и 5,2 ПБК 9°Sr. В 90-х годах в составе ЖРО доминировали *37Cs (30%), ¹⁰⁶Ru (2i%), ^24,Pu (i6%) и 95Zr-95Nb (18%). Доля 9°Sr была относительно невелика. С середины 70-х годов начато систематическое снижение сбросов в море. К настоящему времени мощность сброса РАО снижена в юо раз в сравнении с максимальной, из РАО извлекается 99,9% примесей трансурановых элементов. Резко упал вклад^Cs, отношение концентраций 9°Sr/¹³7Cs выросло до 3, доминирующей стала активность ооТс. Увеличились также сбросы ¹⁴С и ⁶°Со. За 19 954−99 гг. сброшено 546 ТБк 99Тс. Распространение радионуклидов прослеживается от северной.

части Ирландского моря к побережью Норвегии и Баренцевом}' морю. ОслоПарижская конвенция предусматривает к 2018 г. полное прекращение сброса радиоактивных и химических веществ в моря, омывающие Европу.

Рис. 6. Сбросы wCs с завода в Селлафилде и его концентрация в водах Баренцева и Гренландского морей: 1 — Западная Гренландия, 2 — Баренцево море, з — Селлафилд.

Комплекс Чепелькросс (Chapelcr’oss) расположен Эннане вблизи г. Дамфрис на юго-западе Шотландии. Располагал четырьмя промышленными реакторами типа Магнокс, нарабатывающими Ри, 2 из них нарабатывали ещё и тритий. Одновременно осуществлялась выработка электроэнергии. Закрыт в 2004.

Завод в Дунрее на севере Шотландии имел два реактора на быстрых нейтронах и один тепловой; проводил сбросы РАО в морскую воду. Закрыт в 1996 г. В настоящее время идёт демонтаж реакторов, переработка и захоронение РАО.

" Маркуль" — комплекс по наработке оружейного Ри и трития (в 25 км к северо-западу от Авиньона, Франция), включает радиохимический завод UPl, АЭС и завод по переработке РАО. Для наработки оружейного Ри использовались 5 реакторов, реактор-размножитель «Феникс» бассейнового типа, «Рапсодия», и мощный реактор-размножитель на быстрых нейтронах «Суперфеникс». Первоначально комплекс Маркуль включал 3 газоохлаждаемых реактора на природном уране. После их остановки наработка Ри и трития продолжалась на тяжеловодных реакторах. Из всех функционирующих в настоящее время в мире заводов по переработке ОЯТ завод в Маркуле считается самым экологически чистым. За ним осуществляется особенно строгий контроль, поскольку его стоки попадают в реку Рону.

Ла-Аг — основной завод радиохимический завод Франции (LHRP, La Hague Reprocessing Plant, фирма Кожема) по переработке топлива легководных реакторов и производства МОКС-топлива (мощность до 1700 т оксидного ОЯТ в год). Расположен в провинции Северный Котентин на полуострове того же названия (на мысе Аг). Находясь на берегу пролива ЛаМанш, LHRP сбрасывает в него жидкие отходы низкой удельной активности. Даже в период максимального радиационного воздействия на население и окружающую среду вклад завода был мал в сравнении с естественным радиационным фоном.

В Китае Ри производился на двух объектах — Цзюцюань и Гуашоапь с 1968 по 1991 г. КНР, было наработано -5 т оружейного Ри. Детали производства и влияние заводов на окружающую среду в открытой печати не приводятся.

Изменения в технологии очистки и хранения отходов существенно меняли величину сбросов конкретных радионуклидов. На рис. 4 показаны изменения активности сбросов в Селлафилде по четырём важнейшим радионуклидам с 50-х по 90-е годы.

Обращает на себя внимание резкий максимум сбросов ¹³⁷Cs в середине 70-х годов и, обусловленное новой технологией, снижение сбросов в 8о-х и 90-х. Суммарные сбросы ¹³⁷Cs из Селлафилда после его пу’ска в 1952 г. составили 40 ПБк. В Баренцевом море концентрация ^{, 37}Cs снижавшаяся с середины бо-х годов после прекращения ядерных испытаний в атмосфере, с середины 70-х годов стала расти, и к началу 8о-х достигла максимума в 40 Бк/мз. Сдвиг на рис. 4 1998 между' максимумом сбросов ¹³⁷Cs и его концентрацией в воде Баренцева моря позволяет определить время переноса водных масс из Ирландского в Баренцево море (5 лет). В настоящее время концентрация ¹³⁷Cs в водах Баренцева и Карского морей -2+7 Бк/мз.

Мониторинг морских вод арктических морей позволил в 90-х годах обнаружить появление новых критических радионуклидов. Это были «Тс (220 тыс. лет) и ^{, 29}J (16 млн. лет). Причиной роста сбросов Тс в Селлафилде стала переработка дополнительных партий ОЯТ на новой установке по очистке от актинидов. На Ла Are ввод в строй нового цеха в 1990 г. привёл к росгу^г йодных сбросов. Рост концентраций Тс и J в морской воде прослеживается по пути переноса водных масс (рис. 5 и 6). Содержание ^{, 29}J в биоте оказалось пренебрежимо малым, а технеция довольно много. В некоторых морских продуктах оно оказалось выше уровней вмешательства, принятых для детского питания, и близким к уровню вмешательства для пищевых продуктов для взрослых.

Рис. 7. Сбросы радионуклидов в морскую сред}' (в ТБк/год): а — «Тс, б — ^{, 29}J (1 — Селлафилд, 2 — Ла Аг).

За время работы радиохимических заводов большие количества Ри и ‘З/Cs накопились в осадках Ирландского моря и стали вторичным источником радионуклидов для арктических морей. После 1952 г. с Селлафилда было сброшено в Ирландское море 700 ТБк а-излучающих изотопов Ри. Большая их часть связана осадками Ирландского моря. Сейчас происходит освобождение Ри из этих осадков и через северный канал Ирландского моря ежегодно выносится 1 ТБк Ри. В меньшей степени это относится к «37Cs, который пребывает в хорошо растворимом виде. Однако и для Cs освобождение из осадков Ирландского моря возможно на уровне 50 ТБк/год, что превышает первичные сбросы из Селлафилда. Поэтому даже полное прекращение сбросов не прекращает поступление радионуклидов в океаны.

Из отходов Селлафилда в западную Арктику из Ирландского моря поступило *37Cs — 7,4 ПБк и 9°Sr — 1,7 ПБк. Ожидаемая коллективная доза для Арктики от европейских радиохимических заводов составляет 50 чел.- Зв. Это указывает на вероятность дополнительных случаев одной или двух смертей от рака в пределах границ Арктики (1998).

В первые годы после начала развития ядерной индустрии было разрешено захоронение РАО в Мировом океане. Жидкие РАО затапливали в реки и моря в контейнерах, или отправляли по трубопроводам. США и страны Западной Европы затапливали свои РАО в северо-восточной части Тихого океана, в северо-восточном и северо-западном секторах Атлантики. В настоящее время РАО в США хранятся на местах производства, что опасно и дорого. Великобритания в 1951^-1966 гг. захоронила в Атлантическом океане 45 000 Ки РАО.

Практику захоронения РАО в морях впервые применили США, приступив к таким операциям вблизи Тихоокеанского побережья в 1946 г. и распространив их на Атлантическое побережье в 50-х годах. Затем затопление РАО стали осуществлять Великобритания и многие европейские страны в Северной Атлантике, Япония и другие азиатские страны в Тихом океане. В СССР к затоплению РАО приступили в конце 50-х годов. Общая активность жидких РАО составила 24 кКи, в том числе по отдельным морям (Ки): Балтийское —о, 2, Белое — юо, Баренцево — 12 153, Карское — 8500. Захоронение РАО в морях было распространенной методикой и в течение 15 лет регламентировалось национальными правилами. За 36 лет (до 1991) в морях было затоплено 46 ПБк РАО в основном в северо-западной Атлантике. СССР и РФ за все время сбросили в Арктические моря 958 Бк РАО. Ни одна страна не проводила затопление РАО высокой удельной активности, представляющих реальную радиационную опасность для человека и для биоресурсов моря. Во всех операциях по затоплению РАО в моря удаляли только отходы низкой и средней удельной активности, что не сопровождалось радиационной опасностью для людей и окружающей среды.

К 1991 за 36 лет в морях Мирового океана затоплено 46ПБК РАО без учёта вклада СССР. Подавляющая их часть приходится на северо-западную Атлантику. Здесь в 15 районах затоплено 45,31 ПБк, главным образом — твёрдых английских РАО (77,5%)* В Тихом океане доминирует доля отходов США (97,1%). В Дальневосточном регионе захоронения РАО вели Новая Зеландия, Япония и Южная Корея. В период 1946*1982 гг. иностранными государствами сброшено в моря 46 ПБк РАО в упакованном виде. В 1950; 1992 гг. СССР в водах Ледовитого океана затоплены РАО суммарной активностью 2,5 млн. Ки, в том числе 15 реакторов и экранная сборка атомного ледокола «Ленин», 13 реакторов аварийных АПЛ (включая шесть реакторов с ядерным топливом). ЖРО сливали на поверхность моря под винты спецсудов, что ускоряло их рассеяние. 90% твёрдых РАО сброшено в море в малогабаритных (объёмом 1 мз) металлических контейнерах из стали толщиной з мм, что обеспечивало защиту твёрдых РАО от контакта с морской водой на 30 лет. Крупногабаритные изделия были сброшены без контейнеров. Ежегодно затапливали контейнеры активностью о, 37-^;-7"4 ТБк.

В 1972 г. принята Лондонская конвенция по затоплению отходов, регламентирующая их допустимые сбросы в море. Современные правила не предусматривают абсолютного запрета на сбросы РАО и материалов в моря. В частности, разрешены сбросы в море РАО, возникающих в результате нормальной эксплуатации судов с ЯЭУ. К настоящему времени сброс твёрдых РАО в моря повсеместно прекращён, а слив жидких веществ низкой удельной активности в моря продолжают лишь Англия и Франция. Сейчас наименьшую активность имеют РАО, затопленные в Арктике, радиационная нагрузка на арктические моря в 4 раза меньше, чем на Северную Атлантику, максимальную активность имеют РАО, затопленные или аварийно утерянные в морях Дальневосточного региона. Концентрации радионуклидов в пробах воды, донных отложений и гидробионтов не отличаются от обусловленных глобальными выпадениями. Реальной радиационной опасности они не представляют. Дозы дополнительного облучения за счёт затопленных отходов не превышают долей процента дозы, обусловленной естественным радиационным фоном.

В РФ некоторые предприятия своей деятельностью оказывают неблагоприятное влияние на радиационную обстановку' в окружающей среде.

Производственное объединение «Маяк» (г. Озерск Челябинской обл.) — предприятие по производству компонентов ядерного оружия, изотопов, хранению и регенерации ОЯТ. 19.06.1948 г. здесь пущен первый в стране уран-графитовый промышленный реактор для наработки оружейного Ри. Всего на комбинате введены в эксплуатацию ю реакторов разной модификации, 8 из которых остановлены до 1991 г. Сегодня на ПО «Маяк» действуют два промышленных реактора: легководный «Руслан» и тяжёловодный «Людмила». Оба реактора позволяют получать широкую номенклатуру радиоактивных изотопов. Радиохимический завод РТ-i перерабатывает ОЯТ некоторых АЭС, а также ОЯТ с АПЛ и атомного ледокольного флота. На начальном этапе работы предприятия жидкие РАО сбрасывались в р. Теча и достигали р. Обь. В последующем в верхней части реки был построен каскад водоемов. Большая часть жидких РАО сбрасывалась в озеро Карачай и «Старое болото». Пойма реки и дойные отложения загрязнены, иловые отложения в верхней части реки рассматриваются как твёрдые РАО. Район ПО «Маяк» характеризуется высокой степенью загрязнённости в результате аварии 1957 г. (взрыв ёмкости с жидкими РАО и образование Восточно-Уральского следа), ветрового уноса 1967 г. с берега оз. Карачай и предшествующей деятельности основных производств.

ОАО Сибирский химический комбинат, СХК, (г. Северск Томской области) — предприятие ядерно-топливного цикла. Находится в г. Северск, 16 км к северо-западу от г. Томск. 5 его промышленных уранграфитовых реакторов нарабатывали оружейный Ри. В настоящее время остановлены. Специализируется на производстве UF6 и обогащении природного и регенерированного U используемого для изготовления топлива для реакторов АЭС; аффинажной отчистке природного и регенерированного U от примесей; производстве фторидов различных металлов повышенной чистоты. Выпускает U, обогащённый по ²35U до 5% в форме UFe-и U, обогащённый по ²35U до 20% в форме металлического урана. Реализует технологию глубинного захоронения жидких РАО в геологических формациях на глубине 280+460 м. В подземных пластах-коллекторах комбинатом захоронено 0,4 ГКи ЖРО. Имеет 50 хранилищ жидких и твёрдых РАО, в том числе з бассейна открытого типа, 2 пульпохранилища и три водохранилища, содержащие отходы прошлых лет активной деятельности комбината. В открытых хранилищах содержится 125 МКи РАО. Деятельность СХК сопровождалась образованием большого количества жидких и твёрдых РАО, газо-аэрозольных выбросов, которые загрязняли бассейн р. Томь и Обь. Общее количество РАО, находящихся в поверхностных и подземных хранилищах, оценивается как 1,13−109 Ки. Из них 900 млн. Ки или 40,3 млн. мз захоронено в поглощающие геологические горизонты. В них РАО локализованы в установленных границах и не воздействуют на окружающую среду. В настоящее время сбросы и выбросы радиоактивных веществ осуществляются в пределах установленных норм. В результате предшествующей деятельности СХК и ряда инцидентов в районе промзоны сформировался устойчивый повышенный фон радиоактивных загрязнений. После вывода из эксплуатации реакторов в 1993 г. радиационная обстановка в районе комбината улучшилась. Содержание радионуклидов в почвах санитарно-защитной зоны комбината близки к глобальным. В районе расположения открытых хранилищ имеются серьезные загрязнения почвы.

Горно-химический комбинат, ГХК (г. Железногорск, Красноярского края, 6о км ниже по течению р. Енисей от г. Красноярска). Оружейный Ри нарабатывали 3 реактора на тепловых нейтронах канального типа, 2 из которых были прямоточными. Вода, охлаждающая их, сбрасывалась в р. Енисей. Радиоактивность этой воды в¹⁵⁰ раз выше, чем естественный фон. В настоящее время реакторы остановлены. Действует реакторное производство, радиохимический завод по переработке ОЯТ, цех переработки отходов. В состав комбината входят «сухое» и «мокрое» хранилища ОЯТ для всех АЭС России, начато производство топлива для реакторов на быстрых нейтронах, строится радиохимический завод РТ-2 для отработки ОЯТ реакторов АЭС, перерабатываются жидкие РАО, оставшиеся после производства оружейного Ри.

Образовавшиеся жидкие РАО направлялись в открытые поверхностные хранилища, хранились в специальных сооружениях, захоранивались в глубокозалегающих поглощающих геологических горизонтах. Общее количество РАО, находящихся в поверхностных и подземных хранилищах оценивается как 450 млн. Ки. Имеется хранилище твёрдых отходов. Донные отложения р. Енисей и пойменные участки загрязнены радионуклидами. В настоящее время сбросы предприятия не превышают установленных норм. На комбинате имеется возможность продолжения захоронения жидких РАО в глубокие поглощающие горизонты.