核データニュース，No.86 (2007)

炉物理・核データ部会合同企画セッション「分離変換技術の実現にむけて炉物理・核データは如何に寄与できるか」(1)分離変換技術を導入した場合の HLW 処分
日本原子力研究開発機構
西原健司

nishihara.kenji@jaea.go.jp

分離変換技術を核燃料サイクルに導入することによる、従来の高レベル放射性廃棄物処分の概念高度化に関する検討状況を示す。分離技術を導入することにより、廃棄体の発生量及び定置面積が減少し、また、Sr-Cs を含む焼成体の低い浸出率により、Cs-135 からの公衆被ばくを 1 桁低減できる。また、MA の核変換により、長期の潜在的毒性を低減するとともに、Pu リサイクルが本格化した場合には、定置面積を低減することが出来る。

UO2 燃料サイクルに対する ADS を用いた階層型核変換サイクルの導入 1）1.

分離変換を導入しない場合、現行の核燃料サイクル概念では、マイナーアクチノイド（MA）と核分裂生成物（FP）のほとんどを含む高レベル廃液を全てガラス固化し、地層処分する。それに対し、ADS を用いた階層型核変換サイクルを導入した場合、図 1 に示すように、高レベル廃棄物（HLW）を 4 つの群に分離し、MA を核変換、他の群を処分あるいは利用する 2）。発電炉としては、軽水炉、あるいは高速増殖炉を想定することができる。

1.1.

廃棄体発生量HLW 発生量は、分離変換を導入しない場合、5,500m3/32,000HMt（800 トン処理の再処
理 工 場 40 年 間 運 転 に 相 当 ） で あ る の に 対 し 、 分 離 変 換 を 導 入 し た 場 合 、 合 計
2,590m3/32,000HMt となり、半分程度に減容される。ただし、ガラス固化体発生量を決定する HLW 含有割合は、①含有酸化物上限 30 重量%（w%）、②製造時の発熱上限 2300W、③処分後の緩衝材最高温度 100℃、から決定した。また、Sr-Cs 焼成体の FP 元素含有割合
は 11%とした。重要なことは、発熱性 HLW が Sr-Cs 焼成体に集中していることであり、処分場定置面積に対する効果が大きい。

― 17 ―

P-T無し

P-T導入

発電炉

発電炉

使用済み燃料

使用済み燃料

加速器駆動核変換ｼｽﾃﾑ
MA

民間再処理

再処理・群分離

乾式再処理・燃料製造

HLW

白金族 Na廃棄物 Sr-Cs その他の元素
・廃溶媒

溶解性FP 金属FP

ガラス固化体5,500m3

LLW
利用
焼成体 ガラス固化体
16m3 11,000m3 700m3
1,200m3

ｿｰﾀﾞﾗｲﾄ
70m3

Zr合金
60m3

ZrN

ハル80m3 480m3

×11

燃焼度45GWd/HMt、4年冷却の使用済み燃料32,000HMｔを処理した後に発生する廃棄体体積＝発熱性の廃棄体＝非発熱性の廃棄体＝LLW

図 1 階層型分離変換を導入した場合の発生廃棄物の検討例 1)1.2.

処分方法と定置面積

分離変換を導入しない場合、竪置き方式ではガラス固化体は 10m 間隔で平行に掘削された幅 5m の坑道内に、4.4m 間隔で 1 体ずつ定置される。定置間隔 4.4m は緩衝材温度制限によって決定されている。したがって、表 1 に示すように、定置に必要な面積は 44m2/本、1.61km2/32,000HMt である。
表 1 廃棄体処理処分の評価結果
従来の HLW
発生 HLW
処理
元素発生量[kg/HMt*1]
廃棄体発生量[kg/HMt]
廃棄体発生量[ℓ/HMt]
廃棄体製作時発熱[kW/t*2]
50 年後の発熱[kW/t]
製作時 βγ 放射能[Bq/t]
製作時 α 放射能[Bq/t]
処分後冷却期間[年]
廃棄体積[ℓ/本]
廃棄体発生量[本/HMt][本/32,000HMt]
処分場占有面積[m2/本][km2/32,000HMt]

一括ガラス
固化体
ガラス
固化体

45.9459172
4.70.90
5.1E+164.9E+1450150
1.1536,642
441.61

P-T からの HLW
Sr－Cs

その他の元素群

溶解性 FP

金属 FP

合計

焼成体

ガラス
固化体

ソーダ
ライト

Zr 合金

-7.9
72
22
17.2
5.0
2.4E+17
1.4E+11100
31.8
0.69
22,104100.22

25.4
103
39
1.8
7.2E-03
4.0E+16
5.5E+11＜101500.26
8,253
110.09

0.57
5.7
2.2
10.5
1.3
1.4E+174.9E+1350
150
0.015
470
440.021

0.46
11.6
1.8
5.3
2.2E-05
4.0E+16
1.2E+13＜101500.012
379
110.004

34.3
192
65
0.98
31,206
0.34*1 PWR45GWd/HMt 燃焼 5 年冷却。20HMt/GWe/年の使用済み燃料が発生。*2 廃棄体重量あたりの発熱― 18 ―

一方、分離変換を導入した場合、定置面積の大半を Sr-Cs 焼成体が占める。そこで、焼成体は 100 年間程度の長期間にわたって貯蔵し、冷却を待って廃棄するものとする。焼成体の発生容量そのものは従来ガラス固化体に比べ 1/8 程度であるので、長期の貯蔵は容易になる。また、非発熱性の廃棄体については、従来のガラス固化体よりも稠密な処分が可能であり、ここでは、定置面積を 10m2 とした。その結果、分離変換導入時の定置面積は 0.34km2/32,000HMt となり、分離変換によって定置面積が 1/5 に減少していることがわかる。

1.3.

環境影響
1E-7

MA を核変換することによる潜在的な毒性の低減

1E-8がまず挙げられる。これは、処分後 1000 以降の潜1E-9

在的な毒性をおよそ 2 桁低減するものである。
一方、実際に処分された後の地下水シナリオ等に基づいた公衆被ばく評価では、高レベル廃液に含まれる核種の中で Cs-135（半減期 230 万年）が支配的である。分離変換技術を導入すると Cs-135 の殆ど全てが焼成体に移行する。焼成体はガラス固化体に比べて 2 桁以上浸出率の低い廃棄体であるので、線量（Sv/年）

分離変換を行うことによる環境への効果として、

従来のHLW
Sr-Cs
その他の元素群

1E-10
1E-11
1E-12
1E-13
1E+31E+41E+5

1E+61E+7時間（年）図2

P-T 廃棄物被ばく評価（地下水シナリオ）

半減期と同オーダーの期間 Cs-135 を焼成体中に保持する可能性がある。浸出率を 2 桁低いとした場合、図 2 に示すように、被ばく線量の最高値が 1 桁低減できる。
公衆被ばくで問題となる核種として、他に I-129 と C-14 が挙げられる。これらは TRU廃棄物に分類され、廃銀吸着剤とハル・エンドピースにそれぞれ含まれる。HLW と同様に地層処分されるが、Cs-135 よりも更に大きい被ばく源となっている。そのため、これらの核種の核変換などの研究が必要である。

2.

UO2, MOX 燃料に対するケーススタディ 3)「分離変換サイクル」研究専門委員会「導入効果検討タスクフォース」で、軽水炉使用済燃料（UO2 及び MOX）の再処理に分離変換技術を適用した場合を想定し、廃棄体の定置に必要な面積を低減する可能性を試算された。検討は、①従来型再処理、②MA リサイクル、及び、③MA と FP の分離変換の 3 ケースについて行われた。
「①従来型再処理」と「②MA リサイクル」については、150L ガラス固化体に処理するとした。含有できる HLW に対する制限として、酸化物含有量 15w%、Mo 含有量 3w%、製造時発熱制限 2.3kW、及び、硬岩系岩盤に対する処分孔竪置き方式 4)で処分した後の緩― 19 ―

衝材温度 100℃以下、を用いた。

110
43GWd/t

処分実施時点（再処理後50年）

1000

UO2,CT=50年

100

MOX,CT=50年

MOX,CT=5年

UO2,CT=5年

100

MOX,CT=5年

緩衝材の最高温度 (oC)

ガラス固化体1個あたりの発熱 (W)

43GWd/t

9080
UO2,CT=50年

7010

CT: 再処理前冷却期間
1

MOX,CT=50年

UO2,CT=5年
60

10100
再処理後経過時間 (年)図 3 従来型再処理で生じるガラス固化体の発熱率の時間推移

図4①従来型再処理②MAリサイクル

UO2, CT=5y

UO2, CT=10y③MAとFPの分離変換

UO2, CT=10y

UO2, CT=20y

UO2, CT=20y

UO2, CT=50y

UO2, CT=50y

MOX, CT=5y

MOX, CT=5y

MOX, CT=10y

MOX, CT=10y

MOX, CT=20y

MOX, CT=20y

MOX, CT=50y

MOX, CT=50y2461①従来型再処理②MAリサイクル③MAとFPの分離変換

0810100
処分後経過時間 (年)

従来型再処理で生じるガラス固化体
処分後の緩衝材最高温度の時間推移

UO2, CT=5y0

CT:再処理前冷却期間

50100

1502002503002

廃棄体定置面積（m /HMt)

ガラス固化体発生本数（本/HMt)

図 5 燃焼度 43GWd/t の使用済み燃料 1t あたりの図 6 燃焼度 43GWd/t の使用済み燃料 1t あた

ガラス固化体の発生本数（③MA と FP の分離変換
ではガラス固化体以外にも廃棄体が発生する。
）― 20 ―りの廃棄体定置面積

図 3 には従来型再処理の代表的な 4 ケースについてガラス固化体 1 体あたりの発熱率の経時変化を、図 4 には処分後の緩衝材最高温度の経時変化を示す。UO2 燃料の 5 年冷却では再処理後 100 年以降の発熱が急激に低下するのに対し、同じ UO2 燃料でも 50 年冷却の場合や MOX 燃料の場合には長期にわたって発熱が持続している。これは、241Pu（半減期：14.35 年）が 241Am（半減期：432 年）に崩壊し、この 241Am が大きな発熱源となるためである。図 4 に示すように、緩衝材の最高温度は、UO2 燃料の 5 年冷却の場合ではピークが処分後 20 年程度に現れるが、その他の場合では処分後 300 年近辺にピークが現れている。
従って、図 5 の「①従来型再処理」において MOX 燃料のガラス固化体本数が増えている
MA をリサイクルすることで、のは、241Am の発熱の影響に依るところが大きいと言える。
ガラス固化体における 241Am 発熱の影響を排除できるため、燃料種類や再処理前冷却期間の影響がほとんどなくなり、主に廃棄物元素酸化物に対する含有率制限によって本数が決まることになる。UO2 燃料に対する MA 回収の効果は、17～29%程度のガラス固化体本数の低減として現れる。一方、MOX 燃料に対しては、63～85%と大きな低減効果が期待できる。
廃棄体定置面積についても、「①従来型再処理」と「②MA リサイクル」では発生本数と同じ関係となる（図 6）。「③MA と FP の分離変換」を導入した場合については、これまでにない廃棄体を処分することになるので、様々な仮定の下に各廃棄体の定置に必要な面積を算定する必要がある。熱的な制約に関しては、本来時間依存の 3 次元熱伝導解析が必要であるが、ここでは「第 2 次取りまとめ」で用いている「ガラス固化体 1 本あたり350W」との条件を処分時の一つの目安とし、それをガラス固化体 1 本あたりの面積 44m2で除した 8W/m2 を処分時の発熱密度の上限に設定し必要な定置面積をそれぞれ求めた。
Cs と Sr については、発熱密度が 8W/m2 に減衰するまでには約 110～130 年の冷却を要する。結果、「③MA と FP の分離変換」を導入した場合には、燃料種類や再処理前冷却期間「②MA リサイクル」の場合にあまり依存せずに 9～10m2/tHM の廃棄体定置面積となり、と比べて約 1/4 の面積で済むことになる。

3.

FBR を用いた核変換
FBR 燃料サイクルに対する分離変換の導入においても、前述の MOX 使用済み燃料に対して「②MA リサイクル」を導入した場合と同様に、241Am の蓄積を緩和して、ガラス固化体の発生本数を減少させることが出来るとみられる。
実用化戦略調査研究 5)では FP 群分離については行わない、あるいは、図 7 に示すように Sr-Cs のみを分離し、減衰を待って再びガラス固化するとしている。Sr-Cs を「減衰処分」した場合、表 2 に示すように、ガラス固化体の本数を低減し、定置面積を減らすことができる。また、「③MA と FP の分離変換」を階層型と同様に導入した場合には、同様の導入効果が得られると考えられる。

― 21 ―

Sr-Cs12～32年

再処理

Sr-Cs時間再処理固化体固化体
図740～50年

処分

Sr-Cs 減衰処分の概念

表 2 FBR 燃料再処理における Cs 及び Sr の減衰処分の効果
SrCs 貯蔵期間[年]
ガラス固化体貯蔵期間[年]FP 酸化物重量[w%]
ガラス固化体発生本数[本/HMt]
低減率

4.

従来ケース
50151.08-

減衰ケース 11250200.8175%

減衰ケース 23240250.6560%

結言
分離変換技術を導入することによる、MA 核変換による潜在的な毒性低減だけではない、処分場に対する直接的な効果が示された。分離を行うことで、廃棄体の発生量及び定置面積が減少し、Sr-Cs を含む焼成体の低い浸出率により、公衆被ばくを 1 桁低減できる。また、Pu リサイクルが本格化した場合には、Sr-Cs の分離だけでなく、MA の核変換によっても、定置面積を低減することが出来る。

参考文献
1)

西原健司, 他：“分離変換サイクルからの高レベル廃棄物の処分”, 原子力学会「2006
年春の年会」B202)

大井川宏之，西原健司，湊和生，他：“原研における長寿命核種の分離変換技術に関する研究開発の現状と今後の進め方”, JAERI-Review 2005-043 (2005).

3)「分離変換サイクル」研究専門委員会, “分離変換技術の導入効果”, 原子力学会誌,
48(5),327 (2006).

4)

核燃料サイクル開発機構：“我が国における高レベル放射性廃棄物地層処分の技術的信頼性－地層処分研究開発第 2 次取りまとめ－総論レポート”, JNC TN 1400 99-020
他, (1999).

5)“高速増殖炉サイクルの実用化戦略調査研究フェーズ II 技術検討書－(2)燃料サイクルシステム－”, JAEA-Research 2006-043 (2006).

― 22 ―