高放廢物地質處置包含哪些方面

1. 為什麼高放廢物地質處置過程中，廢物罐表面溫度要小於100度

廢物在高溫下，會釋放有毒氣體，使廢物罐的壓強增大，廢物罐在高壓下不安全。

2. 高放廢物深地質處置系統的工程屏障

一般把廢物體（vetrified waste）、廢物罐（overpack）、回填材料（buffer）稱為工程屏障（王駒，2006b）（圖1.2，魏海，2005）。它是高放廢物深地質處置系統中隔離放射性廢物的第一道防線，即工程屏障可以有效地阻滯地下水和廢物固化體接觸，以降低固化體中的放射性物質向圍岩中遷移的可能性。

圖1.3 高放廢物包裝容器示意圖

（據Milnes，1985）

Fig.1.3 Schematic view of the overpack

（Milnes，1985）

1、3—襯填料；2—塞子；4—廢物罐；5—廢物固化體；6—外包裝容器；7—空隙；8—套筒；9—處置單元外包裝

（3）工程回填材料

工程回填材料是指在廢物容器之間及廢物容器與地質體之間填入的材料，它可以作為一道物理屏障，阻滯水流進入廢物包裝容器，同時也可以視為在吸附過程中與放射性物質相互作用的化學屏障（Torstenfelt B.et al.，1983；劉月妙等，2007）。因此，要求回填材料應具有長期穩定性、力學性、膨脹性、低滲透性、核素遷移的遲滯性、熱傳導性、耐輻射性和經濟性。國外對回填材料的研究已有20 多年（Borje T.，1986；Radhokrishra H.S.，1989；JNC，2000a），如瑞典、美國、日本、法國等側重對膨潤土進行了大量的室內試驗與現場測試（Neaman et al.，2005）。已有研究表明，以蒙脫石為主要要成分的高壓實鈉基膨潤土是較理想的回填材料，且在膨潤土中加入石英砂有利於增大熱傳導性。我國於1986年開始研究回填材料，對可作為回填-緩沖材料的膨潤土礦床進行全國調查以及相關實驗，最終篩選出西北某地的膨潤土，因其蒙脫石含量較高、陽離子交換容量和比表面積大、滲透性能低、膨脹性大、導熱性能好，可作為首選回填材料（劉月妙，2003；王駒等，2004a）。

3. 高放廢物深地質處置系統概念

高放廢物深地質處置是指將固體形式的高放廢物埋在地下一定深度（500～，羅嗣海等，2005；400～1000m，王駒，2004a；200～1500m，沈珍瑤等，2002）的地質體中，使之永久與人類的生存環境隔離，埋藏高放廢物的地下工程即稱為高放廢物處置庫（王駒等，2005）。它是人類利用自然地質環境而設計構造的由工程屏障（Engineering Barrier System）、地質屏障（Geological Barrier System，即工程屏障周圍的地質體，也稱為天然屏障）所組成的「多屏障系統」（Multi-barrier System）（李金軒等，2004），其目的是盡可能長時間地阻隔放射性物質遷移，達到不危害生物圈的目的。為實現地質處置的長期隔離，必須依賴於有效的工程屏障和地質屏障。一般來說，高放廢物地質處置系統由處置庫、地質環境及地質環境與生物圈的接觸界面三個子系統構成，如圖1.1（OECD，1997；Laurence S.C.，1997；JNC，2000b）。

圖1.1 高放廢物深地質處置系統示意圖

（JNC，2000b）

Fig.1.1 Schematic view of the geological disposal system

（JNC，2000b）

4. 我國高放廢物地質處置工作開展概況

我國於1985年9月制定了「中國高放廢物深地質處置研究發展計劃」（即DGD計劃），並於1986年2月開始實施（楊立基，1992）。該計劃以高放玻璃固化體和超鈾廢物以及少量重水堆乏燃料為處置對象，以花崗岩為處置介質，提出在2040年建成高放廢物處置庫的設想（王駒，1998；王駒，2004a）。我國高放廢物深地質處置庫的建造可分如下四個階段（王駒，1998，2005）：

第1階段：技術准備階段（1986～1995年）；

第2階段：地質研究階段或選址與場址評價階段（1995～2010年）；

第3階段：現場試驗階段或地下實驗室與示範處置階段（2010～約2025年）；

第4階段：處置庫建造階段（約2025～2040年）；

20 多年來，開展了高放廢物地質處置各方面的研究工作，在技術路線、長遠規劃、選址和場址評價、核素化學行為、回填材料、安全評價和天然類比等領域取得了一定進展。

在選址工作及場址評價方面，初步選定西北某地作為高放廢物地質處置的重點預選區，並通過綜合評價後認為我國最合適的處置庫圍岩為花崗岩（王駒等，2006a，2009）；另外，以核工業北京地質研究院的工作為基礎，還開展了一些國際合作。1999～2000年期間，核工業北京地質研究院與國際原子能機構合作完成了「中國高放廢物處置庫場址預選和場址評價技術研究」，在場址的選擇以及場址的評價方法等方面取得了一定的研究成果（王駒，2005）。西北某處的膨潤土作為中國高放廢物處置庫的首選回填材料（徐國慶等，1996），劉月妙等（2001，2007）對其礦物特性、岩土力學性質、壓實膨脹性、相關核素吸附特性等進行了研究。

在放射性物質遷移研究方面，中國原子能科學研究院、核工業北京地質研究院和中國輻射防護研究院對放射性核素的吸附和擴散等進行了實驗研究（王駒，2005）。如設計製作了模擬處置庫溫度、壓力及滲透等條件的小型實驗裝置，獲得相關放射性核素在花崗岩中吸附、擴散等相關參數，對高放廢物地質處置條件下放射性核素的地球化學行為、回填材料特性等研究正在深入進行。相對而言，我國關於高放廢物處置的研究起步較晚，基礎還比較薄弱，各種室內研究、模擬研究不太系統，而野外試驗的開展、多場耦合情況下近場核素遷移方面的研究還剛起步。

5. 國外高放廢物深地質處置工作進展

由於高放廢物地質處置極其復雜，目前大都處於場址預選或場地性能評價階段，一些國家建立了地下實驗室，如瑞典的 Stripa 及Äspö，加拿大的 Lac Bonnet 等，開展綜合的地質、地球物理和水文地質調查研究。在高放廢物地質處置方面工作進展較快的國家有美國、法國、日本、芬蘭等，下面就簡要介紹這些國家有關高放廢物地質處置的研究進展情況。

美國是世界上最早使用核能作為動力的國家，高放廢物的處置一直是其研究的重要課題。高放廢物地質處置的建議是由美國科學院1957年提出來的（Laurence，1997），1982年由美國國會通過了《放射性廢物政策法》（Nuclear Waste Policy Act，NWPA），以解決高放廢物的處置問題，並自1987年開始對Yucca山進行場地特性調查，1998年完成了該調查並提交了適宜性評估報告，2002年確定了Yucca山作為民用高放廢物的最終處置場地，計劃於2010年開始接受放射性廢物（Dyer J R，1999）。

法國高放廢物地質處置工作由法國國家放射性廢物管理機構（ANDRA）負責（P.A.威瑟斯龐著，王駒等譯，1999），處置庫選址工作始於 20世紀 80年代到目前為止己經篩選出3 個預選場地，其中兩個圍岩為黏土岩，一個圍岩為花崗岩。進行地面工作和室內實驗的同時，法國還特別強調地下實驗室的研究。已建立和完成的地下實驗室有 Auriat、Fanay-Augeres，在地下實驗室主要開展岩體原位物理與力學試驗、豎井與平硐開挖試驗、滲透性和孔隙率測量、水樣採集及同位素與化學分析，主要運移與化學阻滯機制的研究等，目的在於評價地質屏障的有效性並獲得與回取可行性評價有關的參數（羅嗣海，2004）。法國擬在 2015年最終確定處置庫場地，並於 2025年開始進行高放廢物的貯存。

日本原子能委員會（Atomic Energy Commission of Japan，AEC）提出了基於「多重屏障」的地質處置概念，制定了關於高放廢物管理的長期計劃，為日本高放廢物地質處置提供了基礎。另外，成立了專門的高放廢物處理機構（Nuclear Waste Management Organization of Japan，NUMO），負責有關高放廢物處置的場址選擇、建造、運轉與封閉等工作。NUMO 計劃在2008～2023年對候選場地進行詳細調查，並對場地進行各種探測工作，2023～2027 開始建造處置庫，2033～2037年開始營運。

此外，瑞典、芬蘭、加拿大、俄羅斯、荷蘭、西班牙、比利時等國家也都根據自己的國情，開展了高放廢物地質處置研究工作。如在瑞典的高放廢物的管理主要由1972年成立的瑞典核燃料與廢物管理公司（SKB）負責的，目前瑞典所採用的高放廢物處置方案是SKB在1983年的KBS-3報告中提出的；芬蘭的高放廢物處置由1996年成立的Posiva公司負責，該公司於1999年5月申請在Olkiluoto附近地下建立永久性的廢物處置庫，擬在2010年動工興建、2020年正式使用。

從整個世界高放廢物地質處置研究的趨勢看，參與的國家越來越多，投入越來越大，研究進程越來越快。到目前為止，「地質處置」已從原來的概念設想、室內實驗及相關理論研究、發展到今天地下實驗室的建立，部分國家根據目前所得的研究成果已確定場址，擬進行高放廢物處置庫建造的程度。

6. 高放廢物深地質處置系統安全性能評價的指標

目前，輻射劑量（dose）或風險因子（risky）是國際上普遍認可的高放廢物地質處置系統安全評價的主要指標，是在綜合考慮人類習慣基礎上的評價人類受危害的直接指標（李金軒，2004）。這里風險因子定義為人類受到某給定劑量照射的概率與該照射劑量對健康產生危害的概率的乘積（魏海，2005）。輻射劑量以生物效應為目標的一個綜合指標，概念簡明，容易被人們接受，其不足之處是沒有考慮未來人類受到照射的可能性；而使用風險因子作為高放廢物地質處置系統安全評價指標則彌補了上述不足，但存在概率估算及計算比較復雜的問題。

由於安全評價所考慮的時間跨度過長，作為高放廢物地質處置系統的主要安全指標的輻射劑量或風險因子最主要的缺點來自未來生物圈（包括人類及其食物鏈）及近地表環境條件的不確定性，這些不確定性隨時間的延長而增加。因此，除了輻射劑量和風險因子作為高放廢物地質處置系統安全評價的主要指標外，國際原子能機構（IAEA，1994b）、Röthemeyer et al.（1996）、Miller（2002）還推薦使用指定的放射性物質濃度和通量、放射性物質遷移或屏蔽時間、輻射毒性指數等作為輔助性安全評價指標（各安全指標的優缺點見表2.1），只有這些安全指標才能通過核素的釋放和遷移來評估各子系統的性能，並使得處置系統具有可檢查性和可監控性的特徵。但在應用放射性物質濃度和通量這個指標時，考慮由於通過前面建立的模型計算出來處置系統中任意位置（工程屏障、地質屏障、生物圈）任意時間的放射性物質濃度和通量帶有一定的不確定性，而這種不確定性隨著深度的增加而減小（由於隨著深度的增加對系統的擾動程度將不斷減小）（JNC，2000C；李金軒，2004）；另外，對於人工核素還存在無法與自然界的相應濃度和通量進行比較的問題。

這些輔助性指標在各國的核廢物處置項目中都有涉及，如 Baleres B.（2002）給出了德國在處置庫選址及安全評價中現在及將來所考慮的指標；瑞典硬岩實驗室附近天然核素的通量與假定從處置庫釋放到生物圈的已確定的核素通量極限進行比較（Miller 等，1996）；Neall等（1994）對從安全評價中預測得到的放射性物質濃度與地下水中放射性物質濃度進行比較，該比較證實了瑞士 Kristallin-Ⅰ研究中評價結果（NAGRA，1994）的可靠性。

表2.1 各安全指標的優缺點

7. 放射性廢物地質處置

9.3.3.1 概述

處置和處理是放射性廢物管理工作中的兩個密切相關而又有明確分工的組成部分。放射性廢物處置是指在無回收意向的條件下，將處理好的放射性廢物放置於建好的永久存放庫(稱為處置庫)或給定的安放場地，使其在預定的時期內與人類的生產、生活環境隔離。而處理是指減容、分離、焚燒、壓縮、固化、包裝、運輸等一系列環節。

地質處置就是從地質角度選擇合適的放置場地，利用地質體的環境屏障作用或地質體與處置工程建築的綜合屏障作用永久地存放和隔離放射性廢物的處置方法。地質處置方法不但在理論上已為人們普遍理解和接受，而且在自然環境中，成為無害物質保存在原地，有力地說明一定的地質體具備保存放射性廢物的環境能力。

放射性廢物處置問題的實質是用工程的和天然的多重屏障系統來有效地隔離影響人類健康與安全的放射性核素向環境遷移擴散。因此選擇安全可靠的處置場地和設計、建造貯存庫時，必須綜合考慮。

9.3.3.2高放廢物的地質處置

如何最終安全地處置在核燃料循環過程中產生和積累的高放廢物，是核工業發展中的一個重要問題，也是放射性廢物地質處置方法研究中的一個重要問題。目前，無論是高放固體廢物還是高放廢液，一般都是考慮在地殼深部進行處置。

(1)地質處置的影響因素

1)深度:固體放射性廢物地下貯存的原理簡單，且有一定的優勢。建造深650m或更深的地下貯存庫無技術困難，但需考慮各種地表作用與自然現象不至於影響所埋藏的廢物為准。

2)地下水流作用:地下水是埋藏的廢物最易接觸的溶劑與載體，故在選擇場地時，必須十分重視地下水環境，確保場址周圍不可能發生地下水的滲入或者入滲速度很低，在安全期限內不至於產生放射性溶質遷移到人類生活環境中的問題。選擇滲透性低的岩石、能使貯存庫環境主岩中的地下水流減少到最低限度。

3)區域地質穩定性:場址應盡可能選在構造穩定及地震活動微弱區域的岩石之中。另外，在構造活動性較強的地帶內，當這種構造作用並不影響擬定的貯存庫岩石及其中所埋藏的廢物時，也可以考慮在該地帶內選擇場址。場址應避開斷層及其他岩石裂隙。

4)主岩的環境特徵:環境主岩的礦物成分、化學成分及其放射性本底特徵是放射性廢物處置庫環境主岩的重要研究內容之一。具有低滲透性、高吸附性，與放射性廢物之間不會發生能引起放射性核素遷移反應的環境主岩，將成為處置庫外的可靠環境屏障。同時，埋藏廢物庫周圍的環境主岩要有足夠大的范圍。

5)工程地質特徵:鑒於岩石靜壓力隨深度而增大，故需選擇適當的埋藏深度，使岩石靜壓力不致危及貯存庫的坑道。岩石靜壓力在各處變化很大，所以對每個擬選場址都需查明其工程力學特徵，而且，處置庫的設計都需因地制宜。美國對田納西採石場的白雲石樣品進行注模試驗的結果表明，當岩石負荷達70MPa、溫度高至200℃時，岩石的變形很小。

6)自然資源環境:廢物貯存庫絕不應對自然資源產生強烈的影響。貯存庫中埋藏的放射性廢物和周圍的很大一部分環境主岩構成一個較完整體系，這一體系中的任何部分都不得以任何理由進行挖掘，影響其自然資源。

(2)高放廢物處置庫的岩石環境特徵

適用於高放廢物地質處置的環境岩石類型比較廣泛，涉及侵入岩、變質岩、噴出岩、沉積岩。例如;花崗岩、片麻岩、玄武岩、凝灰岩、流紋岩、頁岩、粘土、鹽岩等，世界上許多國家都分別作過研究。

高放廢物地質處置的環境岩石類型研究內容比較多，除地質學外，還有熱學、岩石力學等。具體的研究內容有:岩石待征、同位素地質年齡、孔隙度、滲透率、力學性質等。

(3)地質處置方案

對於長壽命、高水平放射性廢物的最終處置問題，最長遠的解決辦法是將其置入地殼深層中。這種處置的優點一是可按照地質年代計算的長時段中，從所有同人類接近或接觸的環境中消除了具有潛在危害的物質;二是有確實的保證，使這些物質在可能重返地表之前早已衰變掉。

目前，已經研究或擬研究的高放固體廢物地質處置方案有基岩礦坑處置、層狀鹽岩層處置、海底坑道處置等。

(4)廢液固化

為了解決高放廢液長期安全貯存的一些問題，一般以固態貯存較好。固態物更易於運往遠處，發生偶然事故或火災時釋出的危險較小，而且在地表或地下長期貯存之後滲入地下含水層的機會大為減少。

通常要求，任何一種將液體廢物轉化為固態物的處理方法，理論上應符合以下條件:體積顯著減小;工藝應比較簡單;生成物在所有預料的環境下均應具有化學穩定性;沒有自熱作用的損耗;生成物應不吸濕而且密實;工藝過程應適於遠距離操作和維修;方法應不太貴;生成物的形狀應易於運輸;最終產物應具有足夠強度，能經受跌落及其他偶然的撞擊;通過精心設計或採用有效的方法能夠保持低的放射性強度。

最重要的轉化和固化的方法是:瀝青化;水泥化和製成水泥塊;罐式般饒;流化床煅燒;噴霧固化;玻璃化;轉化成粘上燒結塊。目前，各國研究的適合高放廢液固化的四種主要方法是:罐式煅燒，噴霧固化，磷酸鹽玻璃化和硫化床煅燒。

9.3.3.3 中、低放固體廢物的地質處置

中、低放廢物包括液體、泥漿及多種材料，如防護服、動物迫骸、玻璃器皿、離子交換樹脂、管道閥門及紙張等。大多數中、低放廢物來自核電站、研究實驗室、醫院、工業設施和大學等。

中、低放固體廢物的地質處置方法主要有填溝法、包氣帶法、地面處置、地下坑道處置。

(1)填溝法

填溝法的優點主要是簡便易行，但廢物滲出的危險較大。從早期的實踐看，美國一般在天然地表挖掘淺溝掩埋處置低放廢物，有的用填溝法處理。大多數地溝的規模取決於地形、沉積物的類型、岩石特徵和其他局部條件。

(2)包氣帶法

一般說來，由於含水量的降低，包氣帶岩石的滲透系數比飽水帶大大降低，使放射性核素的遷移速度減小。因此，包氣帶處置是各國在處置中、低放廢物中重點研究的方法之一。

(3)地面處置

地面處置一般採用土丘式或工程結構式方案。該方案適用於半衰期很短的放射性核素如日本、法國採取這種方案，但美國人認為這是一種靈活適用但費用昂貴的管理方法。

(4)地下坑道處置

地下洞室和礦坑等均作為地下坑道的同等概念。在地質條件不適合於淺埋方案處置中、低放廢物的地區，可以考慮地下坑道處置方案。它適合於處置固體或固化廢液和半衰期范圍較寬的要求高度隔離的中、低放射性廢物。

9.3.3.4 放射性廢液的地質處置

放射性廢液深井處置是目前研究的方案之一，地下槽貯則是一種非永久性的過渡性地質處置方式，水力壓裂法處置放射性廢液是一種液入固存的地質處置方案。

8. 核工業的高速發展會累積大量高放廢物，那麼該如何進行處置

隨著我國綜合國力的增強和科技水平的提高，核工業的發展速度也有了顯著的提升，核能在國防設備的開發以及發電等領域都得到了廣泛的應用。然而，核工業的高速發展也會累積大量高水平放射性廢物（簡稱高放廢物）。那麼，什麼是高放廢物？如何進行處置呢？
顧名思義，高放廢物是一種有較強放射性的特殊廢物，但同時還有毒性高、會發熱並含有較長半衰期核素的特點，半衰期長就意味著高放廢物的放射性需要相當長的時間才能消除。高放廢物大多產生於軍事裝備的製造以及核電站乏燃料（即經受過輻射照射、使用過的核燃料）的後處理，如果高放廢物不能得到合理且安全的處理，其對人類生存環境將產生巨大的影響。

相比於以上幾種處置方法，地質處置技術已經在幾十年間發展的相對成熟，如果有較為合適的處置庫場址，並設立上述工程屏障和天然屏障，即可對放射性核素起到良好的阻滯作用，從而實現高放廢物與生物圈的永久隔離。
雖然高放廢物地質處置有諸多優點，但核安全無小事，研究人員們仍任重而道遠。

9. 中國高放廢物處置庫預選場地遠場概況

我國自1985年9月制定了「中國高放廢物深地質處置研究發展計劃」（即DGD計劃），開始對高放廢物的地質處置進行研究。到目前為止，我國現已選定西北某地作為高放廢物地質處置的重點預選區，西北某地的膨潤土作為中國高放廢物處置庫的首選緩沖回填材料。依據目前提出的深地質處置方案，建立了我國高放廢物深地質處置的概念模型（如圖5.5所示，蘇銳，2000），利用工程的和天然的屏障將高放廢物與生物圈隔離。

圖5.5 中國高放廢物深地質處置概念模型圖

（據蘇銳，2000）

Fig.5.5 Conceptual model of deep geological disposal of HLW in China

（蘇銳，2000）

從1999年開始實質性的地段篩選工作，即對西北某地的3個預選地段——地段 A、地段B和地段C開展地質研究、水文地質實驗和地球物理調查、鑽孔施工和各種孔內實驗、工程地質條件等相關研究工作（王駒等，2005）。初步結果表明，地段A具有建造高放廢物處置庫的自然地理和經濟地理條件、地質條件和水文地質條件，是一個非常有前景的最終處置高放廢物的候選地區。預計2010年最終確定候選地段，2015年左右確定最終場址。

（1）地段A背景概況（郭永海，2001）

處置庫預選區地段 A地處河西走廊西段北部的基岩山區，區內無常年性河流，地表水和地下水都十分貧乏，是典型的乾旱氣候區。年平均蒸發量 3000～4000mm，而年平均降水量僅 50～100mm，晝夜溫差變化大。從地貌上看，該區是典型的低山、丘陵區，地形平緩，主要地貌形態是基岩山地、戈壁和沙漠等。區內人煙稀少，只有為數極少的牧民等暫時性人口，沒有工業和農業活動，具有建造處置庫的氣候、地理、經濟和人文條件。

經過勘察發現區內華力西期侵入的花崗岩分布廣泛，其厚度大，可作為重點候選圍岩。該區雖受多期構造運動的影響，斷裂構造十分發育，但這些構造均屬非活動構造，對區內的地質穩定性不構成影響。

（2）水文地質基本概況（郭永海，2001；劉莉等，2003）

預選區地表水和地下水都是相當貧乏的。根據地形、岩性及構造條件，區內地下水大致可以劃分為3 種類型：山地基岩裂隙水；溝谷窪地孔隙裂隙水；盆地孔隙裂隙水。

其中山地基岩裂隙水分布最為廣泛，以潛水為主，主要貯存於基岩風化裂隙和構造裂隙中，因此又可細分為風化裂隙水和構造裂隙水兩種類型，涌水量一般比較小；據水文地質普查資料，風化裂隙水其排泄方式以就地蒸發為主，其次是以徑流的方式向規模較大的構造裂隙含水帶、山間窪地和溝谷地下水排泄。構造裂隙水主要分布於構造破碎帶及其兩側的構造裂隙中，其主要排泄方式是補給深層地下水並以區域徑流的方式流向區域排泄點。而溝谷窪地孔隙-裂隙水富水最大，最大涌水量可達 1054m³/d；溝谷潛水主要通過蒸發進行排泄，其次沿溝谷方向以潛流的方式向下游排泄。在基底岩石隆起處地下水受阻而常以泉水形式出露地表；窪地潛水則主要以蒸發的方式進行排泄，其次是補給深部基岩裂隙水。盆地孔隙裂隙地下水水量大小取決於盆地規模、含水體岩性及構造發育情況等，其水量變化比較大。因此，預選區內大氣降水的入滲補給是地下水的主要來源，而排泄方式是以蒸發為主，其次是深部徑流方式。

總體而言，北部地區地下水的區域流向主要為自西北流向東南，南部地區地下水主要為自北向南流動，最終兩部分地下水均匯入北側盆地中。但由於花崗岩體和走廊之間分布有巨厚的長城系變質岩地層，大大降低了地下水的流動速度。到目前為止，沒有對區內地下水進行任何人為開采，地下水的循環交替條件主要受自然因素的影響和控制。

10. 高放廢物的地質處置包含哪些方面

中國也面來臨如何處置核乏燃源料問題。中國核工業北京地質研究院副院長王駒博士日前在斯德哥爾摩核廢料管理國際會議期間向記者介紹了中國是怎樣處置乏燃料的。
王駒博士說，中國過去的核軍事工業，造原子彈氫彈產生了一些高放廢物, 這些廢物現在是液體, 將來要變成固體, 要最終處置。現在中國在大力發展核電站，也要產生乏燃料，乏燃料要經過後處理。處理的整個流程是乏燃料從反應堆里拿出來以後，要經過後處理，把鈾和鈈回取出來。剩下的是高放廢液，這種液體要變成玻璃固化體，最終埋到地底下去。
據了解，在核工業產生的廢物中99%屬於中低放廢物，處理起來相對容易。而剩下的1%含有多種對人體危害極大的高濃度放射性核素，其中一種被稱為鈈的核素，只需攝入10毫克就能讓人致死。其毒性尚不能用普通的物理、化學或
生物方法使其降解或消除，只能靠自身的放射性衰變慢慢減輕其危害。高放廢物要達到無害化需要數千年、上萬年甚至更長的時間。在現階段深地質處置是高放廢物處置最現實的一種方法：即在地下建造一個處置庫。為亠.....