Endlagerung

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Einfahrt zum Endlager Morsleben

Mit dem Begriff Endlagerung bezeichnet man die sichere, zeitlich unbefristete und wartungsfreie Entsorgung radioaktiver Abfälle. Sicher heißt in diesem Fall, dass diese in einem sogenannten Endlager mindestens so lange von der Biosphäre abgeschieden werden sollen, bis keine Gefahr mehr von ihnen ausgeht. Grundsätzlich wird zwischen Endlagern für schwach- und mittelradioaktive Abfälle und Endlagern für hochradioaktive, wärmeentwickelnde Abfälle unterschieden. Während schwach- und mittelradioaktive Abfälle in der Regel oberirdisch entsorgt werden, ist bei hochradioaktiven Abfällen eine Verbringung in tiefe geologische Formationen notwendig, um die benötigte Einschlusszeit zu erreichen.


Geschichte

Erste Entsorgungskonzepte

Bereits vor der Gründung der Internationalen Atomenergie-Agentur (IAEA) 1957, wurde 1955 in Genf eine UN-Konferenz zur friedlichen Nutzung der Kernenergie veranstaltet. Dabei wurde auch die Frage nach der Entsorgung der radioaktiven Abfälle erörtert, und ein Vorschlag zur Nutzung von Salzformationen eingebracht. 1957 wurde die Amerikanische Akademie der Wissenschaften (National Academy of Sciences, NAS) von der Atomic Energy Commission (AEC) beauftragt, Entsorgungslösungen für radioaktive Abfälle auf der kontinentalen Fläche der Vereinigten Staaten zu entwickeln.[1] Diese kam zu dem Schluss, dass die beste Entsorgungsmöglichkeit die Verbringung der Abfälle in Salzformationen sei, aber auch andere Wirtsgesteine möglich wären, wenn die Einlagerungstiefe groß genug wäre.[2] Als Hauptvorteil des Salzgesteins wurde die Wasserundurchlässigkeit und die Selbstheilungsfähigkeit genannt.[3] Dabei wurden sowohl die Verbringung des Mülls in Endlagerbergwerke, als auch die Tiefbohrlochentsorgung positiv bewertet.[4]

In den nächsten Jahren wurde zweigleisig gefahren: Bis 1957 konnte bereits eine Entsorgungslösung für flüssige Abfälle in Tiefbohrlöchern entwickelt werden. Dabei sollten zwei Mol Salpetersäure und zwei Mol Aluminiumnitrat mit 0,1 Gramm an Spaltprodukten (und Aktiniden) pro Liter gemischt werden. Die heiße Flüssigkeit sollte dann mit 132 atm pro 1000 m Tiefe in Sandstein gepresst werden, welcher unter den grundwasserführenden Schichten liegen sollte, und gegenüber diesen abgedichtet war. Um ein seitliches Entweichen der Flüssigkeit zu erschweren wurde vorgeschlagen, ringförmig um die Injektionsstelle ein zementartiges Material in die Sandsteinformation zu pressen, um ein natürliches Containment zu schaffen.[5] Die Tiefbohrlochentsorgung wurde auch in der Sowjetunion vorangetrieben, und in Krasnoyarsk-26 und Tomsk-7 geeignete Standorte gefunden. Ab 1957 wurden hier flüssige schwach-, mittel und hochradioaktive Abfälle in porösen Sandstein injiziert, der zwischen Tonschichten in 400 m Tiefe lag. In Dimitrovgrad wurde in Sand- und Kalkstein in 1400 m Tiefe injiziert.[6]

Bis 1962 wurden in den USA auch Versuche zur Endlagerung in Salzformationen durchgeführt, um die Annahmen der Amerikanische Akademie der Wissenschaften zu überprüfen. Nachdem 1962 grünes Licht für Salz als Wirtsgestein gegeben wurde, begann das U.S. Geological Survey über 200 Salzstöcke auf ihre Eigung zu überprüfen. Da die Abfallkonditionierung zu dieser Zeit Fortschritte machte, wurde nun die Einlagerung von festen Abfällen bevorzugt, was das Endlagerbergwerk favorisierte. Die Atomic Energy Commission (AEC) begann daraufhin mit den Project Salt Vault.[7] Zu Testzwecken kaufte die AEC 1963 das stillgelegte Salzbergwerk Lyons in Kansas, um Endlagerforschung im Salz zu betreiben. Die Mine, welche in 340 m (1020 ft) Tiefe liegt, wurde ab 1965 mit radioaktiven Material bestückt. Die bestrahlten Brennelemente kamen aus dem Engineering Test Reactor (ETR) in Idaho. Die Brennelemente wurden in den Schacht hinabgelassen, auf ein Transportfahrzeug gelegt und in Sacklöcher im Salzboden gesteckt. Vorher wurden noch elektrische Heizelemente im Boden der äußeren Löcher installiert, um die Auswirkungen einer höheren Wärmeentwicklung zu testen. Wie erwartet änderten sich die Eigenschaften des Salzes trotz Hitze und Strahlung kaum. Alle Vorhersagen des theoretischen Modells konnten bestätigt werden. Die AEC kam zu dem Schluss, dass die Endlagerung in Salzformationen möglich sei. Das Projekt wurde 1967 beendet, als der letzte Kanister die Mine verließ. Damit begann in den USA der politische Kampf um einen Endlagerungsstandort, der bis heute nicht entschieden ist.[8]

In Deutschland lief die Geschichte ähnlich. 1959 empfahl die Bundesanstalt für Bodenforschung die Einlagerung radioaktiver Abfälle in Salzformationen. 1961 folgte die Deutsche Atomkommission der Empfehlung, und beschloß den Bau einer Prototypkaverne. Gleichzeitig wurden umfangreiche Forschungsaufträge vergeben. Das Bundesministerium für Forschung beauftragte 1963 die Bundesanstalt für Bodenforschung mit der Ausweisung aller Salzvorkommen die zur Endlagerung radioaktiver Abfälle geeignet sind, was 1964 abgeschlossen war. 1965, also zwei Jahre nach den USA, wurde das Forschungsbergwerk Asse eingerichtet, und ab 1967 mit den Versuchen begonnen. 1973 begann das Auswahlverfahren für ein Nukleares Entsorgungszentrum, an dem Wiederaufarbeitung, Konditionierung und Endlagerung an einem Standort durchgeführt werden sollten, was 1977 zur Entscheidung für Gorleben führte. Wie in den USA begann nun auch hier ein sinnloser und teurer Kampf um den Standort, der bis heute nicht entschieden ist.[1]

Erweiterung der Möglichkeiten

Die Endlagerung in Salzstein setzte sich als erste als plausibel durch, hauptsächlich wegen seiner Wasserundurchlässigkeit und der Selbstheilungsfähigkeit. Da nicht jedes Land mit großen, geeigneten Salzformationen gesegnet ist, mussten weitere Entsorgungsmöglichkeiten entwickelt werden. Gleichzeitig sollte nicht jede Art von Abfall teuer untertage entsorgt werden, wie es zum Beispiel in Deutschland der Fall ist. Hier stieß man unweigerlich auf ein Problem: Die benötigte sichere Einschlusszeit kann bei Salzgesteinen aufgrund ihrer Eigenschaften garantiert werden, sofern keine Auswaschung stattfindet. Bei oberflächennahen Endlagern, oder solchen in Ton- oder Kristallingestein, ist die Beweisführung schwierig. Eine Möglichkeit, die Effizienz der technischen Barrieren zu erörtern besteht darin, natürliche und archäologische Systeme zu studieren, und Parallelen zum Endlagerkonzept herauszustellen. Inzwischen sind in der Fachliteratur eine Vielzahl an natürlichen und technischen Analogien bekannt, von denen hier einige präsentiert werden:[9]

Fossiler Wald von Dunarobba
  • Die nördlichste Festung des Römischen Reiches, Inchtuthil in Perthshire (Schottland), musste um 87 n. Chr. hastig aufgegeben werden. Um das Metall zu verstecken, weil dieses von den Barbaren für Waffen verwendet worden wäre, vergruben die Römer über eine Million Nägel in einer 5 Meter tiefen Grube und bedeckten diese mit 3 m kompaktierter Erde. Die Grube wurde 1950 entdeckt und ausgegraben. Dabei wurde festgestellt, das die äußeren Nägel stark verrostet waren, während die Inneren kaum korrodiert waren. Ursache war, das die äußeren Nägel den Sauerstoff aus dem Grundwasser filterten und dabei rosteten. Bewegte sich das Wasser weiter in das Innere des Haufens, wirkte es kaum noch korrosiv. Auf dieselbe Weise sollen Abfallbehälter aus Stahl das Wasser reduzieren.
  • Das schwedische Kriegsschiff Kronan wurde 1668 gebaut und sank 1676 in der Seeschlacht bei Öland. Eine der Bronzekanonen blieb in vertikaler Position im Grund stecken, mit der Mündung in Tonsedimenten. Die Kanone ist aufgrund ihres hohen Kupferanteils (96,3%) ein Beispiel für die Kupferkanister bei der Endlagerung in Kristallingestein. Aus der Analyse der Kanonenoberfläche konnte eine Korrosionsrate von 0,15 mm pro Jahr errechnet werden. Folglich würde es 70.000 Jahre dauern, bis 1 cm Kupfer korrodiert wäre.
  • Der Hadrianswall wurde 122 n. Chr. gebaut und war über 100 km lang und 5 Meter hoch. Die Steinblöcke zum Bau der Mauer wurden mit römischem Zement zusammengehalten, welcher modernem Portlandzement sehr ähnlich ist. Aus der Langlebigkeit des Zementes kann auf die Lebensdauer und Stabilität des Zementes in Endlagern geschlossen werden.
  • Im fossilen Wald von Dunarobba wurden 2 Millionen Jahre alte Bäume noch in ihrer ursprünglichen, vertikalen Position gefunden. Im Gegensatz zu anderen fossilen Wäldern bestehen die Bäume von Dunarobba immer noch aus Holz. Der umliegende Ton schützte das Holz vor oxidierendem Wasser, und begrenzte so die Verwesung. Die Schutzwirkung von Betonit (eine Mischung aus verschiedenen Tonmineralien) kann hier gut studiert werden.
  • Es gibt im Südwesten Schottlands ein Felsentor namens Needle’s Eye, in dessen Nähe Vorkommen von Uran und anderen Metallen an einer Seeklippe offen liegen. Uran liegt hier als Pechblende vor (UO2), zusammen mit Sekundärmineralen. Die Pechblende wurde auf zwei Arten aufgelöst. Erstens verursacht die Auswaschung einen Verlust von 234U relativ zu 238U. Zweitens erfolgt die Auflösung durch oxidierendes Wasser. Das mobilisierte Uran wird dann in der Nähe des Vorkommens als stabiles Uranoxid abgelagert. Im Vergleich zu Uran ist der Transport von Thorium vernachlässigbar. Das Needle’s Eye ist ideal um die Ausbreitung von Radionukliden zu studieren, und um numerische Codes zu testen.[10]
  • 1972 entdeckten französische Forscher durch ein Missverhältnis der Uranisotope 235U zu 238U in Natururan die Naturreaktoren von Oklo in Gabun. Die Kernspaltung fand dort vor etwa 2 Milliarden Jahren statt, und dauerte etwa 105 Jahre an. Die Naturreaktoren können deshalb als Analogon zu sehr alten Endlagern betrachtet werden, an deren der Nuklidtransport beobachtet werden kann.

So kam auch die Endlagerentwicklung in „Nicht-Salz-Ländern“ langsam in Fahrt. Schweden startete 1976 das KBS-Projekt, um ein nationales Entsorgungskonzept zu entwickeln. 1983 wurde der KBS-3-Report veröffentlich, welcher zu dem Schluss kam, das ein geeignetes Endlager in Schweden errichtet werden könnte. Die Kupferkanister werden entsprechend als KBS-3 bezeichnet. Schweden arbeitet dabei intensiv mit Finnland und Kanada im „Greenland Analogue Project“ östlich von Kangerlussuaq (Grönland) zusammen, um gemeinsam die Effekte von Eisbedeckung und Permafrost auf den Grundwasserfluss und die Wasserchemie in einem kristallinen Endlager zu untersuchen. Länder die an der Endlagerung in Tonstein interessiert sind, haben sich unter dem Dach der Nuclear Energy Agency (NEA) zum sogenannten „Clay Club“ zusammengeschlossen, um Forschungsergebnisse auszutauschen.

Neuere Entwicklungen

Obwohl Russland mit der Entsorgung von flüssigen radioaktiven Abfällen (meist aus der Wiederaufarbeitung) im Bohrlochverfahren gute Erfahrungen gemacht hatte, wurde dort 2011 die Injektion von flüssigen radioaktiven Abfällen in geologische Formationen verboten. Bis 1999 wurden hauptsächlich in Seversk bis zu 30 Millionen Kubikmeter in 300 bis 1500 Metern Tiefe entsorgt. Folglich soll nun auch in Russland ein Endlagerbergwerk errichtet werden, der Standort hierfür steht noch nicht fest.[11] Da Russland die ersten Endlager für hochradioaktive Abfälle besitzt, sind diese Gegenstand intensiver Forschung. So untersuchte Euratom zusammen mit dem VNIPIET im Projekt BORIS (Building confidence in deep disposal: the BORehole Injection Sites at Krasnoyarsk-26 and Tomsk-7) die Geologie der Standorte, die Ausbreitung der Nuklide, die Gasbildung der hochradioaktiven Abfälle usw.[12]

Auch wegen der Fortschritte in der Tiefbohrtechnik durch die Öl- und Gasindustrie rückt die Entsorgung in Tiefbohrlöchern wieder verstärkt in den Fokus. Die schwedische Entsorgungsfirma SKB begann 1992 mit dem Project on Alternative Systems Study (PASS), in dem die Tiefbohrlochentsorgung untersucht werden sollte. Nach Auswertung mehrerer Studien und der Erstellung eines Entsorgungskonzeptes in Tiefbohrlöchern wurde dieses 1998 verschiedenen Organisationen (Universität von Gothenburg, Swedish Society for Nature Conservation, Universität von Uppsala, Greenpeace, usw) zur Begutachtung vorgelegt. Diese kamen zu dem Schluss, dass die größere Tiefe die Isolation des Abfalls von der Biosphäre gegenüber einem Endlagerbergwerk verbessert, und das menschliche Eindringen in den Entsorgungsraum erschwert. Die schwedische Regierung beschloss daraufhin, weitere Forschungsgelder in die Tiefbohrlochentsorgung zu investieren, um es fair mit einem Endlagerbergwerk vergleichen zu können. SKB kam schließlich zu dem Schluss, dass es noch etwa 30 Jahre und € 325 Mio. kosten würde, um denselben Wissensstand wie bei Endlagerbergwerken zu erreichen, ohne deutlich Vorteile zu erzielen. Zwar wurden extrem geringe Entsorgungskosten prognostiziert, allerdings wären allein über € 125 Mio. für zwei 4000 m tiefe Erkundungsbohrungen für Untertagelabore nötig gewesen. Man entschied sich deshalb für das bewährte Endlagerbergwerk.[13]

Aufbau des Felslabors ONKALO

1996 wurde auch in den USA die Entsorgung von waffentauglichem Plutonium in Tiefbohrlöchern statt in Yucca Mountain (Nevada) angedacht, und Studien dafür angefertigt.[13] Das Projekt versandete jedoch, und wurde mit Inbetriebnahme des Waste Isolation Pilot Plant (WIPP) überflüssig. Das United States Department of Energy (DOE) begann bereits 1973 in der Nähe von Carlsbad (New Mexico) einen Endlagerungsstandort im Salz zu suchen, da sich Lyons (Kansas) als ungeeignet erwiesen hatte. Das Wirtsgestein der Salzmine Lyons erwies sich durch nicht verzeichnete Öl- und Gasbohrungen als löchrig, gleichzeitig regte sich lokaler Protest. 1978 wurde die Environmental Evaluation Group (EEG) gegründet, welche den Dialogprozess mit den Anwohnern in der Nähe von Carlsbad gestaltete. Proteste wie in Yucca Mountain (Nevada) konnten so vermieden werden, sodass das Projekt fast reibungslos durchgeführt werden konnte. Nach einem juristischen Zwischenspiel und einer Testphase begann 1999 im Waste Isolation Pilot Plant (WIPP) der normale Einlagerungsbetrieb. Das Endlager nimmt Transuranabfälle auf, also alle Aktiniden außer Thorium und Uran.

Bedingt durch die Nachzerfallswärme können abgebrannte Brennelemente nicht sofort endgelagert werden, sondern müssen zuerst in ein Nass- oder Trockenlager überführt werden. Da die Menge an Abfällen gering ist lohnt es sich zu warten, um das Endlager akzeptabel auszulasten, da im Jahr mehr Abfälle eingelagert werden können als neu entstehen.[14] Da die Zwischenlager um die Jahrtausendwende gut gefüllt sind, werden nun auch die ersten Endlagerbergwerke für hochradioaktive Abfälle in Betrieb genommen. 1999 beantragte der finnische Entsorger Posiva die Genehmigung für den Standort Eurajoki, welche ihm mit 159 zu 3 Stimmen im Mai 2001 vom Parlament gewährt wurde. Der Gemeinderat stimmte mit 20 zu 7 ebenfalls für das Projekt. Seit 2004 wurde das Untertagelabor ONKALO aufgefahren, die Baugenehmigung für das Endlager wurde im November 2015 erteilt.[15] Schweden wählte 2009 Forsmark als Standort für ein Endlagerbergwerk aus, im März 2012 wurde die Baugenehmigung beantragt. Beide werden für die direkte Entsorgung abgebrannter Brennelemente konzipiert, in Forsmark werden auch Glaskokillen aus der Wiederaufarbeitungsanlage Sellafield eingelagert werden.

Überblick

Giftmüll, der über Generationen hinweg sicher vor der Biosphäre verschlossen gelagert werden muss, entsteht in modernen Industriegesellschaften auf vielfältige Weise. In Deutschland erfolgt die Entsorgung der chemotoxischen Abfälle zum Beispiel in der Untertagedeponie (UTD) Herfa-Neurode in Hessen. Dort werden jedes Jahr etwa 200.000 Tonnen Giftmüll angeliefert, um diesen im Salzgestein sicher einzuschließen. Die Abfälle enthalten unter anderem Quecksilber, Cyanide, polychlorierte Dibenzodioxine und Dibenzofurane, und Arsen. Die eingelagerte Menge von 83.000 Tonnen Arsen (Stand 2010) reicht dabei aus, um die gesamte Menschheit zu vergiften.[16]

Ein umweltschädliches Kohlekraftwerk in Werdohl-Elverlingsen
Gesundheitsschädliche Windräder, die nutzlosen Zufallsstrom produzieren

Einen großen Anteil der Abfälle nehmen dabei die Abgasreinigungsabfälle aus thermischen Anlagen ein. Im Jahr 2010 wurden 1.051.000 Tonnen dieses Typs in allen deutschen Sondermülldeponien und -kavernen eingelagert, die dominanten Anteile hierbei sind die festen Abfälle aus der Abgasbehandlung sowie die Filterstäube. Diese stammen aus Müllverbrennungsanlagen, Ersatzbrennstoffkraftwerken, Verbrennungsanlagen für gefährliche Abfälle, Biomasse(heiz)kraftwerken,[17] sowie aus Stein- und Braunkohlekraftwerken.

Bei Stein- und Braunkohlekraftwerken gelangen bei der Verbrennung neben Schwefeldioxid und Stickstoffoxiden noch in der Asche enthaltene Schwermetalle und polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) in die Umwelt. In Deutschland trug die Energiewirtschaft 2010 mit 71 % (6,571 Tonnen) zur Gesamt-Quecksilberemission bei.[18] Die Öko-Organisation BUND beziffert den Schadstoffausstoß des Steinkohlekraftwerkes Moorburg bei Volllast auf 7850 Tonnen Schwefeldioxid und Stickoxiden, 785 Tonnen Feinstaub, 3,2 Tonnen Blei, 1,2 Tonnen Quecksilber, 1,0 Tonnen Arsen, 0,6 Tonnen Cadmium und 0,6 Tonnen Nickel pro Jahr, welche in die Atmosphäre abgegeben werden.[19]

Während Stein- und Braunkohlekraftwerke einen Teil ihrer Schadstoffe in die Atmosphäre pusten dürfen, muss Giftmüll aus der Produktion von Solarzellen untertage entsorgt werden. Dünnschichtmodule enthalten Cadmiumtellurid (CdTd), eine Verbindung der giftigen Elemente Cadmium und Tellur, welche krebserregend ist.[20] Da auch kristalline Module einen Giftstoff, nämlich Blei enthalten, ist die Solarindustrie von der RoHS-Richtlinie der EU befreit.[21] Der Giftmüll der Solarindustrie wird in Deutschland ebenfalls in der UTD Herfa-Neurode entsorgt.[22] Ferner gehört die Solarindustrie zu einem der größten Atmosphärenverschmutzer mit den Treibhausgasen Hexafluorethan (C2F6), Stickstofftrifluorid (NF3) und Schwefelhexafluorid (SF6), welche gemäß IPCC bis zu 23.000-Mal stärker als CO2 sein sollen.[23]

Radioaktive Abfälle machen demgegenüber nur einen vernachlässigbaren Anteil an der Müllproduktion aus. Diese fallen unter anderem bei der Verbrennung von Stein- und Braunkohlen an, und dürfen von diesen privilegierten Kraftwerken in die Atmosphäre abgegeben werden. So stößt ein 1000-MW-Kohlekraftwerk im Jahr etwa 5,2 Tonnen Uran und 12,8 Tonnen Thorium aus.[24] Es wird geschätzt, dass Kohlekraftwerke in den Vereinigten Staaten im Jahre 1982 etwa 155-Mal mehr Radioaktivität in die Umwelt abgaben als der Reaktorunfall von Three Mile Island.[25] Auch die bei der Bohrung nach Erdgas anfallenden Bohrabfälle beinhalten radioaktive Stoffe. In Deutschland beträgt die durchschnittliche Belastung der Abfälle aus der Öl- und Gasindustrie nach Angaben von Exxon 88 Bq/g. Zum Vergleich: die Altlasten des Uranbergbaus in Wismut weisen eine spezifische Aktivität von maximal 18 Bq/g auf.[26] Im Jahresschnitt fallen in Deutschland rund 150 t zu entsorgende schwachradioaktive Stoffe bei der Gasindustrie an.[27] Bei der Herstellung von modernen Windrädern werden meist Permanentmagneten eingesetzt, welche auf seltende Erden angewiesen sind. Bei der Gewinnung dieser entstehen große Mengen an krebserregendem und radioaktivem Abraum, der ganze Landstriche verseucht.[28]

Es ist deshalb nicht sachlich zu erklären, warum der radioaktive Abfall aus umweltfreundlichen Kernkraftwerken ein derartiges mediales Aufsehen genießt. Ausgerechnet die geringen Mengen an Atommüll werden seitens der Ökologisten als unlösbares Problem dargestellt, wobei Sie mögliche Lösungen blockieren. Nüchtern betrachtet ist die Müllentsorgung ein Vorteil für die Kernenergie. Aufgrund der enormen Energiedichte des Brennstoffs ist das Müllproblem wesentlich geringer als bei Kohle, Gas, Wind und Sonne. So fallen pro Franzose im Jahr nur 1 kg radioaktive Abfälle an, davon sind nur 10 g hochradioaktiv. Damit werden die Hausabfälle (2200 kg) und die Industrieabfälle (800 kg), sowie die Menge an Giftmüll pro Einwohner und Jahr (100 kg) deutlich übertroffen.[29] Auch ist es nur schwer zu verstehen, warum die jährliche Einlagerung von 200.000 Tonnen Giftmüll in Herfa-Neurode keinen „Umweltschützer“ interessiert, wo doch die Abfallmenge der von 7400 Kernkraftwerken jährlich entspricht, und der Müll dort mangels Radioaktivität sein Gefahrenpotential für immer behalten wird. So kommt ein Vergleich der Fachzeitschrift „StrahlenschutzPRAXIS“ zu dem Schluss:[30]

„Das in wärmeentwickelnden radioaktiven Abfälle bzw. in einem dem entsprechenden Endlager vorhandene Gefährdungs-Potenzial ist in der Betriebsphase deutlich höher als das in chemotoxischen Abfällen bzw. einer Untertagedeponie (UTD). Langfristig, d. h. in der Nachbetriebsphase ist das Gefährdungs-Potenzial der radioaktiven Abfälle bzw. Endlager niedriger als das der chemotoxischen Abfälle bzw. einer UTD. Das Sicherheitsniveau von Endlagern ist mindestens gleich hoch wie bei einer UTD, jedoch sind die Sicherheitsnachweise von Endlagern sehr konservativ, z. T. unangemessen aufwendig verglichen mit denen einer UTD. Es besteht eine Diskrepanz zwischen dem tatsächlichen Risiko und der Risikowahrnehmung in der Öffentlichkeit.“

Als Teil dieser „unangemessen aufwendig[en]“ (dh diskriminierenden) Maßnahmen kann sicher auch die von ahnungslosen Geisteswissenschaftlern und Beamten propagierte Atomsemiotik betrachtet werden. Ziel soll es sein, Warnungen vor den Gefahren des Atommülls an die Nachwelt zu entwerfen. Diese Disziplin entspringt einem zukunftsfeindlichen, pessimistischen Menschenbild, wonach das Wissen über den Standort einer Deponie verloren gehen könnte. Gleichzeitig zeugt es von physikalischer Ahnungslosigkeit, da Endlager nach Ablauf der Einschlusszeit kein Risiko für die Umwelt darstellen. Für Untertagedeponien, die ihr Gefahrenpotential für immer behalten werden, sind natürlich keine Maßnahmen angedacht.

Klassifizierung radioaktiver Abfälle

Die Klassifizierung radioaktiver Abfälle ist von Land zu Land unterschiedlich. In manchen Staaten wie Frankreich existieren zum Beispiel noch „sehr schwach radioaktive Abfälle“ (engl. very-low-level waste, VLLW), welche in anderen Ländern schlicht als schwach radioaktive Abfälle klassifiziert werden. In Deutschland wird nur zwischen wärmeentwickelnden Abfällen (HLW) und Abfällen mit vernachlässigbarer Wärmeentwicklung (LLW + ILW) unterschieden. Die folgende Klassifizierung entstammt der Internationalen Atomenergie-Agentur (IAEA).

Schwachradioaktive Abfälle

Schwachradioaktive Abfälle in der Wüste der Nevada Test Site

Schwachradioaktive Abfälle (engl. low-level waste, LLW) sind praktisch frei von Radioaktivität. Dieser Abfall fällt hauptsächlich in Krankenhäusern, Laboren und der Industrie an, sowie am Anfang des Brennstoffkreislaufes. Diese Art von radioaktivem Abfall besteht aus Papier, Säcken, Werkzeugen, Kleidung, Schuhüberzügen, Filtern, sowie feuerfeste Stoffe und Plastikschutzfolien von Wartungsarbeiten, aber auch Ausrüstungsgegenstände und Rohre eines Kernkraftwerkes. Diese Dinge sind nicht selbst radioaktiv, sondern kamen irgendwann (vielleicht) mit radioaktiven Substanzen in Berührung. Wenn bei einer Messung festgestellt wird, dass diese Gegenstände kontaminiert wurden, wird versucht diese durch Säuberung zu dekontaminieren. Kann danach immer noch Radioaktivität gemessen werden, so wird das Teil als schwachradioaktiver Abfall klassifiziert.[31] Es kann davon ausgegangen werden, dass Wegwerfartikel direkt entsorgt werden, ohne Test einer Kontamination oder Versuch einer Dekontamination. Der Abfall wird vorher noch verbrannt oder mit einer Presse kompaktiert, um das Einlagerungsvolumen zu senken.[32]

Die Menge an schwachradioaktiven Abfällen, welche in einem 1000-MWe-Kernkraftwerk entsteht, liegt bei etwa 100 m³ pro Jahr. Diese machen 90% des Abfalls aus, enthalten aber nur 1% der Radioaktivität.[31] Da diese Abfälle praktisch frei von Radioaktivität sind, könnten diese auch unter den normalen Industriemüll oder -schrott gemischt werden. Aus politischen Gründen ist jedoch ein getrennter Entsorgungsweg vorgeschrieben. In nicht-ökoreligiösen Ländern wie den USA wird der Abfall dabei einfach kostengünstig in der Erde vergraben, oder in Betonwannen gestapelt.[33]

Mittelradioaktive Abfälle

Modell von einbetonierten Containern für mittelradioaktive Abfälle

Mittelradioaktiver Abfall (engl. intermediate-level waste, ILW) besitzt eine höhere Aktivität als schwachradioaktiver Abfall, und muss bei der Handhabung abgeschirmt werden. In Kernkraftwerken fallen mittelradioaktive Abfälle hauptsächlich in Ionentauscherharzen an, welche das Wasser reinigen, das durch den Reaktor fließt. Beim Abriss eines Kernkraftwerks können auch Teile, die durch den Betrieb selbst radioaktiv wurden (zb Kerneinbauten), als mittelradioaktiver Abfall eingestuft werden. Weitere Abfälle dieser Kategorie stammen aus der Wiederaufarbeitung. Zum Strahlenschutz werden diese Abfälle in Zement oder Bitumen eingegossen und dann in Container verpackt.[31] Vorher wird der Müll in der Regel noch in einer Presse kompaktiert.[32]

Der Betrieb eines 1000-MWe-Reaktors produziert pro Jahr etwa 20 m³ mittelradioaktiven Abfall.[31] Diese machen 7% des Abfalls aus, und enthalten 4% der gesamten Radioaktivität.[34] In nicht-radiophoben Ländern wie Frankreich, Spanien oder der Slowakei werden auch diese Abfälle in Betonwannen gestapelt, eingegossen, mit Betondeckeln versehen und dann mit Erde überschüttet. Manche Länder wie Finnland oder Deutschland entsorgen schwach- und mittelradioaktive Abfälle auch untertage, was höhere Kosten verursacht.[33]

Hochradioaktive Abfälle

Hochradioaktiver Abfall (engl. high-level waste, HLW) ist primär der abgebrannte Kernbrennstoff eines Kernreaktors. Er enthält Spaltprodukte, minore Aktiniden, Uran und Plutonium beziehungsweise Thorium. Werden die abgebrannten Brennelemente im Zuge des Brennstoffkreislaufs einer Wiederaufarbeitung unterzogen, hängt die Zusammensetzung der Überreste vom Wiederaufarbeitungsprozess ab. Beim geläufigen PUREX-Verfahren wird Uran und Plutonium entfernt, und der Rest mit Borsilikatglas in Kokillen verglast, um die Wasserlöslichkeit zu reduzieren. Die zerlegten Brennelementhüllen werden dann als mittelradioaktiver Abfall entsorgt. Die abgebrannten Brennelemente oder Glaskokillen sind hochradioaktiv und auf Grund der Nachzerfallswärme wärmeentwickelnd.[34]

Der Betrieb eines durchschnittlichen Kernkraftwerkes produziert im Jahr etwa 27 Tonnen oder 3 m³ an hochradioaktivem Abfall. Diese machen 3% des Abfalls aus, und enthalten 95% der gesamten Radioaktivität. Aufgrund des langfristigen Gefährdungspotentials müssen diese Abfälle in geologischen Tiefenlagern entsorgt werden, um ein Abklingen der Aktivität zu ermöglichen, bevor der Inhalt mit der Biosphäre in Kontakt kommt. Die benötigte Einschlusszeit hängt von der Art des Brennstoffes und seiner Wiederaufarbeitungmethode ab.[34]

Benötigte Einschlusszeit

Bei der Konzeption eines unterirdischen Endlagers für hochradioaktive Abfälle stellt sich die Frage, wie lange ein sicherer Abschluss der Stoffe von der Biosphäre gewährleistet sein muss. Ausgangsstoff für die Energiegewinnung durch Kernenergie ist Uran, genauer gesagt Uranerz, welches im Uranbergbau gewonnen wird. Beim Einsatz im Kernreaktor wird ein Teil des Urans durch Kernspaltungen in andere Materialien umgewandelt, die meist eine deutlich kürzere Halbwertszeit haben. Dadurch strahlt der radioaktive Abfall zunächst sehr viel stärker, als sein Ausgangsstoff Uran. Derselbe Prozess führt aber zwangsweise auch dazu, dass die Radioaktivität nun sehr viel schneller abnimmt. Die Gefährlichkeit des radioaktiven Abfalls sinkt also relativ rasch ab. Nach einiger Zeit sinkt die Radiotoxizität des Abfalls sogar unter diejenige, die das Uran dann noch hätte, wenn man es nicht gespalten hätte. Nach diesem „break-even-point“ geht von einem Endlager für hochradioaktive Abfälle keine höhere Gefahr mehr aus, als wenn es ein natürliches Erzvorkommen darstellen würde.[35]

Um das Strahlenrisiko eines Endlagers zu ermitteln, werden Computersimulationen herangezogen. Mit Programmen wie KORIGEN, ORIGEN2 oder weiteren kann nicht nur die Nachzerfallswärme berechnet werden, sondern auch die chemische Zusammensetzung nach dem Stoppen der nuklearen Kettenreaktion. Während bei der Berechnung der Nachzerfallswärme nun die Energiefreisetzung der Nuklide über der Zeit betrachtet wird, ist bei der Radiotoxizitätsbestimmung nur die Menge eines Nuklids zum einem bestimmten Zeitpunkt wichtig. Die Menge dieses Nuklids wird nun mit seinem Dosisfaktor multipliziert, welcher von der Internationalen Strahlenschutzkommission (ICRP) festgelegt wurde. Die Summe aller Radionuklide ergibt nun die Radiotoxizität des eingelagerten Abfalls über der Zeit. Als Vergleich wird, wie bereits oben erwähnt, dieselbe Menge an Uranerz herangezogen, und mit dessen Dosisfaktor seine Radiotoxizität berechnet. Da Natururan aus 235U und 238U besteht, welche sehr lange Halbwertszeiten haben, ist die Radiotoxizität von Uranerz im Betrachtungszeitraum praktisch konstant.[9]

Je nach Wahl des Simulationsprogramms, der Brennstoffzusammensetzung, des Abbrandes und der Dosisfaktoren (zb ICRP68 oder ICRP72), sowie der Frage ob die Ingestion oder die Inhalation der Stoffe betrachtet werden soll, liefert die Frage unterschiedliche Antworten. Die folgenden Daten sind deshalb nur Richtwerte, um die ungefähre Dauer der Einschlusszeit abschätzen zu können. Betrachtet wird immer die Ingestion der Stoffe, da diese in der Regel über Wasser (bzw Speisen) in die Biosphäre gelangen würden.

Uran-Plutonium-Kreislauf

Im Uran-Plutonium-Kreislauf wird mit leicht angereichertem Uran (LEU) oder Plutonium als Kernbrennstoff gearbeitet. Gegebenenfalls kann auch eine Wiederaufarbeitung durchgeführt werden, um Uran und Plutonium abzutrennen. Die benötigten Einschlusszeiten sind laut Forschungszentrum Dresden-Rossendorf, Westinghouse und dem Georgia Institute of Technology:

Radiotoxizität im Uran-Plutonium-Kreislauf
  • Bei der direkten Endlagerung von LEU-Brennelementen sind etwa 200.000 Jahre nötig. Dies ist die kostengünstigste, und daher auch am weitesten verbreitete Methode der Endlagerung. Da die meisten Leistungsreaktoren der Welt in den 70er Jahren errichtet wurden und zwischen dem Einsetzen der Brennelemente in den Reaktor und ihrem endlagerungsfähigen Zustand etwa ein halbes Jahrhundert vergeht (etwa 4 Jahre im Reaktor, 5 Jahre im Abklingbecken und 40 Jahre Trockenlagerung), kann eine Endlagerung frühestens in den 2020er Jahren erfolgen. Finnland und Schweden werden hier eine Vorreiterrolle übernehmen, beide planen ihre Endlager ab 2020 in Betrieb zu nehmen. Im Diagramm rechts entspricht dies der schwarzen Kurve „Total“.[36]
  • Bei der direkten Endlagerung von MOX-Brennelementen sind etwa 1,1 Millionen Jahre nötig, bis die Radiotoxizität von natürlichem Uranerz erreicht ist.[37] Dieser Fall kommt nur sehr selten vor, z.B. in Deutschland, da nach der Machtergreifung von Rot-Grün die Wiederaufarbeitung verboten wurde. Abgebrannte MOX-Brennelemente, die ihr Plutonium aus dem Recycling von älteren Brennelementen beziehen, müssen nun direkt endgelagert werden. Da das Plutonium aus einer Wiederaufarbeitungsanlage gewonnen wird gibt es keinen technischen Grund, abgebrannte MOX-Brennelemente nicht wieder zu recyclen.
  • Wenn die majoren Aktiniden Plutonium und Uran zu 99-99,9% abgetrennt werden (Pu + U), sind nur 6.500 bis 11.300 Jahre Einschlusszeit nötig. Die verbliebenen Spaltprodukte (engl. fission products, FP) und minoren Aktiniden (MA) werden verglast, um die Wasserlöslichkeit zu reduzieren. Das PUREX-Verfahren ist bereits etabliert, und wird in der Wiederaufarbeitungsanlage La Hague mit einem Separationsgrad von 99,88% angewendet. Im Diagramm rechts entspricht die Abtrennung von Pu + U der roten Kurve „Minor Actinides & Decay Products“, welche nach 10.000 Jahren die Radiotoxizität von natürlichem Uranerz unterschreitet.[36]
  • In Zukunft sollen auch die minoren Aktiniden abgetrennt werden (Pu + U + MA), so dass die Radiotoxizität der verbliebenen Spaltprodukte bereits nach 320 bis 1.100 Jahren das Niveau von natürlichem Uranerz erreicht. Im Diagramm rechts entspricht dies der schwarzen Kurve „Fission Products“, welche nach 500 Jahren die Erzlinie schneidet.[36] Die hierfür entwickelten Wiederaufarbeitungsverfahren wie Super-DIREX ergeben allerdings nur Sinn, wenn die abgetrennten minoren Aktiniden in Kernreaktoren oder durch ein Beschleunigersystem (ADS) gespalten oder transmutiert werden können.

Theoretisch können die Neutronen eines Beschleunigersystems (ADS) auch dazu verwendet werden, langlebige Spaltprodukte zu deaktivieren. Angesichts einer benötigten Einschlusszeit von nur etwa 500 Jahren für die Spaltproduktmasse und einer Radiotoxizität, die danach 100-fach unter der von natürlichem Uranerz liegt, ist dies eine sehr teure Lösung eines fiktiven Problems. Auch ein Verschwinden aller radioaktiven Stoffe würde keinen Jünger der Ökoreligion von seinem Glauben abbringen.[38]

Thorium-Uran-Kreislauf

Beim Thorium-Uran-Kreislauf wird mit erbrütetem 233U als Kernbrennstoff gearbeitet. Alternativ kann auch hier Pu-239 als Spaltstoff verwendet werden, welches jedoch nur aus dem Uran-Plutonium-Kreislauf effektiv gewonnen werden kann. Denkbar ist auch hier eine Wiederaufarbeitung um Uran, Thorium und gegebenenfalls Plutonium abzutrennen. Die benötigten Einschlusszeiten sind laut Areva NC, Westinghouse und dem Georgia Institute of Technology:

Radiotoxizität im Thorium-Uran-Kreislauf
  • Die Einschlusszeit von U-Th-Brennelementen bei der direkten Endlagerung ist in der Regel irrelevant, da Thorium nur aus dem Brutstoff 232Th besteht. Zur Nutzung der Thoriumvorräte der Erde ist eine Wiederaufarbeitung zwangsläufig notwenig. Der Fall einer direkten Endlagerung von U-Th-Brennelementen ist selten und tritt beispielweise bei den Brennstoffkugeln des THTR-300 auf. Dabei beginnt der Kurvenverlauf der Radiotoxizität unter dem Niveau von LEU, und sackt dann schnell ab, auf ein Minimum in ca. 700 Jahren. Danach steigt der Wert wieder an (Pa-231 Zerfall in Ac-227) und erreicht nach etwa 50.000 Jahren ein lokales Maximum.[39] Danach fällt die Radiotoxizität wieder ab, bis nach 1.000.000 Jahren das Niveau von Uranerz erreicht wird.[37] Im Bild rechts entspricht dies der blauen Kurve.
  • Bei der direkten Endlagerung von Pu-Th-Brennelementen sind etwa 1,1 Millionen Jahre nötig, bis die Radiotoxizität von natürlichem Uranerz erreicht ist.[37] Dieser Fall kam bis jetzt kaum vor, da beide Brennstoffkreisläufe für gewöhnlich getrennt voneinander betrieben werden. Tests mit Pu-Th-Brennelementen fanden beispielweise ab dem 32. Zyklus (ab 2002) im Kernkraftwerk Obrigheim bis zu dessen Stilllegung statt.[40] Die Verwendung von Pu-Th-Brennelementen wird unter dem Banner der Proliferationsresistenz propagiert, da Neutroneneinfang im Brutstoff 232Th kein Plutonium erzeugt. Allerdings ist das Brutprodukt 233U auch spalt- und somit bombentauglich.
  • Wenn Uran und Thorium zu 99,9% abgetrennt werden (U + Th), sind etwa 60.000 Jahre Einschlusszeit notwendig, bis die Radiotoxizität auf das Niveau von natürlichem Uranerz abgeklungen ist.[41] Die verbliebenen Spaltprodukte (FP) und minoren Aktiniden (MA) werden verglast, um die Wasserlöslichkeit zu reduzieren. Das THOREX-Verfahren oder vergleichbare Prozesse befinden sich momentan in der Entwicklungsphase. Allerdings verläuft die Toxizitätskurve ab 1000 Jahren nur leicht oberhalb von Uranerz, weshalb in Quellen Einschlusszeiten zwischen 1000 und 100.000 Jahren angegeben werden.[37] Im Bild rechts ist dies die rote Linie, mit 1% Uranresten in der Aktiniden- und Spaltproduktmasse, die nach 10.000 Jahren die Erzlinie schneidet.
  • In Zukunft sollen auch die minoren Aktiniden abgetrennt werden (U + Th + MA), so dass die Radiotoxizität der verbliebenen Spaltprodukte bereits nach Jahrzehnten das Niveau von natürlichem Uranerz unterschreitet.[41] Die hierfür notwendigen Wiederaufarbeitungsverfahren existieren jedoch noch nicht. Wie bei Super-DIREX ergeben diese allerdings nur Sinn, wenn die abgetrennten minoren Aktiniden in Kernreaktoren oder durch ein Beschleunigersystem (ADS) gespalten oder transmutiert werden können. Ein geologisches Tiefenlager ist hier nicht mehr nötig.

Theoretisch können die Neutronen eines Beschleunigersystems (ADS) auch hier dazu verwendet werden, langlebige Spaltprodukte zu transmutieren. Angesichts einer benötigten Einschlusszeit von null Jahren für die Spaltproduktmasse und einer Radiotoxizität, die 50- bis 100-fach unter der von natürlichem Uranerz liegt, ist dies auch hier eine unsinnige Idee. Warum dieselben Leute, die die Wiederaufarbeitung ablehnen in der Transmutation von Spaltprodukten etwas erstrebenswertes erblicken, ist für Ungläubige nur schwer zu verstehen.

Einschlusswirksamer Gebirgsbereich

Der einschlusswirksame Gebirgsbereich (EG) leistet innerhalb der geologischen Barriere bei normaler Entwicklung des Endlagers den entscheidenden Beitrag zum Einschluss der Abfälle für den geforderten Isolationszeitraum: Schadstoffe müssen während des Isolationszeitraums im einschlusswirksamen Gebirgsbereich verbleiben. Der einschlusswirksame Gebirgsbereich besteht dabei aus den technischen Barrieren (TB) und dem Wirtsgestein (WG). Je nach Art des Wirtsgesteins kommt der einen oder der anderen Komponente, oder beiden, eine entscheidende Bedeutung für den sicheren Einschluss zu.[42]

Für jedes Endlager sind dabei Sicherheitsnachweise zu führen. Dabei wird postuliert, dass Grundwasser in das Endlager eindringt. Die radiologischen Substanzen können nach Lösung im Grundwasser im Endlager transportiert, umverteilt und anschließend in die Biosphäre freigesetzt werden. Das Endlager muss diesen Effekten mit seinem Rückhaltevermögen entgegenwirken. Das Rückhaltevermögen wird durch die hydraulischen Eigenschaften des Wirtsgesteins bestimmt. Entscheidend sind dabei das Sorptionsvermögen kd, sowie die Advektion Q und Diffusion D im einschlusswirksamen Gebirgsbereich.[42]

Zur Berechnung dieser Effekte stehen numerische Codes wie TOUGH (bzw TOUGH2) zur Verfügung, welcher Anfang der 80er im Lawrence Berkeley National Laboratory (LBNL) für geothermische Zwecke entwickelt wurde, und den Transport von Wasser, Dampf, Gasen und Wärme in rissigem Gestein simuliert.[43] Der Code kann mit Paketen wie EOS9nT verbessert werden, um Sorption, radioaktiven Zerfall, Advektion, chemische Reaktionen und weitere Dinge zu berücksichtigen.[44] Die Daten für kd, Q und D müssen dann in Untertagelabors vor Ort ermittelt werden, um den einschlusswirksamen Gebirgsbereich samt dem projektierten Endlager dreidimensional in einer Simulation nachzubilden.[45] Dabei stehen drei verschiedene Wirtsgesteine und ihre Behälterkonzepte für die Endlagerung zur Verfügung, die im Folgenden näher behandelt werden.[42]

Steinsalz

Salzgestein im Bergwerk Asse
Transport eines Stahlzylinders mit Transuranabfällen im WIPP

Bei Steinsalz in flacher Lagerung oder in Form eines Salzstockes übernimmt Steinsalz die Funktion des einschlusswirksamen Gebirgsbereiches und ist zugleich Wirtsgestein. In der Bezeichnung „flache Lagerung“ kommt zum Ausdruck, dass das Steinsalzvorkommen eine flache, allenfalls leicht geneigte oder wellige Lagerung aufweist. Bei Salzstöcken hat sich hingegen eine turmförmige Salzstruktur ausgebildet. Als Wirtsgestein ist Steinsalz besonders gut geeignet, da es bis in große Tiefe problemlos die Errichtung standsicherer Hohlräume erlaubt.[42]

Die besonderen barrierewirksamen Eigenschaften von Steinsalz im allgemeinen liegen in der im Vergleich mit anderen Gesteinstypen äußerst geringen Porosität und Durchlässigkeit gegenüber Flüssigkeiten und Gas. Im unversehrten Zustand ist daher weder ein advektiver Transport noch diffuse Migration von Schadstoffen ins Grundwasser möglich. Dazu kommt, das Risse und Fugen, welche auf natürlichem Weg oder durch die Errichtung eines Endlagers entstehen, durch das visko-plastische Verhalten des Steinsalzes langfristig wieder geschlossen werden. Allerdings ist das Sorptionsvermögen von Steinsalz gegenüber Radionukliden und anderen Stoffen gering, was ein Nachteil darstellt, wenn Wasser an die Abfälle tritt, und radioaktive Stoffe auf diese Weise abtransportiert werden. Durch die geringe Durchlässigkeit von Wasser und Gasen können sich im Endlager kritische Gasdrücke aufbauen, sofern der für die Gasbildung erforderliche Zutritt von Wasser nicht ausgeschlossen werden kann.[42]

Steinsalz ist stark wasserlöslich, es kommt deshalb in Oberflächennähe nicht vor, denn Salzvorkommen die mit dem Grundwasser in Kontakt kommen, unterliegen der Auflösung. Anders als bei anderen Gesteinstypen muss der einschlusswirksame Gebirgsbereiches also durch ein Deckgebirge vor einströmendem Grundwasser geschützt werden. Die auflösungshemmende Schutzfunktion des Deckgebirges ist die Voraussetzung, dass ein Steinsalzkörper überhaupt als einschlusswirksamer Gebirgsbereich in Frage kommt. Zum Schutz gegen unerwartete Ereignisse sollte das Deckgebirge zusätzlich auch die Ausbreitung von Radionukliden verhindern, oder zumindest verzögern. Die Subrosion der Salzformation findet allerdings in geologischen Zeiträumen statt, am Standort Gorleben würde es zum Beispiel 15 Millionen Jahre dauern bis das Wasser die Einlagerungsebene erreichen würde, beim WIPP etwa 2-4 Millionen Jahre.[42]

Die Endlagerungsbehälter spielen bei der Endlagerung im Steinsalz keine Rolle.[42] Je nach Konzept wird der Abfall hier auch „nackt“ in das Endlager verbracht, die Glaskokillen also nur mit ihrem Stahlgehäuse. Alternativ ist auch die direkte Entsorgung von Transportbehältern wie CASTOR samt Inhalt denkbar. Durch die gute Wärmeleitfähigkeit des Salzes sind Behältertemperaturen von bis zu 200°C möglich. Salzlösungen, die mit den heißen Abfallbehältern in Kontakt kommen, verdunsten. Dabei kann sich eine dichte Kristallschicht um den Behälter bilden, die einen Zutritt weiterer Lauge zur Behälteroberfläche erschwert. Bis sich dieser auf unter 100°C abgekühlt hat und dann den korrosiven Effekten der Lauge ausgesetzt ist, hat sich eine zentimeterdicke Kristallschicht um den Behälter gebildet und sorgt so für einen weiteren Isolationseffekt des Abfalls.[46] Bei der Einlagerung erfolgt die Verfüllung mit gebrochenem Steinsalz und Salzgrus.[42] Bei dem Salzgrus handelt es sich um körniges Salzgestein, das sich überwiegend aus MgSO4•7 H2O oder MgCl2•6 H2O zusammensetzt. Gelangt nun im Laufe der Zeit Sole aus dem Salzstock in das Gemisch, dann reagiert das Magnesiumoxid unter erheblicher Volumenzunahme zu Magnesiumsalzen. Dadurch schließen sich die offenen Poren oder etwaige Spalten oder Hohlräume. Dies wird dadurch begünstigt, daß sich infolge der Volumenzunahme Druck im Raum aufbaut. Somit kann Grundwasser bzw Sole nicht mehr mit dem Behälter in Kontakt kommen. Durch die Beigabe von Ton wird die Abdichtung beschleunigt.[47]

Bei der Endlagerung im Steinsalz wird das Wirtsgestein die durch die Einlagerung geschaffenen Hohlräume durch seine Plastizität wieder verschließen, sodass der Abfall Teil der Salzformation wird. Die Dauer des Vorganges ist standortspezifisch, und dauert Jahrzehnte bis Jahrhunderte. Die Wärmeentwicklung der hochradioaktiven Abfälle beschleunigt diesen Vorgang. Bis dies erreicht ist, muss die durch die Errichtung von Strecken und Schächten örtlich beeinträchtigte Barrierefunktion durch Verschlussbauwerke aus Bentonit und/oder Bitumen hergestellt werden.[42]

Tonstein

Tonstein im Felslabor Bure
Modell einer Glaskokille mit Behälter und Gleitpads (weiße Streifen)

Bei Tonstein als Medium werden vor allem Vorkommen mit deutlichen Anteilen quellfähiger Minerale ins Auge gefasst. Tonstein ist in Becken- und Grabensystemen gebunden, mit einer meist nur schwachen Neigung der Schichten. Die wesentlichen barrierewirksamen Eigenschaften sind die geringe Gebirgsdurchlässigkeit und das hohe Sorptionsvermögen. Da die Gebirgsdurchlässigkeit an Spalten und Poren in Gestein gebunden ist, welche mit zunehmender Tiefe kleiner werden, wird eine ausreichende Endlagertiefe gewählt, sodass die Diffusion der maßgebliche Transportprozess ist.[42]

Die Plastizität von Tonstein ist geringer als bei Steinsalz, allerdings besitzt Ton ein hohes Quellvermögen bei Wasserzutritt. Diese Eigenschaften sind zwar sicherheitstechnisch günstig weil sie die Barrierewirksamkeit erhöhen (Selbstabdichtung), erschweren aber die Errichtung eines Endlagerbergwerkes. Mit zunehmender Tiefenlage, oder dem Einbringen von wärmeentwickelnden Abfällen verschlechtern sich aufgrund der Temperaturerhöhung die Plastizität und das Quellvermögen. Bei zusätzlicher mechanischer Beanspruchung kann es dann zu Kluftbildung im Gestein kommen. Im einschlusswirksamen Gebirgsbereich ist bei Ton immer Wasser vorhanden. Das zumindest in Gestein vorhandene Porenwasser kann zum Transport der Nuklide und zur Gasbildung bei Abfällen beitragen. Dadurch wird das Grundwasser zumindest lokal kontaminiert, aufgrund der geringen Durchlässigkeit kann dies allerdings in Kauf genommen werden. Wegen der geringen Gebirgsdurchlässigkeit kann sich bei Gasentwicklung in den Abfällen auch ein kritischer Druck aufbauen, welcher zu Mikrorissen im Gestein führt. Aufgrund des Wassergehaltes ist bei Tonstein mit vollständiger Korrosion aller Metalle und dem Abbau aller organischen Substanzen zu rechnen, mit entsprechender Gasbildung.[42]

Im Vergleich mit anderen Wirtsgesteinen besitzt Ton ein sehr hohes Rückhaltevermögen für verschiedene Radionuklide. Das Ausmaß ist allerdings nur bei genauer Kenntnis der gesteins-, nuklid- und milieuspezifischen Verhältnisse sicher beurteilbar. Selbst geklüftete Tonsteine können aufgrund von Diffusion in die Matrix und Sorption an Matrixpartikeln noch ein beträchtliches Rückhaltevermögen aufweisen. Besonders die Aktiniden haben eine starke Affinität zum Ton, und durch den geringen durchschnittlichen Porendurchmesser können auch organische Komplexverbindungen von Nukilden zurückgehalten werden. So zeigen Berechnungen der ANDRA, das 100% der Aktinide und der Elemente 126Sn, 93Zr und 41Ca zurückgehalten werden, sowie 98-99% von 135Cs, 14C, 94Nb und 99Tc. Teilweise werden auch die Elemente 129I (40-60%) und 36Cl (75-80%) zurückgehalten.[42]

Wegen des auf verschiedenste Weise im Tongestein gebundenen Wassers muss die Temperatur der Einlagerungsbehälter unter 100°C bleiben. Der Abfall wird dabei in versiegelte Behälter aus Gusstahl oder rostfreiem Stahl verpackt. Die Behälter können Abfall für etwa 10.000 Jahre absolut sicher isolieren. Als Verschlussmasse wird eine Mischung aus Betonit, Sand und Graphit (zum Verbessern der Wärmeleitfähigkeit) verwendet. Der Betonitversatz hält langfristig Radionuklide, die zu Kolloiden aggregiert sind, zurück. Wenn gewünscht, kann das Verfüllmaterial vor dem Einbau gewässert werden, damit der Ton quillt und die Hohlräume ausfüllt. Die Korrosionsprodukte des Abfallbehälters wie Eisenoxid haben ein größeres Volumen als das ursprüngliche Metall, und können dieses wieder abdichten. Zusätzlich können Korrosionsprodukte als Absorptionsmedium für Radionuklide dienen. Nach Verschluss des Endlagerbergwerkes werden sich die Resthohlräume durch Konvergenz verringern, der Endlagerbereich mit Wasser gesättigt werden, sowie eine Temperaturerhöhung des Gesteins aufgrund der Wärmeentwicklung der Abfälle und Korrosionsprozesse mit Gasbildung stattfinden.[42]

Kristallingestein

Tunnel im Äspö-Labor
Kupferbehälter für Brennelemente

Wenn kristalline Gesteine als Wirtsgestein gewählt werden, sind zum Beispiel Granit und Gneis denkbar. Die wesentliche Eigenschaft dieses einschlusswirksamen Gebirgsbereiches sind die zahlreichen heterogen verteilten Klüfte und Störungen im Gestein, die eine hohe Gebirgsdurchlässigkeit garantieren. Diese Störungen können auch noch in großer Tiefe vorhanden sein. Aufgrund der hohen Gebirgsdurchlässigkeit spielen kritische Gasdrücke praktisch keine Rolle. Während des Auffahrens der Endlagerhohlräume wird das angrenzende Gestein durch Spreng- und Bohrarbeiten verändert und unter Spannungen gesetzt, wodurch eine Zunahme der Grundwasserfließrate erwartet werden kann.[42]

Ein Endlager in kristallinem Gestein kann auch mit Tonbedeckung errichtet werden. Dabei wird das Endlager nicht im, sondern unter einer Tonschicht errichtet. Diese dichtet das Endlager dann nach oben gegen die Biosphäre ab. Radioaktive Stoffe müssen dann über einen Umweg aus dem Endlager entweichen, oder können nur langsam durch diese Barriere diffundieren.[42]

Das Rückhaltevermögen des einschlusswirksamen Gebirgsbereiches hängt bei kristallinen Gesteinen im wesentlichen von der Ausbildung der wasserleitenden Kluft- und Störungssysteme und den Sorptionseigenschaften des Gesteins ab. Wegen der heterogenen und örtlich hohen Gebirgsdurchlässigkeit kann das Wirtsgestein die Langzeitsicherheit des Endlagers nicht allein gewährleisten – auch weil sich nicht alle Störungen vollständig erfassen lassen. Es muss deshalb stets von wassergängigen Zonen ausgegangen werden. Im Grundwasser gelöste Radionuklide bewegen sich durch advektiven Transport ausschließlich entlang der Trennflächen des Wirtsgesteins. Die Trennflächen sind verschiedenartig ausgebildet, es können sich daher Zonen mit ließendem Wasser, sowie Zonen mit weniger mobilem oder stagnierendem Wasser ausbilden.[42]

Für die Endlagerung werden die abgebrannten Brennelemente in versiegelte Kupferbehälter verpackt und in Bohrlöchern oder Strecken eingelagert. Diese sichern die Integrität des Abfalls für äußerst lange Zeiträume (ca. 100.000 Jahre). Bei verglasten Abfällen aus der Wiederaufarbeitung können auch Edelstahlbehälter gewählt werden. Es sind keine negativen thermischen Eigenschaften von Kristallingesteinen bekannt, trotzdem wird eine Einlagerungstemperatur von maximal 100°C angestrebt. Als Versatz wird eine betonitische Tonschicht gewählt, die den Behälter vor mechanischen Beanspruchungen durch Gesteinsbewegungen und vor chemischen Angriffen des Grundwassers schützt. Die Betonitbarriere dient außerdem zur Rückhaltung von Radionukiden, die den Behälter verlassen.[42]

Nach des Beendigung der Einlagerung und dem Verschluss des Endlagers verbleiben Resthohlräume, die aufgrund der hohen Standfestigkeit kristalliner Gesteine nicht durch Konvergenz reduziert werden. Es bleiben also langfristig Räume bestehen, in denen das Grundwasser eindringen und zirkulieren kann. Folglich muss die notwendige Isolation der hochradioaktiven Abfälle durch den Versatz und die Behälter erfolgen. Die Prozesse, die die Freisetzung, den Transport und die Rückhaltung von Radionukliden bestimmen, ähneln denen eines Endlagers in Tonstein. Es kann also auch zu Sorption und Ausfällungen an Trennflächen kommen, die Effizienz ist dabei standortspezifisch. Verglichen mit einem Endlager in Tonstein erhöht sich jedoch die Verfügbarkeit von beweglichem Grundwasser zwischen den Gesteinstrennflächen.[42]

Vergleichstabelle

Die folgende Tabelle fasst die drei Wirtsgesteine und ihre technischen Barrieren zusammen. Steinsalz eignet sich dabei aufgrund seiner Undurchlässigkeit, seiner hohen Wärmeleitfähigkeit und seines viskosen Verformungsverhaltens sehr gut als Wirtsgestein, allerdings muss die Gefahr einer Auswaschung im Endlagerungszeitraum ausgeschlossen werden können, da das Lösungsverhalten hoch ist. Tonstein besticht durch sein hohes Sorptionsvermögen und seine sehr geringe Durchlässigkeit, allerdings ist das Gestein wärmeempfindlich und die Strecken müssen zur Stabilisierung ausgebaut werden. Der Endlagerungsbehälter spielt hier eine wichtige, aber nicht entscheidende Rolle. Dies ist aber bei Kristallingestein der Fall, da das Gestein spröde und durchlässig ist, und somit der Behälter und sein Versatzmaterial eine möglichst lange Einschlusszeit garantieren müssen.

Testtunnel im Untertagelabor Äspö, mit Betonitversatz verschlossen
Eigenschaft Steinsalz Tonstein Kristallingestein Bemerkungen
Wärmeleitfähigkeit hoch gering mittel Entscheidet über Packungsdichte
Durchlässigkeit undurchlässig sehr gering durchlässig Advektion Q und Diffusion D
Festigkeit mittel gering-mittel hoch Relevant für Aufbau des Endlagerbergwerkes
Verformungsverhalten viskos plastisch-spröde spröde Selbstheilung bei Rissen
Hohlraumstabilität eigenstabil Ausbau nötig hoch bis gering Kostenfaktor
In-situ Spannungen isotrop anisotrop anisotrop Relevant für Aufbau des Endlagerbergwerkes
Lösungsverhalten hoch gering gering Auflösung bei Wasserzutritt
Sorptionsvermögen gering hoch mittel Sorptionsvermögen kd
Temperaturbelastbarkeit hoch gering hoch Entscheidet mit über Zwischenlagerzeit
Einlagerungstechnik Strecken und tiefe Bohrlöcher Strecken und kurze Bohrlöcher Strecken und kurze Bohrlöcher Relevant für Aufbau des Endlagerbergwerkes
Auslegungstemperatur < 200°C < 100°C < 100°C Entscheidet mit über Zwischenlagerzeit
Versatzmaterial Salzgrus Betonit Betonit Barriere gegen Wasser
Zwischenlagerzeit > 15 Jahre > 30 Jahre > 30 Jahre Externe Kosten
Streckenausbau unnötig erforderlich ggf erforderlich Kostenfaktor
Behälterkonzept irrelevant Stahl Kupfer Kostenfaktor

Einlagerungstechnik

Endlagerbergwerk

Aufbau des Waste Isolation Pilot Plant

Das Auffahren von Endlagerbergwerken (engl. deep geological repository) ist momentan der Stand der Technik für die Entsorgung von gefährlichen Chemie- oder Nuklearabfällen. Dabei werden nach Erkundungsbohrungen Stollen oder Schächte zur projektierten Einlagerungsebene hin abgeteuft, und dort ein Untertagelabor eingerichtet. Nachdem die Umgebung des Untertagelabors gründlich untersucht und für geeignet befunden wurde, wird ein Grundriss des zukünftigen Endlagerbergwerkes erstellt, indem die Einlagerungsstrecken und -bohrlöcher (wenn geplant) sowie deren zukünftiger Inhalt dargestellt wird. Auf dessen Basis wird nun die Langzeitsicherheit des Endlagers geprüft. Neben der Analyse des oben beschriebenen einschlusswirksamen Gebirgsbereiches werden auch mögliche Gebirgshebungen und -senkungen, die Störungs- bzw Bruchtektonik, die Seismizität, der Vulkanismus sowie Erosion und Subrosion am Standort während des Einschlusszeitraumes geprüft.[48] Gibt die Politik und die Aufsichtsbehörde das OK, kann mit dem Auffahren des Endlagerbergwerkes begonnen werden. Übertage wird dann eine Konditionierungsanlage errichtet, um die radioaktiven Abfälle von Transport- in Endlagerungsbehälter umzuladen.

Der Betrieb unterscheidet sich von Untertagedeponie zu Untertagedeponie. Für das Endlager Olkiluoto ist beispielsweise geplant, dass der Abfall in Transportbehältern angeliefert und geprüft wird. Nach der Prüfung erfolgt die ferngesteuerte Umladung der Brennelemente vom Transport- in Endlagerungsbehälter. Diese werden dann weiter ferngesteuert in einen Aufzug verladen, und damit hinunter zur Einlagerungsebene gebracht. Dort übernimmt ein bemanntes Transportfahrzeug, und fährt den Behälter zum Einlagerungsfeld, und dort in die für den Behälter bestimmte Einlagerungsstrecke. Je nach Ablagemethode wird der Behälter auf den Boden gelegt oder in ein Sackloch im Boden gesteckt, und dann mit Versatz umschlossen. Bei der vertikalen Ablage wird der Raum über dem Bohrloch ebenfalls noch mit Versatz gefüllt. Ist die Einlagerungsstrecke voll, wird diese mit einer Barriere versiegelt. Sind alle Einlagerungsfelder mit Abfällen und Versatz gefüllt, werden die restlichen Hohlräume verfüllt, und weitere Barrieren in den Schächten errichtet. Das Endlager ist damit versiegelt. Anschließend wird die Oberfläche zu grünen Wiese zurückgebaut.

Aufbau eines Tiefbohrlochs

Abgesehen von der speziellen Art der Einlagerung fällt der Unterschied zwischen einer Untertagedeponie für Nuklearabfälle zu einer Untertagedeponie für Chemieabfälle wie in Herfa-Neurode gering aus. Der sichere Verschluss beider Arten von Endlagern ist deshalb Forschungsgegenstand zuständiger Behörden, in Deutschland beispielweise der Gesellschaft für Anlagen- und Reaktorsicherheit (GRS).[49]

Tiefbohrlöcher

Bisherige Entsorgungslösungen setzen auf ein Endlagerbergwerk, um hochradioaktive Abfälle zu entsorgen. Durch Fortschritte in der Tiefbohrtechnik, besonders durch die Öl- und Gasindustrie, rückt die Entsorgung in Tiefbohrlöchern (engl. deep borehole disposal) aber wieder verstärkt in den Fokus.[13] Dabei wird ein Bohrloch mehrere Kilometer tief in den Boden gebohrt, tief in das Wirtsgestein hinein. Der Durchmesser sinkt dabei mit zunehmender Tiefe von etwa 122 cm auf etwa 44 cm ab. Nach dem Auskleiden wird in das Loch, das etwa 5 km tief sein kann, radioaktiver Abfall gefüllt, bis die Abfallsäule ca. 2 km hoch steht. Die Brennelemente werden dabei bündelweise in Behälter gepackt, Glaskokillen können auch behälterlos versenkt werden. Beide werden mit Versatz fixiert. Denkbar ist auch die Entsorgung von flüssigen Abfällen. Der Restraum bis zur Oberfläche wird mit kompaktierten Versatz, Asphalt und Beton versiegelt.[4]

Bei der Variante deep rock melting (DRM) wird der (flüssige) heiße Abfall ins Gestein eingebracht, wobei das Wirtsgestein die Nachzerfallswärme des Abfalls nicht ausreichend abführen kann. Ziel ist es hier, dass der Abfall und das in der Nähe befindliche Wirtsgestein schmilzt. Dadurch vermischen sich Abfall und Wirtsgestein so lange, bis die Konzentration an Radionukliden so weit ausgedünnt ist, dass sich das Gestein mit den Nukliden wieder verfestigt. Wirtsgestein und Abfall werden so zusammengeschmolzen. Das Konzept geht fließend in dass sogenannte deep self-burial (DSB) über, wo sich der Abfall selbst in größere Tiefen vorschmelzen soll.[13] Das Deep Underground Melt concept (DUMP) wurde erstmals 1971 vom Lawrence Livermore National Laboratory vorgestellt, und später verfeinert.[50]

In der größeren Lagertiefe sind durch den Gesteinsdruck die Poren im Kristallingestein geringer, was die Ausbreitung von Nukliden behindert. Durch die größere Lagertiefe ist auch der Weg länger, den die Radionuklide zurücklegen müssen, um in die Biosphäre zu gelangen. Das Rückhaltevermögen des Wirtsgesteins kann also geringer sein, da trotzdem die benötigte Einschlusszeit erreicht werden kann.[4] Die Methode ist auch weitaus flexibler und skalierbar. So untersuchte die OECD in den 80er Jahren die Unterwasserverbringung von HLW in Bohrlöchern, in mindestens 4000 m Tiefe unter der Meeresoberfläche. Da die Langzeitsicherheit stärker von der Tiefe und weniger von der geologischen Struktur des Standortes abhängig ist, könnten Tiefbohr- und Ablagetechnik auch unabhängig vom Standort lizenziert werden – ähnlich wie bei Kernkraftwerken.[51]

Die Entsorgung in Tiefbohrlöchern ist dabei je nach Stand der Technik und den aktuellen Auflagen und Kostenstrukturen eine Alternative zum Endlagerbergwerk. Die ursprüngliche Entsorgungslösung Sowjetrusslands favorisierte Bohrlöcher, bis diese aufgrund der damaligen geringen Tiefe und der damit verbundenen mangelnden Langzeitsicherheit aus der Mode kamen. So wurden in Russland ab 1957 an drei Standorten (Krasnojarsk-26, Tomsk-7, Dimitrovgrad) insgesamt 50 Millionen Kubikmeter an schwach-, mittel- und sogar hochradioaktiven flüssigen Abfällen in Sandstein zwischen Tonschichten injiziert, in Tiefen von 400 bis 1400 Metern.[6][52] Bis 1999 wurden hauptsächlich in Seversk bis zu 30 Millionen Kubikmeter flüssige Abfälle, meist aus der Wiederaufarbeitung, in 300 bis 1500 Metern Tiefe entsorgt.[11] Insgesamt wurden über 70.000 m³ an hochradioaktiven Abfällen entsorgt.[53] In den USA wurden um 1970 nur 7500 m³ an schwachradioaktiven Abfällen als Zementschlamm in etwa 300 Metern Tiefe am Oak Ridge National Laboratory entsorgt, [6] bis 1984 insgesamt 17.300 m³.[54]

Wirtschaftlichkeit

Finanzierung

Die Kernenergiebranche ist auch weiterhin die Einzige, welche die Kosten der Entsorgung auf den Strompreis umlegt. Damit wird die Zwischen- und Endlagerung radioaktiver Abfälle, der Rückbau des Kraftwerks und in manchen Ländern auch die Wiederaufarbeitung finanziert. Zur Verwaltung der Entsorgungsleistung wird eine Behörde gegründet, im Folgenden als WMO (Waste Management Organisation) abgekürzt. Teilweise beauftragt der Staat auch ein privates Unternehmen, in Deutschland zum Beispiel die DBE. Diese ermittelt die anfallenden Abfallmengen und legt Entsorgungskriterien fest, und schätzt die Lebenszykluskosten der Endlager sowie deren Kostenverteilung ab. Auf Basis dieser Daten wird dann ein Finanzierungsmodell entwickelt, um die Abfallverursacher zur Kasse zu bitten. Die IAEA listet nicht weniger als acht Möglichkeiten auf, an Gelder zu kommen. Meist werden folgende gewählt:[55]

  • Es wird ein externer Fond geschaffen, in den die Abfallverursacher einzahlen müssen. Die Kosten werden meist nach Kilowattstunden abgerechnet. Da Forschungsreaktoren und Nuklearmediziner keinen Strom produzieren, werden deren Entsorgungskosten durch den KKW-Betrieb quersubventioniert. Beispielländer hierfür sind Finnland, Schweiz, Südkorea und Argentinien.
  • Es wird eine Abfallgebühr für die gelieferte Menge Müll erhoben, welche vom Verursacher bezahlt werden muss. Befindet sich das Endlager noch im Bau, müssen diese eine sogenannte „Vorleistung“ bezahlen. Die Abfallverursacher müssen im Gegenzug Rücklagen bereitstellen, um die Kosten nicht der Allgemeinheit aufzubürden. Eine Quersubventionierung ist hier nicht möglich, da alle Abfallverursacher gleich behandelt werden. Beispielländer hierfür sind Deutschland, Japan, Russland und das Vereinigte Königreich.

Wenn der Müll abgeliefert wird, geht er rechtlich in die Verantwortung des Staates (zB in Finnland, Argentinien, Deutschland) oder der WMO (zB in Litauen, Schweiz, Niederlande) über. Zusatzkosten, die durch unsachgemäße Endlagerung entstehen, müssen dann von diesen getragen werden.[55] Dies ist nur fair, da die Abfallverursacher weder für die Frage nach der Eignung des Endlagers zuständig sind, noch über die Höhe der Entsorgungsabgabe mitentscheiden können. Nur in Südkorea, Japan, Indien und Kanada sind die Abfallverursacher auch nach der Einlagerung noch die rechtmäßigen Eigentümer des Mülls.[55] Die Höhe der Entsorgungsabgabe, das Finanzierungsmodell und die rechtlichen Fragen sind in der Liste von Endlagern länderspezifisch aufgeführt.

Entsorgungskosten

Volkswirtschaftlich ist es sinnvoll Abfall so preiswert wie möglich zu entsorgen, um die Lebenszykluskosten von Produkten zu reduzieren, und damit Kaufkraft und Wohlstand der Bevölkerung zu steigern. Eine sogenannte „Umweltverschmutzung“ spielt dabei keine Rolle, da der Wohlstand und die Lebensqualität moderner Industriegesellschaften nicht von der Zahl der Wale in den Ozeanen, oder den Bäumen des Regenwaldes abhängt. Es muss lediglich ausgeschlossen werden, dass langfristig keine Gesundheitsschäden an Menschen drohen, welche Folgekosten verursachen könnten.

Die Entsorgungspolitik Deutschlands wiederspricht diesem Prinzip; hier werden durch Politik und Medien möglichst hohe Entsorgungskosten angestrebt, um der verhassten Kernenergienutzung zu schaden. Beispielhaft hierfür steht der Hick­hack um den Standort Gorleben und der Umbau von Schacht Konrad zu einem Endlager, der durch immer neue Auflagen (Energieeinsparverordnung, Erdbebenschutz in einem seismisch toten Gebiet, usw) verzögert und verteuert wird, oder das Endlager Morsleben. Dieses beherbergt 37.000 m³ an LLW und ILW, und die Gesamtprojektkosten werden auf € 2,1 Mrd. (2012) geschätzt, was zu Entsorgungskosten von € 56.756/m³ führt.[56][57] Die Kosten der Abfallentsorgung in Deutschland werden deshalb nicht näher betrachtet.

Ein Problem bei der Entsorgung von radioaktiven Abfällen ist der mangelnde Wettbewerb: Meist betrachten Staaten die Endlagerung von radioaktiven Abfällen als nationale Aufgabe, und beauftragen eine staatliche Behörde mit der Entsorgungslösung. Durch die geringe Menge an radioaktiven Abfällen sind auch mehrere nationale Entsorgungsstationen, die miteinander im Wettbewerb stehen, kaum realisierbar. Nur in den USA gibt es verschiedene private Firmen, die sich auf die Entsorgung von schwachradioaktiven Abfällen spezialisiert haben, da die Abfallmenge genügend Raum für mehrere Marktteilnehmer bietet, und der Staat kernenergie- und marktfreundlich ist.

Schwach- und mittelradioaktive Abfälle

Vergraben des Mülls neben Bombentrichtern auf der Nevada Test Site

Bis 1993 konnten radioaktive Abfälle noch legal und preiswert im Meer verklappt werden, bis diese Vorgehensweise von den Teilnehmern der Londoner Konvention verboten wurde. Heute werden nur noch flüssige radioaktive Abfälle aus Wiederaufarbeitungsanlagen direkt ins Meer geleitet. Die Entsorgungskosten für schwach- und mittelradioaktiven Abfall unterscheiden sich nicht wesentlich von Land zu Land, und liegen etwa bei:

  • Das Endlager Centre de l'Aube (Frankreich) wurde 1992 eröffnet, und soll bis zu einer Million Kubikmeter LLW und ILW annehmen. Die Kosten liegen bei € 3200/m³, bezogen auf 2009.[58]
  • Seit 2003 wird im selben Endlager auch VLLW entsorgt. Mit einem Einlagerungsvolumen von 650.000 m³ kostet die Entsorung im Schnitt € 420/m³, bezogen auf 2009.[58]
  • Das Endlager Clive (Utah), wo die private Firma EnergySolution bis zu 11 Millionen Kubikmeter LLW in der Wüste vergraben will, berechnet Entsorgungskosten von $ 250-1100/m³, bezogen auf 2012.[59]
  • Für die kanadischen LLW und ILW soll unter der Western Waste Management Facility ein Endlagerbergwerk entstehen. Die Kosten wären mit denen eines oberflächennahen Einbetonierens der Abfälle identisch, folglich entschied man sich für die Untertageentsorgung. Die Lebenszykluskosten wurden zu CAD 278,476 Mio. berechnet, bezogen auf 2002. Bei 200.000 m³ an Einlagerungsvolumen ergeben sich so CAD 1392/m³ (€ 1070/m³).[60]
  • Im Endlager Dukovany (Tschechien) wurde von 1995-2009 LLW und ILW in Betonsärgen endgelagert. Die Betriebskosten lagen bei CZK 10 Mio./a, plus CZK 923 Mio. für den sicheren Einschluss und 300 Jahre Überwachung (incl 20% Kostenpuffer).[61][62] Insgesamt also CZK 1063 Mio. (€ 42,1 Mio.) für 55.000 m³, bezogen auf 2004, was zu € 765/m³ führt.[63]

Bei einer durchschnittlichen Abfallmenge von 100 m³ LLW und 20 m³ ILW für ein 1000-MW-Kernkraftwerk ergeben sich somit – bei Entsorgungskosten von € 500/m³ LLW und € 3200/m³ ILW – jährliche Abfallgebühren von 114.000 Euro. Bei einer jährlichen Stromproduktion von 7,45 GWh (1000 MW bei 85% Auslastung) ergeben sich Kosten von € 0,0015 ct/kWh, was für den Endverbraucher nicht spürbar ist. Die Hauptmasse der Abfälle fällt beim Rückbau der Anlage an, und wird durch Rücklagen des Betreibers finanziert. Die von der IAEA angegebenen Zahlen sind deshalb nur fiktive Mittelwerte, bezogen auf die durchschnittliche Betriebszeit der Anlage.

Hochradioaktive Abfälle

Bei der Entsorgung von hochradioaktiven Abfällen sind die Kosten für den Stromverbraucher nicht mehr zu vernachlässigen. Da die Zahl der Endlager für hochradioaktive Abfälle, welche sich in der Betriebs- oder Genehmigungsphase befinden sehr gering ist, sind die Lebenszykluskosten dieser Anlagen mit erheblicher Unsicherheit behaftet. Diese sind, soweit abschätzbar:

  • Die Lebenszykluskosten für das Endlager Carlsbad (USA) werden vom Department of Energy mit $ 9,6 Mrd. angegeben, inklusive der Transportkosten von etwa $ 1,3 Mrd. zur Anlage. Ohne diese ergeben sich bei einem Einlagerungsvolumen von 175.600 m³ etwa $ 47.266/m³, bezogen auf 1998.[64] Carlsbad in der Wüste New Mexikos ist zur Zeit das einzige HLW-Endlager weltweit, das sich im aktiven Betrieb befindet. Es werden dort hochradioaktive Abfälle aus der Kernwaffen-Produktion eingelagert.[65]
  • Die Kosten für das Endlager Olkiluoto (Finnland) werden mit € 3 Mrd. angegeben, bezogen auf 2006.[66] Bei einer Einlagerungsmasse von 12.000 t ergibt dies etwa € 250.000/t.
  • Das Endlager Forsmark (Schweden) soll SEK 24 Mrd. Kosten (€ 2,78 Mrd.), bezogen auf 2009.[67] Bei einer Einlagerungsmasse von 12.000 t ergibt dies € 231.737/t.[68]

Die Kupferkosten machen bei Olkiluoto und Forsmark etwa € 0,5 Mrd. aus.[66] Eine Endlagerung im Ton- oder Salzstein hat deshalb das Potential, preiswerter zu sein. Bei € 250.000/t und 27 t HLW pro Jahr würden in einem durchschnittlichen Kernkraftwerk jährliche Abfallgebühren von 6,75 Mio. Euro anfallen. Mit der oben genannten Jahresproduktion von 7,45 GWh ergeben sich folglich Kosten von € 0,09 ct/kWh. Die Entsorgungsgebühr pro Kilowattstunde, in Finnland etwa € 0,15 ct/kWh, dient somit fast ausschließlich zur Entsorgung des hochradioaktiven Abfalls, plus einer Reserve gegen Kostenüberschreitungen und unvorhersehbare Ereignisse.

Aufgrund der relativ hohen Kosten ist es sinnvoll, über alternative, preiswertere Entsorgungslösungen nachzudenken. Die Deponierung von HLW in Tiefbohrlöchern stellt dabei eine Möglichkeit dar. Vorteilhaft ist hier auch, das flüssige radioaktive Abfälle direkt in das Wirtsgestein injiziert werden können, was z.B. bei Flüssigsalzreaktoren praktischer ist. Die Kosten für ein 5 km tiefes Bohrloch werden von den Sandia National Laboratories auf $ 20 Mio. geschätzt, wobei zur Entsorgung aller hochradioaktiven Abfälle der USA etwa 950 Löcher notwenig wären, um die 109.300 t HLW zu versenken. Die Entsorgungskosten lägen damit bei $ 173.833/t.[4] Das Massachusetts Institute of Technology (MIT) schätzt die Entsorgungskosten sogar noch geringer ein, auf $ 100.000/t.[51] Damit hätte die Tiefbohrlochentsorgung das Potential, wesentlich preiswerter als ein Endlagerbergwerk zu sein. Allerdings gibt es hier Unsicherheiten, was die Kosten für Standortuntersuchungen, Forschungen usw angeht. Generell sind die Kosten der Tiefbohrlochentsorgung linear von der Bohrtiefe abhängig, mit einem Kostensprung von 3 auf 6 Mio. Dollar pro Bohrloch in einer Tiefe von 5000 ft (1666 m). Die Fertigung eines 5-km-Loches dauert etwa 110 Tage.[4]

In Zukunft ist denkbar, das die Tiefbohr- und Ablagetechnik auch unabhängig vom Standort lizenziert werden kann, ähnlich wie bei Kernkraftwerken. Die verschiedenen Entsorgungsanbieter könnten dann auf verschiedenen Flächen miteinander konkurrieren. Da jedes Bohrloch ein Unikat darstellt, kann die Entsorgung jedes Quantums Müll neu ausgeschrieben werden (Drill as needed, pay as you go).[51]

Zitate

„Eine Ärztin aus der Nuklearmedizin erzählte mir, dass die Patienten immer sofort einwilligen, wenn ihnen radioaktive Lösungen injiziert werden sollen. „Selbstverständlich, Frau Doktor, wo soll ich unterschreiben?“ Aber radioaktive Stoffe viele Kilometer vom Wohnort entfernt und viele Hundert Meter unter der Erde, das macht Angst. Es ist schon erstaunlich, mit wie wenig Überlegung man durchs Leben kommen kann. Ein Versicherungsunternehmen ist so jedenfalls nicht zu betreiben. Ich habe einmal eine Lebensversicherung abschließen wollen und musste da einen umfangreichen Fragebogen ausfüllen. Nun war ich, wie der Fachausdruck lautet „beruflich strahlenexponiert“ und wusste nicht recht, ob ich bei der Frage „Üben Sie einen gefährlichen Beruf aus“ ein Kreuz machen sollte. „Nein“, sagte der Versicherungsvertreter, „das können Sie durchstreichen. Sie haben keinen gefährlichen Beruf. Nach unseren Statistiken gibt es da keine erhöhte Sterbewahrscheinlichkeit.
Die Medien und die Politiker vermitteln uns ein schiefes Bild von den Risiken unseres Lebens. Erinnern Sie sich noch an BSE, den Rinderwahn? Es gab wenige Todesfälle in England und bei uns keinen einzigen. Da fahren die Leute Motorrad, rauchen, saufen, aber Rindfleisch essen? Viel zu gefährlich. Die Medien brachten den Glauben unters Volk, und der Staat gab Milliarden zur Bekämpfung dieses Nullrisikos aus. Man musste schließlich die Sorgen der Menschen ernst nehmen, nachdem man diese Sorgen künstlich erzeugt hatte. Überhaupt die Medien: Über einen tödlichen Unfall auf einer Baustelle berichten nicht einmal die Lokalzeitungen. Ein Toter in einem Chemiewerk kann schon in die Tagesschau kommen. Vorfälle in kerntechnischen Anlagen werden immer groß herausgebracht, auch wenn niemand zu Schaden kam.
Zum Thema Strahlenwirkungen habe ich oft Kurse abgehalten, und unter den Kursteilnehmern waren hin und wieder richtig engagierte Kernkraftgegner. Ich habe mich da schon gefragt, was wird, wenn ich einen überzeugen kann, dass alles, was er bisher auf diesem Gebiet geglaubt hat, nur kalter Kaffee ist. Er verliert seine Freunde. Die Castor-Demo in Gorleben, bisher der Höhepunkt des Jahres, macht keinen Spaß mehr. Sein Leben hatte einen Sinn; er glaubte, die Welt vor dem Atomtod zu retten. Und das soll alles weg sein? Wer könnte das verantworten? Auch ein Aberglaube kann manchem einen Halt im Leben geben.“
– Dr. Hermann Hinsch, Physiker und ehemaliger wissenschaftlicher Mitarbeiter des Bergwerks Asse[69]


„Nach der erfolgten Gründung reden dann alle mit glänzenden Augen über die eigene Wassermühle, die sie sich wünschen, das Windrad, den selbst betriebenen Kühlschrank, dessen Abwärme wiederum in irgendetwas anderes umgewandelt werden soll … ich kann kaum folgen, so heiß geht es her. Und immer geht es um Müll, Energie, und wieder um Müll und Energie. [...] Die Müll-Fanatiker würden einen anschauen, als käme man vom Mond. Für sie ist das Leben nichts als ein einziger Komposthaufen, und das ist gut so, würden sie stolz hinzufügen. [...] Während meiner ganzen Reise durch Öko-Deutschland bekam ich es regelmäßig mit zwei Missverständnissen zu tun. Das eine war der Satz: "Du schreibst für die Rolling Stones? Find' ich gut, die höre ich auch immer." Das andere war der Vorwurf, ein Egoist zu sein. Weil ich nämlich zugab, die in 20.000 Jahren sich auflösenden Brennstäbe unwichtig zu finden. Dann kam sofort der Vorwurf – und er wurde mit der denkbar größten Verachtung hervorgestoßen – ich interessierte mich einzig für mein Leben und nicht für die Menschen, die in 20.000 Jahren lebten oder in 300.000 (die Berechnungen schwankten). Nun ist es klar, dass jemand, der heute über die Probleme der Menschen in tausend Generationen nachdenkt und über sie entscheiden will, in die Psychiatrie gehört. [...] Das sind klassische Eskapisten. Die könnten auch alle LSD nehmen oder eine Wiedertäufer-Sekte bilden.“
– Schriftsteller Joachim Lottmann in der Zeitschrift „Rolling Stone“[70]


„Immer wieder lese ich aber auch Argumente der Art "Wenn die Urmenschen schon AKW’s gehabt hätten, dann müssten wir uns heute noch mit deren Abfall rumplagen!" [...] Zunächst muss man festhalten, dass der Abfall nach etwa einer Millionen Jahre sein radiotoxisches Potenzial verloren hat, die Strahlung, die dann von ihm ausgeht, ist von der normalen Umgebungsstrahlung nicht mehr zu unterscheiden. Wenn also Urmenschen wie Lucy (vor ca. 3,2 Mio Jahre) bereits mit Kernkraft experimentiert hätten, dann wäre da nichts mehr übrig, was uns Sorgen machen müsste. An dieser Stelle kann man also auch die Dinosaurier ausschließen. Hingegen die frühen Zivilisationen wie die der Römer oder Ägypter befinden sich in der Tat innerhalb einer Zeitspanne, in der der Abfall noch gefährlich ist. [...] So gesehen müsste man das Zitat also abwandeln: "Wenn die alten Ägypter bereits KKW’s betrieben hätten und den Abfall fachgerecht entsorgt hätten, wüßten wir heute nichts davon."“
– Jan Gottwald, Kernphysiker[71]


„Als Totschlagargument gegen die Kerntechnik dient die Gefahr für Jahrmillionen. Diese besteht aber nur, wenn man so langlebige Isotope, wie Plutonium und die sog. „Minoren Aktinoiden“ weiter bestehen lässt. [...] Warum ist die Rückkehr zu einer Wiederaufbereitung — als erster Schritt zur Beseitigung — zwingend notwendig? Wenn ein Brennelement den Reaktor verlässt, besteht es immer noch zu rund 95% aus Uran. Ein Recycling vermindert die weiterhin zu „bewachende“ Menge auf weniger als 5%. Ein bereits nicht als gering zu schätzender Vorteil. Trennt man nicht nur das Plutonium, sondern auch die Aktinoiden ab, verbleiben die Spaltprodukte, die nach etwa 400 Jahren vollständig verschwunden sind. [...] Durch die Hysterie von Rot/Grün („Plutoniumfabrik“ in Hanau) ist dieser Vorteil verspielt worden, wird dafür aber überall in der Welt dankend weiterverwendet. [...] Das war die Geburtsstunde der „Endlagerproblematik“, die dann von Müller/Trittin/Schröder/Fischer mit der Neufassung des „Atomgesetzes“ und dem darin enthaltenen Verbot der Wiederaufbereitung und der „Konditionierung der Brennelemente“ in Gorleben und deren Endlagerung vollendet wurde.“
– Klaus-Dieter Humpich, Dr. Ing. für Energie- und Verfahrenstechnik[72]

Weblinks

Intern:
Extern:

Einzelnachweise

  1. a b EIKE: Endlager für atomare Abfälle am Beispiel des Salzstocks Gorleben, August 2011
  2. National Academy of Sciences Reports on High-Level Radioactive Waste Management
  3. Sandia National Laboratories: Salt Disposal of Heat-Generating Nuclear Waste, Januar 2011
  4. a b c d e Sandia National Laboratories: Deep Borehole Disposal of High-Level Radioactive Waste, August 2009
  5. Edwin Roedder: Atomic Waste Disposal by Injection into Aquifers, 1957
  6. a b c WNA: Storage and Disposal Options / Radioactive Waste Management Appendix 2, November 2010
  7. Power: The U.S. Spent Nuclear Fuel Policy: Road to Nowhere, S. 2, 2010
  8. Power: The U.S. Spent Nuclear Fuel Policy: Road to Nowhere, S. 3, 2010
  9. a b Impact limits of partitioning and transmutation scenarios on the radiotoxicity of actinides in radioactive waste, Nuclear Energy, 2003, 42, No. 5, Oct., 263–277
  10. Mineralium Deposita: Hydrogeochemical modelling of an active system of uranium fixation by organic soils and sediments (Needle's Eye, Scotland), January 1993, Volume 28, Issue 1, pp 66-76
  11. a b WNA: Russia's Nuclear Fuel Cycle, November 2012
  12. CORDIS: Building confidence in deep disposal : the borehole injection sites at tomsk-7 and krasnoyarsk-26 Abgerufen am 22. Januar 2013.
  13. a b c d NIREX: A Review of the Deep Borehole Disposal Concept for Radioactive Waste, Juni 2004
  14. Indonesian Geologist Association: Uranium
  15. WNA: Licence granted for Finnish used fuel repository, 12. November 2015
  16. Süddeutsche Zeitung: Das Giftgrab, 19. Mai 2010
  17. Perspektiven der Untertage-Entsorgung in Deutschland (2012)
  18. Emissionsentwicklung 1990 - 2010, Schwermetalle Nationale Trendtabellen für die deutsche Berichterstattung atmosphärischer Emissionen seit 1990, Umweltbundesamt (Excel-Tabelle), 2012
  19. Hamburg Moorburg - Das Aus für den Klimaschutz?. Abgerufen am 17. Juni 2011.
  20. Frankfurter Rundschau: Ein Berg von Sondermüll, 20. Juli 2009
  21. photovoltaik-Magazin: Blei bleibt beliebt, 04/2011
  22. N24: Der giftigste Ort der Welt ist in Nordhessen, 29.12.2010
  23. University of Nebraska Press: Green Illusions. The Dirty Secrets of Clean Energy and the Future of Environmentalism, June 2012 ISBN: 978-0-8032-3775-9
  24. Coal Combustion: Nuclear Resource or Danger? by Alex Gabbard, ORNL Review, Summer/Fall 1993, Vol. 26, Nos. 3 and 4.
  25. Physics.ohio-state.edu, basierend auf den Zahlen des Oak Ridge National Laboratorium (ORNL) in der oberen Quelle und Daten der EPA
  26. Unkonventionelle Gasförderung: Risiko: Radioaktivität
  27. Deutsche Erdöl- und Erdgasgewinnungsindustrie: FAQ – Antworten auf häufig gestellte Fragen
  28. Daily Mail: In China, the true cost of Britain's clean, green wind power experiment: Pollution on a disastrous scale, 26th January 2011
  29. Dan Gabriel Cacuci: Quo Vadis Kernenergie? Neue Reaktorgenerationen III und IV; Institutsleiter IKR Universität, Karlsruhe / Wissenschaftlicher Direktor CEA, Frankreich
  30. Ehrlich, Dietrich/ Schulze, Hartmut: Vergleich der Endlagerung radioaktiver und chemotoxischer Abfälle in tiefen geologischen Schichten, StrahlenschutzPRAXIS 4/2003
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  34. a b c WNA: Radioactive Waste Management, April 2012
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  36. a b c FZD – Transmutation radioaktiven Abfalls - Grundlagen, Methoden, Perspektiven
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  38. EIKE: Atommüll ein (ökologisches) Problem, Dienstag, 03.04.2012
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  43. TOUGH: Suite of Simulators for Nonisothermal Multiphase Flow and Transport in Fractured Porous Media
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  58. a b ANDRA: Welcometo the Aube disposal facilities, März 2011
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  66. a b Posiva Oy: Assessment of Financial Provisions for Nuclear Waste Management Long-Term Perspective from Finnish Viewpoint
  67. SKB: Host for Nuclear Fuel Repository, Dez 2012
  68. WNA: Nuclear Power in Sweden, November 2012
  69. Novo Argumente: Das Märchen von der Asse Eine Glosse von Hermann Hinsch über die Angst vorm bösen Atom und die hirnrissige Idee, den Atommüll aus dem Bergwerk herauszuholen
  70. Rolling Stone: Die grüne Revolution, 02. August 2011
  71. kerngedanken.de: Das Endlager III: die Zeit nach dem Betrieb, 18.05.2012
  72. EIKE: Die Moritat von der „ungelösten Endlagerfrage“! Nicht der Atommüll, sondern die grüne Anti-Atomkraftideologie leidet unter einem Endlagerungsproblem, 15.10.2010