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ISSN : 2093-2332(Print)
ISSN : 2287-5638(Online)
Journal of Korea Society of Waste Management Vol.29 No.7 pp.603-615
DOI :

원자력시설 해체 금속폐기물 용융제염 현황과 전망

민병연, 이기원, 윤경수, 문제권
한국원자력연구원

Current Status and Future Issues for Melt Decontamination of Decommissioning Metal Wastes Generated from Nuclear Facilities

Byeong-Yeon Min, Ki-Won Lee, Gyoung-Su Yun, Jei-Kwon Moon
Korea Atomic Energy Research Institute
Received 5 Ocrtober 2012, Accepted 17 October 2012

Abstract

This paper describes the domestic and international status for melt decontamination, which has been known as the mosteffective technology for the volume reduction and recycling of the metal wastes generated from nuclear facilities. Therecycle or self disposal of metallic wastes can be considered as one of the waste management options under thecircumstances of the capacity limitation of a waste disposal in Korea. The limited recycle or self disposal of the metalwastes through an melt decontamination have the merit from the positive view point of the increase in resourcerecyclability as well as the decrease in the amount of wastes to be disposed resulting the reduction of disposal cost andthe enhancement of disposal safety. Among the scenarios for recycle and reuse of the radioactive metallic wastes, themost feasible and reasonable one is limited reuse option, in which the ingot can be recycled as the products such as thewaste drums and ISO containers. Prior to recycle and reuse in the nuclear sector, however, the regulatory criteria for therecycle and reuse of metallic wastes should be established in parallel with the development of the recycling technology.

I. 서 론

 원자력 에너지는 현재 우리가 당면하고 있는 고유가 시대에 높은 에너지 효율과 청정에너지를 얻을 수 있는 중요한 자원으로서 현재까지 매우 큰 역할을 담당해오고 있다. 특히, 전체 에너지의 해외의존도가 98%에 이르고 있는 우리나라의 실정에서 원자력 에너지는 경제발전을 위한 원동력의 측면이나 자원의 효율적인 사용의 측면에서 없어서는 안 될 중요한 에너지의 자원이다. 이렇게 중요한 에너지원임에도 불구하고 원자력이 환경에 미치는 영향과 원자력에 대한 국민 인식의 부족으로 인해 그 활용성을 극대화시키지 못하는 실정이다. 원자력에 대한 이러한 부정적인 측면은 원자력시설에서 발생하는 각종 폐기물 처리에 대한 신뢰성에 의문을 갖기 때문에 원자력시설에서 발생하는 폐기물을 무엇보다도 안전하게 처리 및 처분하는 것은 매우 중요한 사항이다. 원자력시설의 해체 시 발생하는 폐기물은 금속 조각, 콘크리트, 토양 등 종류도 다양할 뿐만 아니라 발생량 또한 방대하다. EC(European commission)의 자료에 의하면 앞으로 60년 동안 유럽 국가들에 있는 원자력시설의 해체 시 발생되는 금속폐기물의 양이 스테인레스강은 약 30만 톤, 연강이나 탄소강은 약 100만 톤, 알루미늄과 구리는 약 2 ~ 3만 톤 정도가 될 것이며1), 전 세계적으로는 향후 50년 동안 약 1,200만 톤의 스테인레스강은 약 95만 톤, 탄소강은 870만 톤, 구리 220만 톤이 발생할 것으로 예측하고 있다2). 원자력 선진국등은 방사성 금속폐기물량을 최소화하기 위해 해체폐기물 재활용 시나리오, 방사성 핵종의 거동특성, 다양한 용융슬래그의 특성 등의 장기간에 걸친 연구개발과 경험 축적을 통해 기반기술을 확보하였으며, 실제로 상용규모의 처리시설을 갖추어 운전하고 있으며, 아울러 보다 안전하고 경제적인 금속폐기물 재활용을 위하여 계속적인 연구가 진행되고 있다. 국내적으로도 최초의 원자로인 연구로 2호기 및 우라늄 변환시설의 퇴역으로 제염·해체 사업이 완료되었으며, 현재 연구로 1호기가 해체 중에 있다. 연구로 2호기 및 원자력연구원 내 우라늄변환시설의 해체로 인해 구조재, 배관재 등을 포함하여 수십 톤 이상의 금속폐기물이 발생하여 임시 저장 중에 있다3) . 원전시설에서 규모가 큰 구성품(열교환기, 습분 분리기, 증기발생기) 교체나 해체 시 발생하는 다량의 금속폐기물을 그대로 수용하기에는 부족한 폐기물 처분장 문제뿐만 아니라, 지속적으로 처분 단가의 증가가 예상되므로 방사성 금속폐기물의 효과적인 감용 및 재활용 기술이 요구된다. 이러한 원자력시설 유지 보수 및 해체 시 다량으로 발생하는 금속폐기물의 효율적인 관리방안으로 용융제염 기술이 각광을 받고 있다. 용융제염은 다른 감용방법에 비해 부피감용이 가장 커 최종처분시설 공간을 절약할 수 있으며 탄소강, 스테인레스강 및 인코넬 등 많은 양의 금속을 회수하는 것이 가능하다. 용융 제염시 휘발성 핵종(Cs)들은 용융체(Molten materials)로부터 대부분 휘발되며, 비휘발성 원소(U, Pu)는 슬래그에 대부분 제거되어 비방사능을 획기적으로 낮아짐에 따라 결과적으로 금속 모재(주괴)의 방출 및 재활용이 가능하다. 용융제염의 또 다른 긍정적인 효과는 금속폐기물 표면의 방사성 오염물질이 주괴에 분배되면 재사용 조건을 더욱 쉽게 만족시킬 수 있다는 점이다. 해체 금속폐기물을 환경방출 기준 수준으로 제염하기 위해서는 제염 후 잔류방사능이 자연방사능보다 더 낮아야 하기 때문에 잔류방사능 측정에 시간과 비용이 많이 든다. 또한, 잔류 방사능이 균일하지 않을 경우에는 더 많은 계측과 더 엄격한 허용기준이 요구된다. 휘발되지 않는 방사성 핵종(Co)들은 용융 후 표면방사능이 분산되어 모든 잔류 핵종이 균일하게 분포 및 고정화되므로 각 주괴로부터 방사능을 정확하게 측정할 수 있을 뿐만 아니라, 처분이나 무구속 재사용(unrestricted reuse)을 위한 방출시 일반 대중에 대한 위험을 경감시킬 수 있다. 금속폐기물의 방사능 오염이 높아 재활용 주괴로 사용할 수 없을 지라도 안정한 형태의 주괴 자체는 다량의 금속성 조각의 저장을 용이하게 하며 적절한 방사능 감쇄시간을 두면 이 주괴는 재활용할 수 있다. 해체 시발생하는 금속 조각은 대부분 방사능에 아주 미미하게 오염되어 적절한 약간의 제염 처리 후 용융제염의 공정을 거쳐 핵 시설 내의 폐기물 저장 용기나 처분 상자, 폐기물 드럼, ISO 컨테이너 등으로 재활용되고 있거나, 앞으로 재활용할 수 있다고 보고되고 있다4).

 본 논문에서는 고온용융제염의 특성과 고온용융제염시 슬래그와 방사성핵종의 반응 메카니즘을 포함한 방사성금속폐기물 용융제염 기술의 국내외 기술현황과 사례들에 대해 살펴보고자 한다.

II. 용융제염 요소기술

1. 용융 슬래그

 용융슬래그는 금속 용융시 원료 속의 불순물을 목적 금속으로부터 분리를 돕기 위해 첨가한 플럭스로 된 액상의 총칭을 말하며, 금속산화물과 규산염, 인산염, 붕산염, 할로겐화물 등을 함유하고 있는 용융된 혼합물이다. 용융 공정에서 슬래그는 금속을 정제하는 중요한 역할을 담당하고 있으며, 용융된 합금보다 밀도가 낮으므로 용융 표면으로 부상하고, 열손실 및 산화되는 것을 방지한다. 슬래그의 효력은 불순물 원소들과의 친화력뿐만 아니라 최종 화합물의 밀도에 의존한다. 일반적으로 불순물 원소들과 슬래그 내의 원소들(Oxygen 등)사이에서 형성된 화합물은 저밀도이기 때문에 슬래그에 존재한다. 용융슬래그의 여러 가지 주어진 기능은 원활히 수행하기 위해서는 목적에 맞게 화학적 성질과 물리적 성질을 잘 조절하여 이용하여야 한다. 특히, 밀도, 점성도, 계면성질, 열전도도와 전기 전도도 뿐만 아니라 각 성분의 용융거동, 불 균질도, 확산도와 금속상과의 상호작용과 밀접한 관계가 있다. 이들 성질은 슬래그 용체의 화학적 조성과 구조적 배치에 따라 달라지기 때문에 공정 진행 중에 가능한 한 잘 조절하여야한다. 일찍이 액상 슬래그가 이온으로 해리된다는 것을 가정해 왔다. 이런 가정은 그동안 많은 실험에 의해서 증명되고 있으면 전기 전도도 측정과 용융 슬래그에 전기장을 걸어 이온 이동량을 조사함으로써 직접 증명할 수도 있다. 용융슬래그는 이온성 성질을 지니며 일반적으로 슬래그의 구성성분은 이들 내의 화학적 성분의 거동에 따라 슬래그에 O2−이온을 제공하는 염기성산화물(CaO, MnO, FeO, MgO, Na2O), SiO2, P2O5 처럼 O2− 이온을 받아 들여 음이온을 형성하는 산성 산화물(SiO2, P2O5) 중성 산화물(AlO3, Fe2O3),과 알루미늄 전해시 사용되는 용융염(CaF2, Na2AlF6(Cryolite), CaS)으로 구분된다. 용융슬래그는 보통 규산염(Silicate)이며 SiO2, CaO, MgO, Al2O3, P2O5, FeO와 같은 것을 포함한다. 규산염 이온은 여러 크기의 음이온 착물로 서로 연결되며 슬래그 중 SiO2 함유량이 증가하면 결합 차수(degree of interlinking)도 증가한다. 순수한 SiO2는 완전한 3차원 배열로 결합되면 염기성 산화물을 순수한 SiO2 융체에 첨가하면 산화물의 O2−이온이 공유 결합을 끊어 그 결과 산염기의 반응시 O2−이온의 수용체로(acceptor)로 작용하면서 아래와 같은 반응이 일어난다.

 SiO2 (acceptor) + 2O2−  (donator)→ SiO44− 

 슬래그에 포함된 규산염(SiO2)의 망목구조가 끊어지면서 불규칙적인 SiO2의 망목구조가 형성되는데 이때 방사성핵종(Cs, Cs, U)들이 용융슬래그 규산염과 결합하여(Fig. 1) 물리, 화학적으로 매우 안전한 상태로 포집된다5).

Fig. 1. Captured radionuclides in slag matrix.

2. 방사성핵종의 제거 원리

 금속성 폐기물의 용융 시 금속 용융체로부터 슬래그상으로 방사성 핵종이 제거되는 가장 단순화한 메카니즘은 Fig. 2와 같이 나타낼 수 있다6). 첫 번째 단계는 금속 용융체상(melt phase)에 존재하는 방사성핵종이 금속 산화물에 결합되어 있는 산소와 반응하여 방사성 핵종의 산화물을 형성하는 단계이다. 이는 방사성핵종과 금속 산화물에 존재하는 산소와의 화학적 친화력 차이에 의해 발생하는데, 방사성핵종이 금속 원소보다 산소와의 화학적 친화력이 크다면 금속 산화물에 존재하는 산소는 금속 산화물로부터 이탈하여 방사성핵종과 결합하여 방사성핵종 산화물을 형성하는 것이다. 이러한 두 금속간의 화학적인 친화력의 차이는 열역학적 자유에너지로부터 유추할 수 있다7) . 금속 용융체상에서 형성된 방사성핵종 산화물은 자체적인 확산이나 비중 및 활동도 차이 그리고 교반에 의해 슬래그와 접촉하면서 슬래그 상으로 이동한다. 일반적으로 Cs이나 Sr과 같은 휘발성 핵종은 고온의 용융공정에 의해 대부분이 증기로 휘발하고, U과 같은 경우는 산화물을 형성하여 비중이 낮아질 뿐만 아니라 액체 금속과의 반응성이 매우 좋지 않기 때문에 슬래그 상으로 이동한다. 마지막 단계는 이러게 슬래그상으로 이동한 방사성핵종들이 슬래그 주성분이 산화규소(SiO44−) 나 산화알루미늄(Al2O54−) 등과 결합하여 안정화되는 단계이다. 방사성핵종의 산화물은 용융 금속이나 용융 슬래그에있는 다른 성분과 자유롭게 반응한다8) . 방사성핵종들이 슬래그 상에서 보다 안정한 화합물을 형성할 때, 슬래그에서의 활동도는 감소하고 방사성핵종의 대부분은활동도 평형을 유지하기 위해 금속으로부터 슬래그로 이동하게 된다9). 금속과 슬래그 사이에 방사성핵종이 분배되는 정도는 슬래그의 성분과 열역학적으로 생성 가능한 화합물과의 안정화도 또는 시스템이 평형을 이룰 수 있는 정도에 의해 좌우된다10). 다음 단계는 비휘발성의 방사성핵종 산화물이 여러 가지 요인에 의해 슬래그 상으로 이동하거나 휘발성 핵종일 경우에는 분진이나 증기로 배출된다. 용융시 오염핵종은 금속에 존재하는 산소와 결합하여 산화물의 형태로 존재하며, 비중 및 교반에 의해 슬래그와 접촉하면서 다시 규산염화합물 등으로 바뀌어 슬래그 층에 흡수되거나 휘발성 핵종은 증발됨으로서 방사성핵종이 제거된다11).

Fig. 2. Reaction mechanism between slag and radionuclide.

III. 용융제염 기술현황 및 사례

1. 국외현황

 1980년대 중반부터 원자력시설 해체 시 발생되는 금속성폐기물의 감용 및 재활용을 위한 오염금속의 용융기술이 새로운 산업으로 부각되어 방사성 금속폐기물량을 최소화하기 위한 확립된 기술로 이용되고 있으며, 원자력 시설을 가지고 있는 선진국들은 해체 시 발생되는 금속폐기물에 대한 고감용율, 제염효과, 금속의 재사용 가능성 및 안전성 등에 대한 평가를 수행한 경험을 가지고 있다. 방사성 금속폐기물의 발생량과 방사성 금속폐기물의 종류 및 재활용 규모에 따른 경제성에 있어서, OECD/NEA와 미국 등의 분석 결과는 재활용 규모에 관계없이 직접 처분하는 것보다는 재활용하는 것이 경제적인 것으로 평가하고 있다. 원자력산업으로부터 발생하는 금속폐기물 용융을 위한 세계 각국의 주요 용융 시설들은 Table 1과 같다12-13). 

Table 1. Melting facility of several countries

1.1. 미국

 1950년대에 플루토늄 및 우라늄의 분리방법으로 용융제염기술이 개발되어 α 핵종 분리의 중요한 기술로발전시켰고 이러한 기술을 바탕으로 1983년 Idaho National Engineering Lab.(INEL)에서 원자력시설로부터 발생된 금속폐기물을 재사용하기 위한 연구를 시작하여 현재는 하루에 680 kg의 금속폐기물을 용융제염 할 수 있는 시설을 갖추고 있다14). 1994년 DOE는 방사성 금속폐기물 60톤을 용융하여 오염된 스테인레스강을 재활용하는 실험을 수행하였으며, 이 용융물은 장기간의 임시 저장에 적당한 55 갤론 드럼과 100 ft3  용기로 제작하였다. SEG (Scientific Ecology Group Inc.)는 Oak Ridge의 DURATEK 시설(Fig. 3)에 20톤 용량의 전기 유도로를 설치하여 1992년부터 2,735톤의 탄소강의 차폐 블록과 2,200톤의 압연(rolling) 탄소강을 생산하였다. 생산품의 세부 조성은 나타나 있지 않지만, 생산된 차폐 블록의 밀도는 440 lb/ft2 이고 최대의 표면선량은 10 mR/hr이었다15).

Fig. 3. Melting facility of DURATEK and produced shield block.

 미국에서 금속 조각을 가지고 여러 가지 크기의 용융 실험이 행해졌는데, 이를 Table 2에 요약하였다. Mautz(1975)은 1940년 초부터 1960년 초까지 Y-12 공장에 축적된 27,000톤의 우라늄으로 오염된 금속 폐기물과 2,200톤의 스테인레스강 용융실험을 20톤 규모의 아크로에서 수행하였다16). Larsen(1985)은 유도로를 INEL SPERT III 건물 안에 설치하여 해체된 실험 원자로(SPERT III)로부터 얻어진 78톤의 방사성 금속폐기물 용융 실험을 수행하였다17). 

Table 2. Summary of large scale ferrous melt consolidation/refining programs

1.2. 독일

 독일에서는 Siempelkamp와 KWU를 중심으로 저준위 금속폐기물의 용융제염 기술에 관한 연구를 1984년부터 착수하였으며, 1989년 제 1단계의 연구개발 및 실험 실증을 완료하고 1989년부터는 2단계 연구에 착수하였다. 1989년에는 제 2단계의 연구로써 금속폐기물 전용의 CARLA 용융시설(Fig. 4)을 건설하여 200Bq/g까지 오염된 금속 폐기물을 용융 할 수 있도록 설계되어 3.2톤급 중간 주파수(300~500 Hz)의 용융용량은 2톤/hr의 유도로를 사용하여 1990년 이후 약 2,000톤 이상의 금속폐기물을 용융하여 재사용하였다. 1989~2009년까지 약 20년 동안 CARLA 금속용융 시설을 이용하여 탄소강, 스테인레스강, 알루미늄, 구리,납을 포함한 총 25,000톤을 용융하여 9,000톤은 방출하였고 14,500톤은 차폐블럭 또는 KONRAD 컨테이너를 제작하여 원자력 산업분야에 재사용하였다. Niederaichbach 원전 해체 시 발생되는 저준위 금속폐기물을 용융제염하기 위한 EIRAM 시설을 부지 내에 건설하여 운영하고 있으며 1989년 8월까지 약 150톤의 금속폐기물을 용융 제염하였다18-20). Bundeslnder에 위치한 6기의 VVER 원자로 구역으로부터 발생될 폐기물의 양은 상당할 것으로 예상하며, 이 시설들에 대한 해체가 계획 중에 있다. KGR Greifswald 구역의 1 ~ 5기와 KKR Rheinsberg 구역의 1기에서 발생될 폐기물의 양은 2,000Mg/block, 부피는 약 2,400 m³로 예상된다.

Fig. 4. Melting facility of CARLA at Siempelkamp.

1.3. 스웨덴

 Studsvik에 용융제염시설(Fig. 5)을 건설하여 1987년부터 실험실증하기 시작하여 지난 20년 동안 원자력 시설 해체 및 운전시 발생한 배관, 탱크, 오염된 기계, 빔, 플레이트등 금속폐기물을 용융하였다. 1988년말까지 거의 400톤의 저준위 금속폐기물을 용융하였는데, 약 90%가 탄소강이었고, 나머지는 스테인레스강이었다. 최근 10년 동안 WURGASSEN의 원전해체 금속폐기물 3,600톤과 1997~2005년까지는 Hanau에 있는 Siemens 핵연료제조 공장 해체 시 발생된 알루미늄 143톤과 탄소강 644톤을 용융하여 88%인 740톤을 무구속 방출(unrestrict release)하였다. 1999 ~ 2005년에는 1950년대부터 사용해 온 RI 취급 연구실을 해체하여 발생된 알루미늄과 탄소강 100톤을 용융하였고, 이중 82%는 Unconditional로 사용할 수 있도록 처리하였다. 1987년부터 2005년까지 총 12,000톤의 금속성 폐기물을 용융 처리하였다21). 2009년도에는 MRF(Metal Recycling Facility)을 Cumbria에 건설하여 영국 및 스코틀랜드의 12개 지역의 금속폐기물을 처리한 경험을 갖고 있다. 현재에도 지속적으로 대형금속폐기물을 포함한 오염된 철, 알루미늄, 구리 및 동 등 방사성 금속폐기물을 용융제염 사업을 수행하고 있다. Nykoeking에는 3.5톤/Batch 용량의 2기의 전기 유도로(Induction furnace)를 갖춘 시설로 스웨덴 자국 및 독일의 원전에서 운반되어온 금속폐기물을 가동 중에 있으며 주철, 알루미늄, 납 등을 용융하였다. 최대 방사능 농도는 용융 후 RC Recommendation RP89보다 적으면 방출된다. 이렇게 방출된 후에 철강회사로 보내져 10배 이상 희석된다. 이 희석의 보장은 철강사와 계약에 의하여 이루어진 것인데 실제로는 100배 이상 희석되는 것으로 알려져 있다. 이러한 경험을 바탕으로 저준위 금속폐기물에 대한 용융제염기술은 안전하고, 환경에도 무해하며 경제성이 있는 기술로 평가하였다.

Fig. 5. Melting facility of Studsvik and produced ingots.

1.4. 영국

 British Steel Corporation(BSC) 및 Automic Energy Agency (AEA)를 중심으로 용융제염에 관한 기술개발을 수행하였다. 초창기에는 BSC에서 상용규모의 4톤급 아크로(arc furnace)를 개조하여 연구하였으며, 750kg의 오염된 금속폐기물을 용융 제염하였다. 해체 시발생되는 금속폐기물에 대한 고감용율, 제염효과 및 금속의 재사용 가능성 등에 대한 재평가에서 용융 제염기술의 타당성이 인정되어 1989년부터 용융제염시설의 설계 작업에 들어갔다. Gomer(1985)는 BSC에서 3가지의 다른 반응 시스템에서 오염된 금속조각 물질을 오염되지 않은 금속 조각과 다양한 비율로 섞어 50 kg과 0.5톤의 유도로에서는 0.5톤까지 용융했으며, 5톤의 전기 아크로에서는 전체 22톤을 용융하였다22). Harvey(1990)는 BSC에 의해 1988년부터 계속 추진해온 연구로부터 비용과 이익의 측면을 고찰한 결과, 저준위 방사성 금속물질은 산업적인 제강업계에서 법인을 조직할 수 있으며, 금속의 재사용은 안전기준에 적합한 것으로 판단하였다23).

1.5. 프랑스

 1980년 이후 여러 기관에서 원자력 사업으로부터 나오는 금속폐기물의 재활용 및 용융에 관해 다양한 연구를 수행하였다. 해체중인 G2/G3 원자로 해체 시 발생되는 금속성 폐기물을 용융하기 위해 여러 가지 예비 실험을 거쳐 1992년부터는 방사성 금속폐기물 처리 실증 연구와 용융 제염 기술의 사용범위를 좀 더 높은 방사능 준위의 금속폐기물에 적용하기 위한 연구로써 가압경수로(PWR) 압력용기 벽에서 채취한 금속시편을 가지고 Co-60 성분을 효과적으로 제거하기 위한 연구를 수행한 후 15톤급 아크로 용융제염시설(INFANT)을 건설하여 해체 시 발생된 금속폐기물(탄소강, 스테인레스강) 총 5,000톤을 용융하여 원자력 산업분야에 재사용하였다24-26).

1.5.1. CEA INFANTE

 프랑스의 금속 용융시설 INFANTE는 프랑스 남부 Marcoule CEA 연구센타 내에 있는 흑연감속로 G2,G3를 해체함으로서 발생하는 금속 폐기물의 용융을 통하여 원자력 산업(ANDRA가 운영하는 방사성 폐기물처분장에 사용할 수 있는 컨테이너)으로 재활용하고자 1992년 15톤/1회 규모의 전기 아크로를 G2, G3 유틸리티를 해체한 공간에 설치하였다. 그러나 프랑스 정부의 모든 정책이 어떠한 방사성 폐기물도 규제해제하지 않는 다는 쪽으로 결정되면서 1995년 운전이 정지되었다. 용융된 금속은 스테인레스강을 포한한 탄소강이 주종을 이루었으며 최대 방사능 농도는 Co-60으로 250Bq/g 이었으며 시설의 환기시스템은 3단계 여과 (bag filter, medium filter 및 HEPA filter)로 구성되었다. 실작업시 금속은 시설용량의 80%인 12톤/1회를 노내에 장입하여 1,300 ~ 1,400oC로 5.2 hr/1회 용융시간이 소요되었으며, 용융시 첨가제로 Si 및 C (container로 사용할 수 있게 하기 위하여 주철의 특성 만족을 위하여)을 사용하였다.

1.5.2. Socodei CENTRACO

 CEA Marcoule 연구센터 바로 외곽에 위치한 Socodei사는 저준위 폐기물의 소각과 용융을 수행하는 회사로서 EDF가 51% 아베라가 40% 출자한 회사이다. CENTRACO 시설(Fig. 7, 8)에서는 4톤 규모의 유도로를 설치하여 베타/감마 핵종을 최대 20,000 Bq/g, 베타 핵종에 대해서 최대 370 Bq/g으로 제한하여 1999년부터 2005년까지 12,000톤의 탄소강과 스테인레스강을 용융하여 원자력 분야에 제한적으로 재사용하였다27). 현재에도 원자력시설 운전, 공정 유지보수, 철거 및 시설 해체시 발생되는 구조물, 밸브, 펌프, 비철금속, 철금속(스테인레스, 탄소강)등 방사성 금속폐기물을 평균 최대 20톤/일 처리용량의 시설을 이용하여 처리하고있다. CENTRACO 시설에서 처리하고 있는 금속폐기물 용융 및 재활용 개념도를 Fig. 8에 나타내었다.

Fig. 6. A plot plan of melting facility in Socodei CENTRACO.

Fig. 7. Melting facility in Socodei CENTRACO.

Fig. 8. Melting and recycling concept of metal waste in CENTRACO.

1.5.3. SACLAY

 1982년 SACLAY 연구센터(Fig. 9)에 있는 Radiation Protection Service (RPS)에서 연간 100톤 정도 발생하는 오염된 금속 폐기물의 문제를 해결하기 위해 유도로를 사용하여 탄소강, 스테인레스강, 알루미늄, 합금철을 용융한 사례가 있다. SACLAY에서 제염 연구시설의 cell에 800 V, 1000 Hz의 400 kW급 유도로를 설치하였다. Cell은 60 m²이고 부피는 200 m3 이고, 바닥은 스테인레스강의 판재로 덮여있으며 여러 곳에 사람과 물질의 접근을 위한 에어락이 설치되어있다. 유도로의 용량은 700 kg이고, 지름은 400 mm이다. 1.5 kPa에 15 m3/h의 물이 순환되어 유도로를 냉각시킨다. 유도로에서 발생하는 배기체는 후드를 통해 전기집진 설비와 HEPA 필터를 거쳐 공기 희석에 의해 냉각된다. 5,000 m3의 배기체 흐름은 다른 시설로부터 유입되는 50,000 m3 의기체와 혼합되어 30 m 연돌을 통해 배출된다.

Fig. 9. Schematic of SACLAY furnace.

1.5.4. STMI 및 EDF

 1984년부터 1985년까지 2년에 걸쳐 CEA와 EDF의 자회사인 SOCIETE DES TECHNIQUES EN MILIEU IONISANT에서 FEURS에 있는 제철소의 전기 아크로를 이용하여 매우 미미하게 오염된 방사성 금속 조각의 용융 실험을 수행하였다. 최초 산업용 원자로의 최종 정지와 80년대 PWR의 유지로부터 발생되는 금속폐기물을 처리하기 위해서 EDF는 1984년 4월에 4 ~ 5톤 용량의 아크로를 사용하여 오염된 직경 약 1 m이고 길이 4.5 m의 열교환기로부터 발생한 3 ~ 6톤의 탄소강을 용융하였다. 두 번째 용융실험은 1985년 11월에 같은 전기 아크로에서 수행되었다. CHINON 시설로부터 발생한 오스테나이트계 스테인레스강을 용융하였으며, 1회분 양으로 무게는 약 3.3톤이었으며, 이때 방사능은 87 Bq/g이었다.

1.5.5. UDIN
  UDIN은 우라늄 변환 시설의 해체시 매우 경미하게 오염된 물질의 막대한 양을 취급하기 위해 건설되었다. 폐기물의 대부분을 차지하는 알루미늄(AG3)과 철 금속 1,200 kg을 1988년에 200 kg 유도로에서 용융하였다.

1.6. 일본

 JAEA에서 JPDR 제염해체기술개발의 일환으로 용융제염기술개발을 1987년부터 수행해 왔으며, JPDR 부지 내에 500 kg 급의 유도로를 사용하는 용융시설을 건설하여 1992년까지 방사성물질로 오염된 금속폐기물을 사용한 실증시험을 종료하였고, 1993년부터 본격적인 2단계 연구를 추진하여 핵종 거동 등 다양한 연구를 수행하였다. JAEA의 NSRI(Nuclear Science Research Institute)에서는 대형폐기물의 절단설비를 갖춘 WSRSF(Waste Size Reduction and Storage Facility)와 금속 용융설비, 비금속 용융설비 및 초고압 압축설비를 갖춘 WVRF(Waste Volume Reduction Facility)를 2002년에 완공하였다. WVRF의 용융설비는 2003년 2월까지 비방사성 금속 및 비철금속 폐기물의 용융시험을 수행한 이래 2006년 2월까지 총 77톤의 비방사성 금속(탄소강 27톤, 스테인레스강 9톤, 주철 41톤)용융 특성 파악하는 연구를 수행하였다28-30). 금속용융실비의 사양은 다음과 같으며 공정 흐름도와 시설을 Fig. 10과 Fig. 11에 나타내었다.

          -용융로 종류 및 용량: 유도로, 4톤/일, 4톤/batch
          -전기 용량 : 1200 kW
          -Receptacle : O.D (530mm) ×H (800mm) × T (25mm)
          - Ingot : O.D (400 mm) × H (700 mm), 중량 800 kg

Fig. 10. Melting process of WVRF in JAEA.

Fig. 11. Melting facility of WVRF in JAEA.

1.7. 러시아

 원자력 시설에 약 600,000Mg의 방사성 금속폐기물이 축적되어 있는 방사성 금속폐기물을 포함하여 연간 10,000 ~ 20,000Mg의 발생된 방사성 금속 폐기물의 관리에 대한 전략을 제공하기 위해 수행되었다. 이중 약 90 ~ 95%의 폐기물은 0.3 mGy/h 이하로 대부분 저준위 폐기물이었다. 용융에 의해 생성된 슬래그의 부피는 용융시킨 전체 금속의 2 ~ 3% 이하로 발생되었다. 1996년 스텐인레스강, 비철금속으로 구성된 1,659Mg의 금속 폐기물을 용융하였으며 이중 약 95%를 재이용을 위해 산업체로 보내져 사용되었다. 2000년에 연간 처리용량이 5,000Mg 규모의 용융시설인 ECOMETS(Fig. 12)를 건설하여 운영하고 있다31).

Fig. 12. Melting facility of ECOMET-S in Russia.

2. 국내현황

 2001년 국내 최초의 연구로 2호기 TRIGA MARK가 해체사업을 시작하였고 2004년에 원자력 연구원내 우라늄변환시설의 해체가 진행되고 있어 해체 시 발생 할 금속폐기물 처리문제 해결이 현안과제로 부각되었다. 동시에 향후 원자력시설 해체 시 다량으로 발생될 것으로 예상되는 금속 조각을 수용하기에는 폐기물 처리장이 매우 부족할 뿐만 아니라, 관련 처분 비용이 계속적으로 증가하는 추세에 있어 이러한 문제를 해결하기 위해서 방사성 금속 폐기물의 효과적인 감용 및 재활용 기술 개발이 시급한 실정이었다. 이에따라 2004년부터 2006년까지 원자력연구기설 제염해체 기술개발 과제의 일환으로 “베타/감마/우라늄 오염 해체폐기물 용융제염기술개발”의 과제로 실험실 규모의 아크용융로를 제작하여 원자력 해체시 발생하는 각종 금속성 해체폐기물(Stainless steel, Carbon steel, Aluminum)에 대한 용융특성 및 방사성 핵종의 분배 특성에 관한 연구가 수행되었다32-36). 이를 바탕으로 약 180kg/batch(Fig. 13) 용량의 금속용융제염 설비를 제작 설치하여 금속용융상에서의 방사성핵종의 분배특성과 용융설비 용량증대에 따른 실험 데이타 획득의 목적으로 우라늄 변환시설 해체시 발생된 탄소강 및 해체 금속폐기물의 용융제염을 수행한 경험을 가지고 있다37). 현재는 금속성 해체폐기물 감용 및 실용화 시설 구축을 위해 350 kg/1회 규모의 유도용융로를 금속용융시험동 내에 구축하여 연구목적의 실증실험이 수행될 예정이다(Fig. 14).

Fig. 13. Melting apparatus of bench scale.

Fig. 14. Metal melting facility of demonstration scale.

IV. 결 문

 원자력 선진국들은 역할이 끝난 원자력 시설의 제염·해체 사업이 가장 중요한 원자력 산업의 하나로 전망하고 있다. 원자력시설 해체 및 유지보수 시 방대한 양의 폐기물이 발생하며 이들 폐기물은 수용하기에는 폐기물 처리장이 매우 부족할 뿐만 아니라, 이에 따른 관련 처분 비용이 계속적으로 증가하는 추세이고 금속폐기물 재활용은 환경적인 측면, 경제적인 측면을 고려해 볼 때 반드시 필요하다. 이러한 금속폐기물은 부피 감용이 어렵고 다양한 형태의 모양을 가지고 있다. 잔류 핵종의 정확한 오염도 측정이 불가능하다. 따라서 이러한 점을 해결하기 위해 금속 용융제염기술이 개발되기 시작하였으며 현재는 전 세계적으로 해체 금속폐기물의 효과적인 감용 및 재활용을 위해 용융 기술을 사용하고 있다. 방사성 금속폐기물 감용 및 자체처분기술은 근본적으로 금속 방사성폐기물을 저감하는 기술로 다양한 단위기술의 조합이 요구된다. 금속용융기술은 유럽을 추축으로 미국과 일본에서 활발히 연구되었으며 상용규모의 처리시설을 갖추어 원자력시설에서 발생하는 금속폐기물을 처리하고 있다. 국내 영구처분장의 한계하에서 처분 비용의 감소, 처분에 필요한 장소의 절감, 안정성 확보, 자원의 재활용 측면에서 금속용융 기술은 반드시 필요한 기술이다. 다소 늦은 감이 있으나 원자력연구원 내 실용화 규모로 구축된 금속용융시험시설에서 실증시험 통해 선진국 수준의 기술과 경험, 기술 적용성을 한층 향상시켜 국내 해체 금속폐기물 처리 기반 기술의 발전 및 기술자립 기대할 수 있을 것이다. 아울러 실증시험을 통하여 자체처분대상 금속폐기물과 미미하게 오염된 금속폐기물을 용융제염에 의해 자체 처분함으로써 처분비용을 크게 절감 할 수 있을 것으로 사료된다. 원자력 산업분야에서의 금속폐기물의 재활용이나 재사용을 위해서 재활용에 대한 기술 개발과 병행하여 금속폐기물의 재활용에 대한 규제 기준을 확립하는 일 또한 중요하다. 금속폐기물에 대한 재활용의 시나리오 중에서 가장 설득력 있고 가능성있는 방안은 금속폐기물을 원자력 시설내에 필요한 제품으로 재활용하거나 재이용하는 것이다. 즉, 스테인레스강을 이용하여 유리화로 처리된 폐기물의 저장 캐니스터나 폐기물 드럼을 생산하거나, 탄소강을 재활용하여 폐기물 처분 박스나 ISO 컨테이너, 콘크리트 첨가물인 과립이나 섬유 등을 생산할 수 있다. 또한 구리를 이용하여 사용 후 핵연료의 처분 컨테이너와 알루미늄을 재활용하여 저장 캐니스터 등의 제품을 생산할 수 있을 것이다. 이러한 제품들의 가장 큰 장점은 핵 시설 내에 재사용함으로써 국민에 대한 반감을 줄이면서도 금속 폐기물을 재활용할 수 있다는 것이다. 재활용에 대한 기술적인 개발과 병행하여 금속폐기물의 재활용에 대한 규제 면제나 규제 해제의 기준을 설립하는 것이 중요하다. 국제기구나 이미 재활용을 실행하고 있는 국가들의 기준과 특성을 잘 살펴 우리 실정에 맞고 안전한 기준의 설립이 빠른 시일 안에이루어지는 것이 필요하다 하겠다.

 향후, 국내 방사성 금속폐기물의 처리에 의한 자체처분이 활성화될 것이며, 대규모 자체처분 금속폐기물의 용융에 의한 방사성폐기물 저장용기, 수송용기 및 처분용기 등 원자력산업에 제한된 적용을 위한 실용화 용융 설비가 구축되어 운영될 것으로 예상한다.

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