核电站产生的放射线核废料为高度危险物质，人体暴露在核废料下可能致癌。核废料的放射毒性取决于多种因素，如物理半衰期、生物半衰期、核素可能富集的器官或组织对核辐射的敏感性、核素辐射的致电离功率（取决于放射性核素释放的辐射能量）等。据此，137铯、90锶、和131碘属于在人体寿命范围内具有最高危险性的放射性核素。其他具有长期危险性的核素还包括239镤。这些核素对子孙后代都将构成严重威胁。

核废料包括乏燃料、乏燃料后处理废水，以及高度放射性液体核废料浓缩形成的固形物。直到1000年后，放射性核裂变产物才会通过不同核反应路径衰变为各种无害稳定的元素。而超铀元素的衰变经过500000年才会达到同等水平。高浓度核废料所含大多数放射性同位素都为高辐射性物质，其半衰期特别长（有些同位素的半衰期甚至超过100000年）。上述核废料的放射性降低到安全水平需要漫长的时间。同时，受污染装备（手套箱、空气过滤器、屏蔽材料及实验室设备）、防护服、清洁抹布等数量巨大的核废料中的污染物质为含量极低的放射性元素，这些核废料为低放射性废弃物。经过洗消处理的退役核反应堆部件也属于低放射性核料范畴。低放射性废弃物所含放射性同位素的放射性水平较低、半衰期较短。上述废弃物储存10~50年后，大多数放射性同位素将衰减至安全水平，然后即可以将其作为普通废弃物进行处理。

核废料的安全处理是一个令人头疼的环境问题。高放射性核废料通常需要固封于鹏硅酸盐玻璃中，然后在受控储藏室内封存。乏燃料一般需要进行后处理。某些低放射性核废料与灰渣一起焚烧，然后存放于靠近地表的受控储藏室内。某些低放射性和中等放射性核废料（包括超铀核素污染物及退役核反应堆）至今仍未有成熟的处理办法。存在的主要问题包括：如何在处理时保证安全、如何确定废料最终产物的成分及结构、如何最小化废料最终产物的体积，以及如何达到各种放射性核废料储藏室的稳定性要求。

高浓度、具有长期危险性的放射性核素可封固与玻璃及陶瓷内部进行稳定。不同的玻璃/陶瓷材料对应的废料负荷各不相同。对于中等放射性废料，鹏硅玻璃的废料负荷为20%~30%。而类玄武岩玻璃陶瓷中的废料负荷则高达40%~100%。低放射性废料的废料负荷与普通污染物废气物类似，而采用类玄武岩玻璃陶瓷作为封固材料，则可以将低放射性废料和普通污染废弃物的体积降至最小。

等离子体电弧可将无机物和金属融入熔融玻璃或金属中，然后将其在储存罐内保存。对有机物则可实现改性和氧化。卤化物、硫化物及金属在气化后由废气收集系统收集。熔炉采用低温冷炉顶和废料喂料装置以防止挥发。气冷产物在淬冷和洗涤工序后，分别经过预过滤器、活性炭过滤器和高效空气粒子过滤器以达到环境法规要求。汞氘和C-14含量较高的废料则需进行特别处理。

玻璃化工艺的总体积缩减比超过100:1.几乎全部短期和长期放射性核素均在地质稳定期达数百万年的岩层中安全保存起来。此外，还有极少量放射性核素发生挥发或进入工艺废气中，随后压缩成为低放射性二级废料，埋置于接近地表的储藏室内。根据其组成成分和放射性水平，二级废料的形态可能为玻璃状、溶胶/凝胶状或水泥状。废料中富集的金属可进行分离，分离后的金属可作为屏蔽材料或容器材料循环使用，同时可以缩小工艺产物的体积。分离出的金属可通过熔渣/金属反应去除污染物质。受污染滤芯及其他工艺废弃物可投入熔炉中进行安全处理。

与处理工业垃圾或生活垃圾的等离子体电弧熔炉相比，用于处理放射性废料的熔炉尺寸较小。然而，使用规模较大的系统依旧可实现规模经济。近期公布的示范样机已经实现了低至13000美元/吨的处理成本。文献中提及的一套处理系统为美国阿尔贡国家实验室从1996年开始建造并运行的等离子体熔炉处理（PHP）系统。根据设计，PHP系统可处理容量为208L的封闭容器，由此可降低运输需求和运输成本、减少二级废弃物，同时降低工人暴露水平。

核废料的处理必须符合美国国家环保局颁布的严格环保法规的要求。地下水渗率试验采用美国环保局制定的《毒性特性渗率试验程序》。试验中，将核废料浸没在水中，然后检测渗率中的颗粒污染物浓度。长期耐久性试验则采用《产品均一性测试验程序》，该实验程序与TCLP类似，但暴露时间更长，从而精确检定污染物类别。

放射性废料处理系统必须确保在运行过程中不产生二次污染物。某些物质，特别是高蒸气压力有毒金属容易发生氧化，并进入炉渣。放射性核素可能渗入工艺废气，并形成新的污染物，必须对此进行附加处理。常见废气检测设备包括用于挥发性有机蒸汽检测的现场萃取式傅里叶变换干涉仪、用于金属蒸汽检测的激光感应衰变光谱测试仪等。