Gazette Nucléaire

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N°43
LA "FIN" DU CYCLE

RESUME

La production de déchets radioactifs en quantités importantes a commencé dès la 2ème guerre mondiale avec l'extraction de plutonium à des fins militaires. La poursuite des activités militaires et le développement intensif des centrales électronucléaires (avec tout le cycle industriel associé) ont rendu de plus en plus aigu le problème de la gestion des déchets radioactifs: en raison des dangers potentiels de la radioactivité pour l'homme, il est en effet indispensable de confiner totalement ces déchets.
Historiquement, les milieux officiels ont toujours considéré comme évident qu'un combustible irradié devait être retraité dans le but d'en extraire le plutonium, même si les raisons invoquées ont évolué au cours du temps: combustible pour les surgénérateurs, raisons «écologiques» («meilleure» gestion des déchets) ou «politiques» (pour éviter la prolifération du plutonium, mieux gardé sous forme concentrée). Toutefois, à l'étranger, on considère de plus en plus une solution «non-retraitement»: elle est adoptée aux États-Unis depuis 1977, ainsi qu'au Canada, et elle est sérieusement envisagée en RFA, en Suède, en Suisse et même en Grande-Bretagne. En revanche, cette option n'est pas étudiée sérieusement en France, où l'on continue, dans les sphères de décision, à décrire le non-retraitement comme une solution dangereuse, et irresponsable du point de vue de l'environnement.
C'est l'objet de cette Gazette de décrire les deux solutions, avec leurs avantages et leurs inconvénients. Mais on traitera également des problèmes posés par le stockage des déchets de faible et moyenne activité.

Quelques définitions
L'ensemble des opérations du cycle du combustible produit un certain nombre de «déchets» et d'«effluents» radioactifs. On désigne par effluents ce qui est rejeté dans l'environnement sous forme solide, liquide ou gazeuse et qui contient une certaine quantité de produits radioactifs (stériles de mines d'uranium, rejets liquides des réacteurs rejets gazeux des usines de retraitement par exemple).
A l'opposé, les déchets, qui peuvent se présenter sous les trois formes, doivent en général être retenus, stockés et isolés de l'environnement. La quasi-totalité des déchets est produite au niveau des réacteurs et dans les opérations de fin du cycle du combustible.
Dans les «risques», il faut distinguer le «risque potentiel» et le «risque effectif» ou «risque résiduel». Le risque potentiel par ingestion ou inhalation est généralement mesuré par un «indice de radiotoxicité»; cet indice est utile pour mesurer l'inventaire du déchet, son évolution dans le temps et surtout pour comparer entre eux divers types de déchets. Le «risque effectif» ou risque résiduel se manifeste après que l'on ait interposé diverses barrières de confinement entre le déchet et la biosphère (on distingue généralement quatre barrières qui s'opposent au retour de la radioactivité dans la biosphère).

Nature et quantité des déchets attendus

Pour une quantité d'électricité produite, il y a production de déchets (cette Gazette ne traite pas du problème des «effluents») au niveau du réacteur, mais également aux autres stades du cycle: au niveau de l'usine de retraitement, et au niveau de l'usine de fabrication des combustibles mixtes uranium-plutonium.

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suite:
Au niveau du réacteur, il faut distinguer d'abord les déchets solides de faible et moyenne activité sans a, qui ont un volume important, une faible activité et ne contiennent pas de corps à vie longue tel le Pu. Après divers traitements mécaniques et enrobages, ils sont placés dans des fûts métalliques ou bétonnés. Ce sont ensuite les combustibles irradiés, caractérisés par une puissance thermique importante et par un taux de radioactivité élevé. Chaque année, chaque réacteur donne 30 tonnes de combustibles irradiés qui contiennent 96% d'uranium, 1% de plutonium et 3% de «produits de fission» et d'autres «transuraniens» (éléments plus lourds que l'uranium). Ces combustibles sont stockés en piscine près du réacteur pendant 6 mois au moins, puis envoyés éventuellement à un centre de retraitement.
Au niveau de l'usine de retraitement, il s'agit d'extraire le Pu et l'U des combustibles irradiés en les séparant de l'ensemble des produits de fission et transuraniens qui représentent plus de 99% de l'activité (alors qu'ils ne représentent, en poids, que 3% du total). Cette opération, très délicate, s'accompagne de la production de toute une série de déchets:
- des solutions nitriques de haute activité, stockées dans des cuves inox à double paroi et constamment agitées et refroidies;
- des morceaux de gaines de combustibles;
- des déchets contenant la totalité de l'iode radioactif;
- des déchets a de faible et moyenne activité.
Au niveau de l'usine de fabrication des combustibles mixtes U-Pu destinés à la filière surgénératrice, mais également à la filière à eau légère, il s'agit de recycler le Pu issu du retraitement. Cette opération conduit à la production de déchets de faible et moyenne activité contaminés au Pu.
L'ensemble de ces opérations donne lieu à des «pertes de Pu» non négligeables, qui se trouvent réparties dans les divers déchets, ce qui complique notablement le problème de la gestion des déchets. D'autre part, les quantités cumulées de ces déchets au fil des années (voir tableau 1) vont augmenter dans des proportions considérables.

Stockage des déchets de faible et moyenne activité sans a des réacteurs
Ces déchets posent un problème de protection pendant quelques centaines d'années. On est en présence de plusieurs pratiques de stockage:
- l'immersion en mer, abandonnée en 1971 par la France, la RFA et la Suède, est pratiquée par la Grande-Bretagne, le Japon, la Suisse, la Belgique et les Pays-Bas notamment. Dans ce cas, les radioéléments sont relâchés peu à peu dans
la mer et l'on compte alors sur le facteur «dilution»;
- l'enfouissement à -100 m en Suisse (prévision), ou dans la mine de sel désaffectée de Asse (jusqu'en 1978) en RFA. Le concept de stockage repose sur le fait que les radioéléments ne doivent alors pas pouvoir, en principe, par le circuit de l'eau notamment, atteindre la surface avant une ou plusieurs centaines d'années;
- le stockage en surface est pratiqué comme stockage définitif seulement par la France et les USA: les fûts sont empilés sur des aires bétonnées, recouverts de vinyl, puis de couches de terre. C'est le cas de La Hague, où on a constaté des fissures dans les fûts, de sorte que les eaux de ruissellement entraînent alors des radioéléments qui peuvent contaminer plus ou moins rapidement les eaux potables, puis les végétaux.

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Tableau 1

(a) Prévisions de l'EDF et adoptées dans le cadre du 8e plan par le gouvernement (avril 1980).
(b) On a supposé que seule la filière PWR contribuerait d'une manière significative avec un rendement de réacteur de 33% et un taux moyen de combustion de 33.000 MWj/t.
(c) On suppose qu'en réaction de 1.000 MW(e) produit 6,4 TWh/an. Les données sont tirées de la réf. (4).
(d) Rev. Gen. Nucléaire, février 1980, séminaire de Y. Sousselier donné au Laboratoire de l'Accélérateur linéaire d'Orsay (avril 1975).
(e) Jusqu'au 31.12.77, voir M. Mentré (rapport annuel du Conseil d'Information sur l'énergie électronucléaire 1978) et pour 1978, 1979, les fiches d'information EDF à la presse des 25.11.79 et 25.1.80.

Stockage des déchets de faible et moyenne activité issus du retraitement et de la fabrication des combustibles au plutonium
     Contrairement aux déchets de réacteur, ces déchets produits en quantité plus faible sont contaminés en proportion variable par du Pu et des transuraniens (il s'agit de «pertes» au cours des traitements), émetteurs a et de vie longue (plusieurs milliers ou dizaines de milliers d'années...). Dans la mesure où le risque potentiel dépend, après une centaine d'années, des quantités de Pu contenues dans ces déchets, on voit qu'il est tout à fait crucial de limiter au maximum leurs pertes. Or, on constate que:
     - actuellement, les pertes de Pu dans ces déchets se chiffrent en % et non en %₀comme l'avancent les organismes officiels;
     - il existe peu de chances pour que ces taux de perte diminuent;
     - la gestion de ces déchets n'a pas reçu toute l'attention voulue puisqu'on a été jusqu'à les stocker en surface aux USA et que, en France, on admet un stockage définitif en tranchées bétonnées sur le site d'Infratome, et des quantités plus importantes de Pu sont stockées dans les boues sur le site même de La Hague...
     Cette situation préoccupante risque d'empirer avec le développement du programme nucléaire: un calcul approximatif montre en effet qu'en l'an 2000, la densité du Pu au sol pour ces déchets sera du même ordre de grandeur que celle obtenue avec un stockage définitif des combustibles irradiés...

Stockage des déchets de haute activité sous forme vitrifiée
Bien que le stockage de ce type de déchets ait fait l'objet d'une attention toute particulière, les problèmes sont loin d'être résolus. Les solutions de haute activité issues du retraitement sont d'abord stockées à titre provisoire en cuves inox double paroi, continuellement agitées et refroidies et sous surveillance permanente. Ces solutions sont ensuite vitrifiées selon deux procédés (discontinu PIVERT, ou continu AVM) à Marcoule seulement, pour l'instant. Un atelier semblable (AVH) est prévu pour fonctionner à La Hague dans un avenir non encore défini. Ces procédés permettent de réduire le volume des solutions actives d'un facteur 7 environ mais, outre la faisabilité technique à une échelle industrielle, il apparaît maintenant que le verre est une structure médiocre par rapport à la rétention des radioéléments contenus, et que sa durée de vie se chiffre au mieux en centaine d'années... En France, on compte stocker ces verres pendant une longue période sous surveillance dans des structures artificielles ventilées.

Retraitement ou non-retraitement?
Compte tenu des innombrables problèmes de tous ordres - et non seulement techniques - que posent le retraitement et la question des déchets qui en découle, on comprend que de nombreux pays s'interrogent de plus en plus sur le bien-fondé de cette option retraitement. En quoi consiste donc une option «non-retraitement»?

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Le premier problème consiste à stocker des combustibles irradiés sur plusieurs décades en piscine ou à sec. Ce stockage, appelé stockage intérimaire, paraît tout à fait envisageable: en effet l'expérience montre que les combustibles «oxydes» (ceux des réacteurs PWR, et non les combustibles «métal» à de la filière graphite-gaz) résistent à la corrosion de l'eau pendant plusieurs décades, mais nécessitent un contrôle et une maintenance sévères. D'autre part, on montre que les surfaces obérées sont relativement faibles (100 m² environ pour la durée de vie d'un réacteur de 1.000 MW). Mais des sociétés allemande (DWK) et anglaise envisagent (ou possédent déjà) un stockage de longue durée à sec dans des conteneurs spéciaux, ce système permettant une absence de surveillance, un coût faible, et une sûreté assurée pour au moins 50 ans.
La 2ème étape consiste, après plusieurs décades de ce «stockage intérimaire», à procéder à un stockage définitif en formation géologique. Les Suédois ont particuliérement étudié ce problème et démontré que la «premiére barrière», l'oxyde d'uranium des barreaux de combustible, a des propriétés remarquables de rétention, ce qui facilite grandement la sûreté du stockage.

     Si l'on compare les deux options, retraitement ou non-retraitement, on peut faire les remarques suivantes:
     - le non-retraitement impliquant un stockage intérimaire de plusieurs décades (40 ans par exemple dans le projet suédois), est une opération essentiellement réversible, à la différence du retraitement, constitué de deux étapes irréversibles (cisaillage des éléments combustibles, et solidification des solutions de haute activité);
     - contrairement à ce qui est souvent dit, les surfaces obérées au sol sont équivalentes dans les deux options. En revanche, si on ne retraite pas, on évite le problème important posé par les volumes considérables de déchets plutonifères produits par le retraitement et son corollaire la fabrication des combustibles au Pu;
     - toutes les études actuelles indiquent que l'oxyde d'uranium (barreaux de combustible) est un bien meilleur matériau que le verre vis-à-vis du relâchement du plutonium.
     En conclusion, il nous paraît donc que le retraitement, loin d'apporter une solution satisfaisante à la gestion des déchets, en complique les problèmes à court terme pour un bénéfice faible sur le long terme (réduction des quantités de Pu dans les déchets de haute activité). Ce sont d'ailleurs les conclusions auxquelles ont abouti diverses études comme celle de la Ford-Mitre Corporation.

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INTRODUCTION

La production de quantités importantes de déchets radioactifs a commencé aux États-Unis dès la deuxième guerre mondiale avec l'extraction du plutonium de barreaux d'uranium irradiés dans des piles dites «plutonigènes». Dès cette époque, on travaille activement sur un ensemble de techniques de séparation et de purification du plutonium. C'est le développement de ces méthodes qui constitua la technologie du retraitement des combustibles irradiés. Très tôt, on réalise la nécessité de confinement des déchets produits en raison des dangers potentiels de la radioactivité pour l'homme. Mais ce ne sera que vers 1960 que l'on commence vraiment, aux États-Unis, à se préoccuper du problème, des quantités déjà accumulées sur plusieurs sites de stockage. C'est alors que débutèrent les premières études sur les divers modes de gestion à moyen et long terme, ainsi que l'élaboration des règles administratives et juridiques.
Avec le recours à l'énergie nucléaire de fission pour la production d'électricité, la gestion des déchets radioactifs se pose en des termes sensiblement différents. Certes, les technologies de base peuvent être identiques, mais le but poursuivi étant, théoriquement du moins, la production d'électricité, il existe des différences notables. Les déchets les plus importants issus des réacteurs de puissance sont les combustibles irradiés. Dans le cas des réacteurs à l'eau légère, en particulier, ceux-ci contiennent encore des matières fissiles en quantités plus ou moins importantes (uranium légèrement enrichi et plutonium dans les L.W.R.). On comprend alors que la gestion des déchets est liée en premier à l'option prise vis-à-vis de l'utilisation ou non des matières fissiles présentes dans les combustibles irradiés.
Les pays engagés dans l'énergie nucléaire ont deux attitudes de principe différentes:
- la première, défendue essentiellement par les organismes officiels en France, est basée sur le développement vigoureux d'un programme de réacteurs à eau légère qui produira des quantités importantes de plutonium.

Celui-ci sera ensuite utilisé pour le démarrage de la filière surgénératrice, la seule selon eux capable d'assurer tout à la fois l'indépendance énergétique et une utilisation rationnelle de l'uranium. Cette position façonne complètement les grandes lignes de la gestion du combustible irradié dans laquelle le retraitement est le maillon central;
- la seconde est celle du stockage intérimaire sur plusieurs décennies des combustibles irradiés dans la perspective, soit d'un stockage définitif, soit d'un retraitement différé. Le Canada s'est engagé dans cette voie. Il faut dire que la filière CANDU utilise bien les isotopes fissiles présents dans le combustible et que de plus on part de l'uranium naturel. États-Unis, les administrations Ford, puis Carter, ont renoncé au retraitement des combustibles irradiés et à la commercialisation des surgénérateurs pour des raisons en particulier , politiques (prolifération). En 1979, l'I.R.G. (Inter Agency Review Group), mis sur pied par Carter et qui regroupe 12 agences concernées pour la gestion des déchets nucléaires, faisait une série de recommandations concernant le stockage prolongé puis définitif des combustibles irradiés et définissait un calendrier et un programme de recherche et de développement... Il est actuellement difficile de préjuger si l'administration Reagan poursuivra ou non cette voie.
Quelles que soient les implications des deux options majeures prises ci-dessus et que nous examinerons au cours de cet article, il n'en reste pas moins que le retraitement de toutes les quantités de combustibles irradiés attendues dans les divers pays engagés dans l'utilisation de la filière eau légère, demeure un objectif 'plus qu'incertain, à la fois pour des raisons de maturité industrielle et de coûts de plus en plus élevés. En France, on sait quel gouffre sépare les capacités de retraitement de la production actuelle et future de combustibles irradiés [2].

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1. En 1972, il existait aux Etats-Unis 200 cuves contenant 340.000 m³ de solutions de haute activité issues de la production militaire de plutonium représentant une activité de plusieurs milliards de Curies qui devraient être finalement stockées sous forme solide.
2. Voir Gazette N°24. Un autre numéro sur ce thème est en préparation.

Cette situation inquiète les divers clients de COGEMA en France et B.F.N.L.[3] en Grande Bretagne comme la Suède, la RFA, le Japon. Ces pays ont en effet signé avec ces deux fumes des contrats de retraitement qui de toute façon - à supposer qu'ils soient effectivement exécutés - sont déjà loin de couvrir la totalité de leurs programmes électronucléaires. Aussi, nous semble-t-il, que le fait marquant de ces deux dernières années est la mise à l'étude dans ces pays (a priori favorables au retraitement) de solutions évitant le recours au retraitement.
Dans le cas de la RFA, il faut relever dans ce contexte la suspension sine die en 1980 du grand complexe de fin du combustible axé sur le retraitement à Gorleben en Basse-Saxe, mais par contre la récente autorisation des organes de sûreté pour la construction de deux centres de stockage de plus de 1.500 t chacun, situés à Aarhus et Gorleben, basé sur le procédé CASTOR (voir plus loin). La Suède et la Suisse, quant à elles, prennent des dispositions concrètes pour l'étude du stockage définitif de leurs combustibles irradiés en couches géologiques profondes.
Loin de nous de dire que tout ceci ne pose aucun problème, mais ce que nous devons constater c'est que la politique française en matière de gestion est toute axée sur le retraitement et le recours aux surgénérateurs et ne prend aucunement en compte de telles alternatives. Bien au contraire, les responsables français de haut niveau, y compris politique, s'emploient à fustiger toute autre option que celle du retraitement sur le mode de la dérision et du catastrophisme. Avec un bel ensemble, les experts officiels français vont jusqu'à dire que le retraitement et le recyclage du Pu dans les réacteurs à neutrons rapides est à court et long termes la seule façon de régler de manière sûre et définitive le problème des déchets (voir encart 1 ci-contre). Il faut savoir que sur ce point précis, le point de vue officiel français reste relativement isolé au niveau mondial, puisque la plupart des experts officiels (ou non) à l'étranger considèrent que le retraitement ne présente de l'intérêt que sous l'angle de l'utilisation du Pu, (voir par exemple les conclusions de l'INFCE [41]), et très peu, sinon pas du tout, sous l'angle de la sûreté.
Après un bref rappel des définitions et des données concernant les déchets, nous décrirons les deux options avec leurs diverses implications. En particulier l'utilisation du Pu dans un cycle surgénérateur présente des aspects particuliers sur lesquels il conviendra d'insister.

ENCART 1

Qu'en est-il du stockage provisoire de longue durée des combustibles irradiés oxydes sous eau?

Sur ce point, la position des experts officiels français est catégorique: il est inconcevable de stocker sous eau des combustibles irradiés au-delà de 10-20 ans. Citons:
- M. Michel Pecqueur, administrateur général délégué du CEA (Conférence FORATOM, Bruxelles, mai 1978): «Mais les assemblages combustibles relativement volumineux n'ont pas été conçus pour être stockés éternellement et nulle expérience ne peut nous assurer qu'ils garderont leur intégrité plus d'une ou deux décennies.»
- M. Georges Besse, Directeur Général de la COGEMA (16.2.78): «et il n'est pas prouvé que ces objets (les combustibles irradiés [N.D.L.R.]) peuvent rester indemnes dans l'eau pendant de longues années. Certains imaginent que l'on pourra trouver des modes de stockage définitifs de ces combustibles non retraités.»
Ces affirmations péremptoires reflètent plus une option politique d'utilisation du Pu dans les surgénérateurs que le résultat d'une évaluation sérieuse de l'option non retraitement par rapport à la sûreté de gestion des déchets.
Chez nos voisins anglais, bien qu'officiellement engagés dans le retraitement et le surgénérateur, on peut lire des opinions plus nuancées émises par des personnalités officielles. Citons par exemple des extraits du rapport de Sir Brian Flowers (Nuclear Power and the Environment - 6e rapport de la Commission Royale sur la pollution de l'environnement): «... si l'on décidait éventuellement que l'utilisation des réacteurs rapides pouvait et devait être évitée ou remise sine die, et s'il était démontré que des formations géologiques présentaient un haut niveau de sécurité nécessaire, l'option de ne pas retraiter les éléments de combustible devrait alors être sérieusement évaluée.»
Plus récemment, une étude suédoise a fait le bilan des stockages de combustibles irradiés sous eau existant à nos jours, ainsi que des problèmes soulevés par l'option stockage; elle contredit les conclusions citées plus haut des «responsables français». Enfin, contrairement à ce qu'affirment plus haut M. Pecqueur, K.L. Huppert, expert à la Société G.W.K., spécialisée dans les opérations de fin du cycle, signalait à la conférence
FORATOM de Madrid, en 1978, que: «l'expérience montrait que des combustibles oxydes fortement irradiés placés dans des gaines résistantes à la corrosion pouvaient être stockés sous eau pendant plusieurs décennies sous réserve de maintenir l'eau dans des conditions favorables.»

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3. British Nuclear Fuel Limited.

1 - QUELQUES DEFINITIONS A PROPOS DES DECHETS RADIOACTIFS

L'ensemble des opérations du cycle du combustible produit produit un certain nombre de déchets radioactifs. On distingue parmi ceux-ci des effluents liquides ou gazeux rejetés dans l'environnement après un traitement éventuel, et l'ensemble des résidus finaux, qui sont généralement stockés, comme les déchets militaires en solution nitrique en attendant d'être éventuellement solidifiés. On classe les déchets suivant leur composition chimique (par exemple organique ou non), suivant le type de radioactivité (b, g ou a) et la concentration volumique (faible, moyenne et haute activité). Le concept important dans un choix de gestion sûre des déchets repose sur l'identification du risque potentiel et surtout du risque résiduel pour l'homme et ce en fonction du temps écoulé depuis la production du déchet considéré (voir encart 2 ci-contre). Cet indice est utile pour mesurer l'inventaire du déchet, son évolution dans le temps et surtout pour comparer entre eux divers types de déchets. Par contre, il ne mesure pas directement le risque effectif que l'on désigne souvent par risque résiduel qui prend en compte les diverses barrières de confinement interposées entre le déchet et la biosphère. On distingue généralement quatre barrières qui s'opposent au retour de la radioactivité dans la biosphère:
- la première barrière est la structure physique (béton, bitume, verres, céramique, etc.) dans laquelle les radioéléments sont emprisonnés,
- la deuxième barrière est le container (généralement métallique) qui entoure cette structure,
- la troisième barrière est la formation artificielle dans laquelle est entreposé le déchet (tranchées, puits bétonnés par exemple),
- la quatrième barrière enfin est éventuellement la structure géologique contenant l'ensemble.
Il faut noter que les quatre barrières ne sont pas nécessairement présentes simultanément. Le risque résiduel dépend donc directement du comportement en fonction du temps de ces barrières successives par rapport au confinement des produits radioactifs.
Nous verrons que si le risque potentiel peut être bien cerné pour un combustible irradié, ceci n'est déjà pas le cas pour les déchets associés au retraitement et à la fabrication du combustible. L'évaluation du risque résiduel est actuellement entachée de grandes incertitudes, voire même impossible à déterminer dans certains scénarios de gestion de déchets.

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Enfin, plusieurs types de stockage peuvent être considérés, le stockage limité dans le temps (opérationnel, transitoire ou provisoire) et le stockage définitif en principe irréversible après une certaine durée ou en tout cas difficilement réversible.
ENCART N°2

Risque potentiel

Le risque potentiel d'un déchet est le risque encouru par une personne à qui l'on fait absorber par ingestion ou inhalation la totalité des produits radioactifs qu'il contient.
L'évaluation précise de ce risque nécessite de connaître non seulement l'inventaire en Curies de l'ensemble des radioéléments contaminant le déchet, mais aussi leur nuisance radiologique par ingestion et inhalation. Cette nuisance est représentée par la Concentration Maximum Admissible (voir SEBES; accès webmaistre) dans l'eau (risque par ingestion) et dans l'air (risque par inhalation). La valeur des C.M.A. - eau et air - a été établie pour chaque radioùlément par la Commission Internationale de Protection contre les Rayonnements (C.I.P.R.); elle prend en compte divers facteurs: nature (a, b ou g) et énergie des rayonnements émis, période radioactive et temps d'élimination par l'organisme, phénoménes éventuels de concentration et évidemment les normes générales d'irradiation pour le public. On a été amené ainsi à définir un indice de radiotoxicité (3) par ingestion et par inhalation d'un déchet. Sa définition précise est la suivante: l'indice de radiotoxicité par ingestion est égal à la somme des volumes d'eau nécessaire pour amener par dilution la concentration de chaque radioùlément à la C.M.A.-eau. Une définition analogue existe pour l'indice de radiotoxicité par inhalation.

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II - NATURE ET QUANTITE DES DECHETS ATTENDUS

Figure 1: Evolution des caractéristiques essentielles des combustibles irradiés en fonction du temps

temps (ans) - 10¹ à 10⁶: après décharge du réacteur

C.I. = combustibles irradiés

Dans ce qui va suivre, nous considérons essentiellement les problèmes des déchets de la filière à eau légère PWR en évoquant cependant à la fin de l'article le cas des déchets dans l'hypothèse d'un recours aux surgénérateurs. Pour une quantité d'électricité produite exprimée en TWh[4], il y a production de déchets solides au niveau de la mine d'uranium tout d'abord - on se reportera à la Gazette N°41/42 - puis au niveau du réacteur. Dans ce cas on trouve d'abord les filtres, les résines servant à décontaminer l'eau primaire, les concentrats d'évaporateur auxquels il convient d'ajouter des vétements, des piéces mécaniques, etc., contaminés. Ces déchets ont un volume important, une faible activité (quelques Ci/m³) et surtout ne contiennent pas de corps à vie longue, émetteurs a, tels le Pu. Pour cette raison, ces déchets solides sont classés comme déchets de faible et moyenne activité «sans a» et sont généralement réduits de volume soit par compactage, soit par incinération, quand cela est possible, enrobés dans du béton, du ciment, du bitume ou des résines thermodurcissables et placés dans des fûts métalliques de 200 litres (déchets de faible activité g, appelés généralement «déchets non irradiants») ou bétonnés (en cas contraire). Ce sont ensuite les combustibles irradiés, qui se caractérisent par une puissance thermique importante décroissant rapidement et par un taux de radioactivité élevé (figure 1). Le cœur d'un réacteur de 1.000 MW( e) est déchargé par tiers chaque année d'environ 30 tonnes de combustibles irradiés à un taux de combustion de l'ordre de 30.000 MWj/t[5]. Ces combustibles contiennent en poids 96% d'uranium sous forme d'oxyde d'uranium (dont 0,8% environ d'U-235), 1% de Pu (dont 70% environ de Pu-239 + Pu-241 fissile) et 3% de produits de fission et d'autres transuraniens (éléments plus lourds que l'uranium tel Np, Am, Cm). L'évolution de l'activité spécifique en Ci/t, de la chaleur résiduelle et de l'indice de radiotoxicité est représentée sur la figure 1 (réf. 5). Ces combustibles sont stockés en piscine auprès du réacteur pendant au moins six mois pour laisser décroître la radioactivité due aux périodes courtes et donc l'émission de chaleur, puis envoyés éventuellement à un centre de retraitement.
Enfin, au niveau de l'usine de retraitement: le retraitement des combustibles irradiés vise à extraire le plutonium et l'uranium en les séparant de l'ensemble des produits de fission et des transuraniens qui représentent au déchargement du réacteur plus de 99% de l'activité. Cette opération s'accompagne de la production de toute une série de déchets:

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suite:
     a) les solutions nitriques de haute activité contenant la totalité des produits de fission et des transuraniens ainsi que des traces d'uranium et de plutonium. Ces solutions sont stockées dans des cuves en acier inoxydable à double paroi et doivent être constamment agitées et refroidies en raison de la chaleur dégagée en attendant que l'on réduise leur volume par solidification.
     b) les morceaux de gaines de combustibles non dissoutes lors de l'étape de dissolution du combustible et qui contiennent essentiellement des produits d'activation (Co 60 par exemple) et de faibles quantités d'U et de Pu et de transuranienss,
     c) des filtres servant à piéger l'iode radioactif lors des rejets gazeux. Compte tenu de la période de l'Iode 129 (10⁷ ans), il est question de conditionner ces déchets à part (5),
     d) les résidus de dissolution, les concentrats d'évaporateur, les raffinats des cycles d'extraction, de la transformation du nitrate de Pu en oxyde et les résidus solides du traitement d'effluents liquides.
     Ces déchets de faible et moyenne activité dégagent peu de chaleur. Certains toutefois contiennent des émetteurs a, tels les Pu (ils sont appelés déchets a) et de ce fait posent des problèmes en raison de leurs trés longues périodes (le Pu 239 , le plus abondant a une période de 24.000 ans!).
     Si l'on sait bien actuellement corrôler les quantités de déchets de type a) et b) avec la production d'énergie électrique, il n'en est pas de même pour les deux autres étant donné la faible expérience industrielle acquise en matière de retraitement et de conditionnement des déchets. Ainsi, peut-on s'attendre à des progrès dans les méthodes de compactage, de traitement spécial des déchets irradiants pour lesquels on est conduit à des volumes importants en raison des protections radiologiques en béton. Selon les auteurs et les différents pays, on aboutit à des volumes par TWh différents et nous avons ici repris les chiffres officiels retenus en France (4), tout en sachant que par le passé on a pu observer des valeurs plus élevées (par exemple à la premiére usine de retraitement de West Valley où l'on a retraité plus de 300 tonnes de combustibles oxydes entre 1966 et 1972 en produisant environ 20 m³ de déchets a par tonne retraitée).
     On arrive ainsi à prévoir les volumes attendus d'ici l'an 2000, de ces divers déchets en fonction du programme électronucléaire français (voir tableau 1).
     De plus, au niveau de l'usine de fabrication des combustibles mixtes U, Pu: on compte recycler le Pu issu du retraitement dans la filière surgénératrice ou la filière à eau légère. Pour ce faire, on doit fabriquer des combustibles mixtes U, Pu constitués d'un mélange UO₂ + Pu O₂ (environ 20% de PuO₂), Des déchets de faible et moyenne activité, contaminés au Plutonium sont produits à ce stade. Des mesures effectuées dans les ateliers de fabrication de ces combustibles mixtes à Karlsruhe (RFA), et à Cadarache, indiquent des pertes de plutonium d'au moins 2% (6).
     L'ensemble des opérations de retraitement et de fabrication de combustibles mixtes est représenté sur la figure 2 avec les taux de pertes admis en (5). A ces déchets appelés déchets de procédé, il faut ajouter des déchets dits technologiques, provenant d'interventions non programmées, de pannes (équipements défectueux) et dont on ne peut pas prévoir les quantités. Enfin, il faut mentionner les déchets dus au démantèlement des réacteurs et des divers installations nucléaires que nous n'aborderons pas ici.

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4. 1 TWh (Tera Watt heure) = 10⁹ kWh = 10¹² Wh. Pour donner un ordre de grandeur, 1 réacteur de 900 MWe fonctionnant 6.200 heures par an fournit annuellement 5,6 TWh.
5. Voir lexique.

III - STOCKAGE DES DECHETS DE REACTEURS

     Ces déchets se caractérisent par un volume important et par l'absence d'émetteurs a de vie longue. Ils contiennent des radioéléments émetteurs (b, g (Sr 90, Cs 137 par exemple) de vie relativement courte (quelques dizaines d'années) et posent un problème de protection pendant quelques centaines d'années. Il est illusoire de compter sur l'efficacité des barrières 1 et 2 pour retenir les radioéléments sur une telle durée étant donné la mauvaise tenue du béton ou du bitume aux agents corrosifs et principalement à l'eau.
     Une bonne gestion de cette classe de déchets reposera donc davantage sur la nature des barrières 3 et 4 prévues pour leur stockage définitif que sur l'efficacité des deux premiéres barrières. A cet égard, on est en présence de plusieurs pratiques:
     l. L'immersion en mer, abandonnée en 1971 par la France, la RFA et la Suéde, est pratiquée par la Grande-Bretagne, le Japon, la Suisse, la Belgique et les Pays-Bas notamment. Dans ce cas, les radioéléments sont relâchés peu à peu dans la mer et l'on joue sur le facteur dilution. L'immersion en mer est réglementée par des dispositions prises par l'AIEA (8) concernant les activités spécifiques (Ci/tonne) et les radioéléments autorisés, la nature des emballages, les sites d'immersion. Les problèmes posés sont ceux de la validité des critères édictés par l'AIEA[6] et surtout du laxisme sur leur application.
     2. Enfouissement à - 100 mètres en Suisse (en prévision) ou dans la mine de sel désaffectée de Asse (jusqu'en automne 1978) en RFA. Dans le premier cas, le concept de stockage repose sur un temps de migration de l'eau vers la surface d'au moins une centaine d'années. Les radioéléments qui auraient alors quitté le déchet et qui seraient sous une forme chimique soluble (complexants) migreront au moins à la vitesse de l'eau. L'enfouissement joue donc ici un rôle retardateur permettant à l'activité de décroître avant d'atteindre la surface.

Dans le deuxième cas, l'absence d'eau pour la période nécessaire de plusieurs centaines d'années garantit le confinement pratiquement sur place des déchets (les temps de migration par diffusion étant beaucoup plus longs). Par ailleurs, on pense que sur un telle échelle de temps, il est possible de garder la mémoire du lieu de stockage pour éviter l'intrusion humaine (par exemple pour en extraire des ressources minérales) [7].
3. Stockage en surface, seules la France et les Etats-Unis pratiquent un stockage définitif de ces types de déchets en surface. Les fûts sont alors empilés sur des aires bétonnées, recouverts de vinyl, puis de couches de terre. Ce type de stockage est pratiqué aux états-Unis dans des sites non habités, désertiques (par exemple le centre d'Idaho) où l'eau est généralement absente, toutes conditions qu'on ne trouve pas dans un pays comme la France à climat tempéré et à forte densité de population. Dans ce dernier cas, des fissures se manifestent dans les fûts bétonnés en raison du cycle gel-dégel, les eaux de ruissellement peuvent alors entraîner des radioéléments et contrairement à ce qui se passe avec un stockage souterrain, il peut y avoir contamination rapide des eaux potables puis des végétaux. Il est difficile en fait d'isoler ces eaux du réseau hydrologique naturel. Ce type de stockage est pratiqué à Infratome situé près du site de La Hague, où l'on a pu effectivement observer des pointes de contamination en tritium supérieures à la C.M.A., du ruisseau de St-Héléne (Gazettes N°131/132, N°155/156) qui prend sa source dans les landes marécageuses occupées par Infratome (7).

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6. Qui évoluent d'ailleurs.
7. Toutefois, nous rappelons «l'anecdote» du terrain situé à Gif-surYvette, Essonne, où un ingénieur du CEA voulant construire un pavillon, s'aperçut que le terrain recelait des morceaux de radium. Ces déchets provenaient de la fabrication d'aiguilles de radium dans une petite entreprise justement située à cet emplacement au début du siècle. Ce type de stockage est aussi pratiqué depuis des années sur le site du CEN Saclay. Des photos de fûts fissurés auraient été publiées il y a quelques années. Cela expliquerait-il la contamination des étangs de Saclay?

IV - STOCKAGE DES DECHETS DE FAIBLE ET MOYENNE ACTIVITE ISSUS DU RETRAITEMENT ET DE LA FABRICATION DES COMBUSTIBLES AU PLUTONIUM

Contrairement aux déchets de réacteur, ces déchets produits en quantité plus faible sont contaminés en proportion variable par du plutonium et des transuraniens (Am, Cm, Np) généralement, émetteurs a et de vie longue. Il est tout à fait crucial de réduire autant que possible ces pertes car c'est cette contamination qui détermine dans une large part le mode de gestion des déchets. En effet, les courbes de risque potentiel (figure 1) dépendent après une centaine d'années, des quantités de Pu contenues. Les diverses agences officielles sont systématiquement très optimistes sur ces taux de pertes. Par exemple, Y. Sousselier (9), un des responsables du Département de séreté au CEA, indique des pertes de 0,1 à 0,3% de Pu dans les boues conditionnées provenant de la station de traitement des effluents. Or, on a estimé que les 1.300 m³ de boues stockées en cuves bétonnées à La Hague en 1975 contenaient 113 kg de plutonium (10). Ce plutonium provient du retraitement de plus de 2.000 tonnes de combustibles graphite gaz qui contenaient 3.600 kg de plutonium (11). Ceci correspond à une perte de 3,1%, c'est-à-dire 10 fois supérieure à la prévision la plus pessimiste du CEA (9).

De même, des mesures faites à Windscale montrent des niveaux de Pu dans les déchets de faible et moyenne activité, correspondant à des pertes au retraitement de l'ordre de 4,5% (6).
Il en est de même en ce qui concerne les ateliers de fabrication de combustibles à Windscale (4,3 à 4,7%), à Karlsruhe (2%) et à Cadarache (2,7%) (6). Enfin, on estime à près d'une tonne l'ensemble des transuraniens (essentiellements du plutonium) issus du retraitement des combustibles militaires peu irradiés, contenus dans 1.200.000 m³ de déchets solides enterrés sur les divers sites de l'ERDA aux états-Unis à la date de juin 1974 (12), représentant un taux de perte de l'ordre du %. Tout indique donc qu'en l'état actuel, les pertes de Pu dans ces déchets se chiffrent en % et non en pour mille comme l'avancent les organismes officiels[8]. Avec le retraitement des combustibles plus irradiés contenant davantage de Pu et de transuraniens, il existe peu de chances pour que ces taux de perte diminuent.

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8. Comme le montre une compilation effectuée récemment par la CFDT (39), voir annexe 1.

Figure 2

Figure 2: les opérations de fin de cycle dans les deux options de référence: retraitement et non-retraitement

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Il faut reconnaître que la gestion de ces déchets n'a pas reçu toute l'attention souhaitable, les autorités se préoccupant beaucoup plus de celle des déchets liquides de haute activité dont nous parlerons plus loin. Ainsi a-t-on enterré en surface aux Etats-Unis des déchets fortement contaminés au Pu (12). Dans ce pays, un tel stockage définitif pour des déchets dépassant 10^-8 Ci/g en émetteurs a est actuellement abandonné; ils sont pour l'instant stockés provisoirement et on envisage de déterrer les anciens déchets militaires contaminés au Pu (12). Le stockage en mine de sel est adopté en RFA pour des déchets dépassant la même limite de 10^-8 Ci/g. En France, le stockage définitif en tranchées bétonnées est admis sur le site d'Infratome pour des déchets pouvant contenir jusqu'à 1 Ci/m³, soit un facteur 100 au-dessus des normes américaines et allemandes (en supposant une densité de déchet de 1). Ces normes pour le moins laxistes conduisent à stocker des quantités non négligeables de Pu dans les déchets. A Infratome on a estimé à 2.700 Ci (soit environ 27 kg de Pu) les quantités d'émetteurs a stockés jusqu'au 31.12.78 (13). Il faut considérer d'ailleurs ces estimations comme une limite inférieure car elles ne reposent que sur les déclarations des expéditeurs de déchets, le centre d'Infratome n'étant pas en mesure de contrôler les quantités de Pu qui lui sont livrées avec les déchets (14). Notons que des quantités plus importantes de Pu sont stockées dans les boues sur le site de La Hague. Cette situation préoccupante risque d'empirer en raison d'une part des taux de pertes en Pu dans les déchets au retraitement et d'autre part de l'ambition du programme électronucléaire français qui conduirait, si les prévisions actuelles de production électrique se réalisent, à un déchargement de l'ordre de 260 tonnes de Pu d'ici l'an 2000. Si la moitié de ce tonnage est effectivement retraité (ce qui est loin d'être sûr), avec une perte en Pu de 3% dans les déchets de retraitement, on peut s'attendre à ce que ceux-ci contiennent plusieurs tonnes de ce produit. Ceci pose à nos yeux un problème clé, car contrairement aux déchets de haute activité (combustibles irradiés eux-mêmes ou verres) qui nécessitent une densité de stockage faible en raison de la chaleur dégagée par les produits de fission pendant les quelques premiéres centaines d'années, les déchets plutonifères dont il est question ici ne dégagent pas de chaleur, ont de grands volumes et sont donc stockés avec une grande densité au sol. Un calcul approximatif montre qu'avec 1% de perte dans ces déchets, la densité de Pu au sol sera du même ordre de grandeur que celle obtenue avec un stockage définitif des combustibles irradiés[9].
On constatera sur la figure 3 (ci-contre), reprenant les hypothèses réalistes (5) sur les taux de perte en Pu, que les déchets de faible et moyenne activité après quelques centaines d'années présentent un risque potentiel par m² de stockage supérieur à celui présenté par les combustibles irradiés. On a supposé ici que les quantités d'eau agissant éventuellement sur les déchets sont proportionnelles à la surface de stockage.

(suite)

suite:
Le risque résiduel pour les déchets plutonifères est donc complètement déterminé par la barrière géologique après quelques centaines d'années compte tenu du plutonium contenu (échelle de temps) et de la faible résistance de l'emballage (bétons, bitume) à l'action de l'eau (pour un taux de lixiviation de 10^-3 g/cm²/j admis pour les emballages béton (14), la période de lixiviation d'un fût bétonné de 200 litres est de l'ordre de 55 ans, c'est-à-dire qu'au bout de ce temps, la moitié du béton aura été entraînée par l'eau, et ceci en absence de fissures). Il nous paraît que dans ces conditions le stockage de ces déchets en surface est encore plus inadapté que dans le cas évoqué plus haut des déchets de réacteur non plutonifères. Outre que la barrière géologique est absente, la détérioration des fûts est plus rapide qu'en stockage en profondeur (par exemple cycle gel-dégel) et il y a toujours la possibilité d'une reprise possible des terrains par les générations futures avec le danger de remise en suspension dans l'air du plutonium.

Figure 3: Indice de radiotoxicité par ingestion
(m3 d'eau / hectare de stockage)

     Bien que la plupart des pays aient abandonné le stockage en surface des déchets pouvant contenir des émetteurs a au-delà d'une limite située vers 10^-8 Ci/g, la France envisage d'ouvrir à St Priest-la-Prugne, entre Vichy et Roanne, un deuxième centre de stockage de faible et moyenne activité en surface sur le site désaffecté d'une mine d'uranium. On a pu constater avec quelle désinvolture un dossier peu étayé a été présenté par l'ANDRA, l'Agence Nationale pour la Gestion des Déchets Radioactifs qui dépend du CEA. La teneur limite demandée par cet organisme pour un stockage définitif en surface d'émetteurs a est toujours de 1 Ci/m³ comme à Infratome (La Hague)! Cette teneur jugée excessive ailleurs qu'en France constituera en revanche une marge de sécurité pour les responsables engagés dans les opérations de retraitement et ultérieurement de surgénération.
     Enfin, si l'on stocke en profondeur, il faut pouvoir assurer que la barrière géologique joue un rôle retardateur et de rétention des radioéléments de vie longue. Les paramètres clés qui interviennent ici sont (37):
     - le taux de transfert des radioéléments dans l'eau qui est en contact avec le déchet (taux de lixiviation, solubilité),
     - le temps de transit de l'eau vers la biosphére, lié à la perméabilité du terrain,
     - le facteur de rétention de la couche géologique, lié directement à la forme chimique sous laquelle les radioéléments se présentent (forme soluble ou insoluble), à la capacité de fixation par échange d'ions des molécules constituant la structure géologique,
     - la composition chimique de l'eau.

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9. Anticipant sur la suite de l'exposé, on peut calculer les ordres de grandeur de densité de Pu (g/m²) dans les trois types de déchets:
- déchets plutonifères faible et moyenne artivités (voir tableau 1): on supposera qu'ils sont stockés sur 4m de hauteur; en l'an 2000, on aura environ 142.000 m³ contenant au moins 2.600 kg de Pu (environ 7 Ci/m³) (perte 1%), soit une densité au sol de environ 70g/m²,
- un combustible irradié (concept KBS II Ref 30) de 1,1 tonne et contenant 8,8 kg de Pu est stocké tous les 5 m dans des tunnels espacés de 25 m. La densité de Pu dans ce cas est de l'ordre de 60 g/m²,
- un verre (concept KBS I Ref 16) de 150 litres contenant 1% de Pu est stocké tous les 4 m sur des rangées espacées de 25 m. La densité de Pu dans ce cas est de l'ordre de 0,9 g/m².

V - STOCKAGE DES DECHETS DE HAUTE ACTIVITE SOUS FORME VITRIFIEE

Les solutions de haute activité issues du retraitement, stockées en cuves inox double paroi, continuellement agitées et refroidies ne peuvent constituer un stockage défnitif, cette pratique nécessitant une surveillance permanente. On a donc, depuis les années 60, cherché à solidifier ces solutions sous une forme ne nécessitant pas une telle surveillance, du moins après une période de stockage provisoire. Jusqu'à présent, la vitrification dans des verres borosilicatés a constitué la solution de référence; ce procédé a fonctionné en France de 1969 à 1973 avec le procédé discontinu PIVERT qui a permis de vitrifier 5.10⁶ Ci de solutions issues du retraitement graphite gaz à Marcoule. Depuis, la France a mis au point un procédé continu, l'AVM qui est pratiqué à Marcoule depuis le 1 er juin 1979, avec une production de 50 m³ de verres/an. Ce procédé n'a été appliqué qu'é des solutions peu actives (retraitement de combustibles militaires) de l'ordre de 10 Ci/m³ On compte l'applijuer à La Hague (AVH) à des solutions de 80 à 300 Ci/m³, dans un avenir non encore défini. L'expérience mondiale, en 1978, a porté sur 10⁸ Curies, essentiellement aux Etats-Unis qui connaissent un gros problème avec les solutions de haute activité d'origine militaire.
Avec l'AVM, on est parvenu à réduire d'une manière substantielle les volumes de solutions de haute activité; un facteur 7 par exemple pour les combustibles graphite-gaz SICRAL de l'EDF (15 litres de verre par tonne de combustible), un facteur 7,5 pour les combustibles eau légère (67 litres de verre par tonne de combustible). On compte environ sur un facteur 5 de réduction de volume de ces solutions haute activité (voir tableau 1).

ENCART 3
Le retraitement permettrait-il de réduire les volumes des déchets?

On a vu que si l'on prend en compte tous les déchets produits lors du retraitement, les volumes à gérer sont plus importants que ceux des seuls combustibles irradiés. Les responsables français affirment cependant l'inverse. Ainsi André Giraud, dans une interview au journal Le Point (né24) affirmait: «Refuser le retraitement, c'est choisir de stocker les combustibles irradiés en quantités astronomiques. Sans retraitement la quantité de déchets est trente fois plus grande qu'après retraitement... Le retraitement des combustibles irradiés est une nécessité écologique car il permet de concentrer les déchets radioactifs sous une forme stockable.»

Le retraitement, suivi de la vitrification, peut ainsi permettre une réduction de volume par rapport au combustible irradié de départ et ceci est présenté comme un argument fort en faveur du retraitement (voir encart 3). Il convient cependant de faire à ce stade deux remarques:
a) Cette réduction de volume ne concerne que les déchets de haute activité et n'est obtenue qu'en produisant des volumes beaucoup plus importants d'autres déchets (voir tableau 1) lors des opérations de retraitement; déchets dont la gestion est beaucoup plus incertaine en raison notamment des teneurs en plutonium qu'ils peuvent contenir. En ne focalisant l'attention que sur les verres, on occulte plus aisément les problèmes de gestion posés par la production de ces volumes importants de déchets que l'on n'aurait pas à considérer dans l'option non-retraitement.

(suite)

suite:
     b) La réduction des volumes des déchets de haute activité peut présenter un avantage lors du stockage provisoire. En revanche, les surfaces obérées par le stockage définitif des verres sont pratiquement identiques à celles requises par les combustibles irradiés sans retraitement, car celles-ci sont déterminées par le dégagement de chaleur dans les premiéres centaines d'années, identique dans les deux cas (due aux produits de fission).
     Outre la faisabilité technique à une échelle industrielle, notamment avec l'augmentation des activités spécifiques, il faut examiner le comportement de ces verres en structure géologique en tenant compte du fait qu'ils peuvent contenir au moins 1% de plutonium. Sur ce point, il apparaît maintenant que le verre est une structure médiocre par rapport à la rétention des radioéléments contenus (18 ,19, 38). Le paramètre clé ici est la valeur du taux de lixiviation pour tel ou tel radioélément dans les conditions de température et de pression du stockage définitif. Or les valeurs de taux de lixiviation reportées dans la littérature varient de 10^-11 à 10^-5 g/cm²/jour, soit un facteur de un million entre les valeurs, et ce à température ordinaire.
      On sait également que ces taux de lixiviation augmentent rapidement avec la température (facteur 10 à 100 lorsqu'on passe de 25 à l00°C) (15, 16), que la surface du verre augmente[10] lors du choc thermique résultant de la décontamination. On a également identifié toute une série de paramètres jouant un rôle dans le reléchement de radioéléments: le pH des eaux et leur taux de salinité, les effets de radiolyse de l'eau, les organismes microbiens et l'irradiation entre autres.
     Ainsi, récemment, un groupe de chercheurs du CNRS (40) a étudié l'effet de recul des noyaux lourds lors de l'émission de particules a sur la dégradation des verres. Ils ont montré que la durée de vie due à ce seul effet dépendait très fortement de la teneur du verre en silice et que cette durée de vie était de l'ordre de 2.000 ans pour un verre à faible teneur en silice (64%) du type de celui utilisé actuellement dans le procédé de vitrification. Il semble actuellement qu'en raison d'autres effets liés à l'augmentation importante de la basicité l'eau venant en contact avec les verres, les durées de vie des verres se chiffrent au mieux en centaines d'années. Aussi les Suédois proposent-ils de les enrober d'une capsule constituée d'acier inox, de plomb et de titane (16), qui aurait une durée de vie de 1.000 ans, époque à laquelle ils seraient à une température voisine de 40° avec un faible taux de lixiviation. Ce dernier concept selon d'autres experts n'est basé sur aucune mesure actuelle et devrait être largement étudié (17). En France, on compte stocker ces verres pendant une longue période sous surveillance dans des structures artificielles ventilées (ceci se pratique déjé à Marcoule).
     On considère également, notamment aux Etats-Unis, où une loi impose que les solutions de haute activité soient solidifiées, les méthodes de piégeage dans des structures métalliques, ou dans des céramiques (18, 38). Ces matériaux se caractérisent par une grande résistance à la corrosion et une très longue durée de vie. Ici, on peut, contrairement aux verres borosilicatés, se référer à des matériaux naturels qui peuvent être datés. C'est le cas récent de la monazite brésilienne, un minerai d'orthophosphates de terres rares, qui remonte à plus de 2.10⁹ ans. L'idée est alors de reconstituer ces matériaux en laboratoire pour y emprisonner des radioéléments de vie longue; des recherches sont effectuées dans ce sens, notamment aux laboratoires d'Oak Ridge (18).

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10. Par suite de la fracturation du verre.

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