La G@zette Nucléaire sur le Net! 
N°135/136 juin 1994
Affaire «Saint-Nicolas-d'Aliermont»
version 2, complété (fin mars 1994)

     Fin novembre, l'antenne A.C.R.O., à la demande et en compagnie des Verts de Haute-Normandie, a procédé à des prélèvements à Saint - Nicolas - d'Aliermont sur les terrains situés aux abords de l'ancienne usine Bayard.
     Ces analyses ont été réalisées en spectrométrie gamma (g) sur les échantillons non déshydratés et les activités massiques respectives liées au «Radium 226 + descendants» peuvent être résumées ainsi (par ordre d'activité décroissante):
Tableau n°1

échantillons non déshydrayés

     Dans tous ces échantillons, le Radium 226 et ses descendants apparaissent à des concentrations très variables selon le lieu de prélèvement.
     Néanmoins il est évident qu'il s'agit là d'éléments «importés». En effet, et à titre de comparaison donnant un ordre d'idée de la concentration naturelle de ces radionucléides dans la terre de surface, nous vous reproduisons ci-dessous les valeurs moyennes de n échantillons mesurées par l'A.C.R.O. sur trois autres sites:

Tableau n°2

échantillons déshydrayés

     L'origine de cette contamination est connue publiquement depuis la publication par l'ANDRA de «l'observatoire national des déchets radioactifs» (1993). La fiche HAN1page 58 concerne ce site. Il apparaît que les échantillons analysés sur le site de Saint-Nicolas-d'Aliermont contiennent des teneurs en «Radium 226 + descendants» de 8 à 19.550 fois plus élevées[1].
 

suite:
Propriétés physiques et radiotoxicité du Radium 226 et de ses descendants
     Le Radium, utilisé pour la peinture des aiguilles et des cadrans des réveils, est en fait un des descendants de la chalne de l'Uranium 238. A partir du Radium lui-même sont générés les produits radioactifs rapportés ainsi que leurs propriétés physiques dans le tableau suivant:
     Il est bon de rappeler que tous ces corps radioactifs sont présents dans les échantillons prélevés à St-Nicolas-d'Aliermont même si nous ne rapportons ici que les teneurs des éléments émetteurs garnrna (g)
     Concernant leur radiotoxicité, il est nécessaire de souligner le fait que le Radon, émetteur a, est un gaz radioactif qui contribue pour une bonne part à l'équivalent de dose collectif reçu par la population du fait de la radioactivité naturelle. Cette contribution est aujourd'hui nettement revue à la hausse. Par ailleurs aux Etats-Unis, des experts suggèrent que le Radon «domestique» serait la 2ème cause de mortalité par cancer du poumon (après le tabac).
     La réglementation en vigueur actuellement définit pour chaque radionucléide des L.A.I. (Limites Annuelles d'Incorporation) pour le public et les travailleurs, et des L.D.C.A. (Limites Dérivées des Concentrations dans l'Air) pour les travailleurs. A titre d'exemple:
Tableau n°3

     La comparaison avec le Plutonium 239, produit radioactif bien connu pour sa radiotoxicité, permet d'observer que ce dernier est 100 fois plus toxique que le Radium 226 par inhalation mais qu'à l'inverse, le Radium 226 est 3 fois plus toxique que le Plutonium 239 s'il est incorporé par ingestion.
     Certes, un individu ne consomme pas de la terre végétale, néanmoins des transferts sont possibles dans les végétaux mais également, dans l'eau. De ce point de vue il était particulièrernent intéressant de compléter notre précédente étude menée en novembre et décembre 1993 et diffusée le 16 décembre 1993.

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     A partir des seules mesures d'activités massiques de la terre végétale, l'impact sanitaire est difficile à apprécier. Dans de telles conditions, un individu peut être à la fois soumis à une contamination interne par ingestion (eau et végétaux contaminés), par inhalation (poussières radioactives en suspension, Radon,...) et à une exposition externe.
     L'ensemble de ces voies d'exposition ne doit pas conduire, au regard de la réglementation actuelle, à un dépassement d'un équivalent de dose annuel fixé à 5mSv/an. Les nouvelles recommandations de la CIPR fixent cette norme à un niveau 5 fois plus faible (1mSv/an).

Risques liés à l'exposition externe
     Ne tenant compte que de la seule exposition externe (émissions b,g) nous avons en outre réalisé des mesures de débit de dose au contact de 3 des échantillons les plus actifs. Les résultats ont été les suivants:

Tableau n°4

     Sur ces 3 échantillons prélevés à des endroits différents, et ayant des activités différentes, nous observons un rapport «constant» du débit de dose (au contact) par kBq: en moyenne: 2,8 mRad/h/kBq. A partir de cette valeur, on peut extrapoler pour l'ensemble des 11 échantillons afin d'estimer, d'une part, l'équivalent de dose annuel reçu à la plante des pieds d'un individu debout sur 1kg de chacun de ces échantillons de terre, et, d'autre part, en combien de temps cet individu aurait atteint respectivement la norme actuelle de 5mSv/an et la recommandation CIPR de 1 mSv/an.

Tableau n°5

Gris foncé: Débit de dose supérieur à la norme actuelle de 5mSv/an
Gris clair: Débit de dose supérieur à la recommandation CIPR de 1mSv/an

     Même s'il ne s'agit que d'une approximation partielle du risque sanitaire (en effet, les normes d'équivalent de dose de 5mSv/an pour un individu du public s'entend pour l'organisme entier; dans le cas qui nous occupe, ce serait une dose intégrée à la plante des pieds), il est clair qu'en certains «points chauds» sur ce site les normes actuelles doivent être dépassées.

Etude de transferts. Risque lié à l'exposition interne
     La contamination interne reçue par le biais de la chaîne alimentaire demanderait une étude poussée pour pouvoir être quantifiée. Nous avons néanmoins voulu explorer des transferts potentiels dans l'eau et des végétaux. De l'eau de surface a été prélevée à proximité du point numéro 4. 

suite:
Du persil (entre 200 et 250 g) et de la terre végétale sous-jacente ainsi que du thuya ont été collectés dans la propriété d'un habitant (E sur le plan). En référence nous avons également analysé du persil analogue et du thuya prélevés dans la région de Caen.

Tableau n°6: à St-Nicolas-d'Aliermont

Tableau n°7: dans les environs de Caen

     Les résultats exprimés dans les tableaux ci-dessus s~nt particulièrement éloquents.
     L'eau, certes non filtrée, présente une activité en radium et descendants de 142 BqIl alors que nous ne pouvons les détecter dans des eaux (également non filtrées) prélevées sur d'autres sites.
     Le thuya et le persil2, tout particulièrement la partie aérienne, présentent des quantités très significatives de radium et descendants alors que nous n'en trouvons aucune trace dans les mêmes échantillons de la région de Caen.
Si l'on cherchait à normaliser ces résultats en les rapportant au potassium 40 (radioélément naturellement présent dans le sol) ils seraient identiques car les valeurs de potassium 40 sont tout à fait homogènes d'un site (Aliermont)à l'autre (Caen).
     Sous le persil, la terre végétale est contaminée (818 Bq/kg). Les valeurs de Radium dans le persil, tout particulièrement dans la partie aérienne (partie consommable), traduisent un transfert «terre  plante» important eu égard au temps de contact relativement faible (quelques mois seulement pour la croissance du persil).
     Dès lors on peut penser que des transferts analogues ont aussi lieu avec d'autres végétaux de potager. La consommation, en un an, d'une centaine de kilos de légumes contaminés de la sorte conduirait à un dépassement des limites (L.A.I.) fixées par la réglementation (décret de 1988).

Conclusion
     L'addition de toutes ces incorporations par ingestion auxquelles il convient d'ajouter l'exposition externe pourrait présenter, à terme, un risque réel non négligeable sur le plan sanitaire. En tout état de cause, l'idée de concevoir un lotissement sur ce site nous apparaît tout à fait inopportune.

1. Sans compter la différence d'activité entre échantillon déshydraté et non
déshydraté (qui ne ferait qu'amplifier encore cet écart!)
2. Le persil a été déshydraté (pourcentage d'humidité = 85%).
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Le point sur la dosimétrie biologique
De quoi s'agit-il?
     Partant de la notion communément admise, l'effet majeur des radiations ionisantes, quelque soit la dose reçue et le mode d'introduction, restent les dégats infligés au matériel héréditaire cellulaire, on en a déduit une dosimétrie inverse à celle de la dosimétrie physique: qui va de la dose mesurée au détriment supposé.
     La dosimétrie biologique part du détriment constaté vers la dosimétrie physique supposée, selon le type de rayonnement, son énergie, et la dose reçue par le corps humain.
     Si le moment privilégié est l'observation de la cellule en métaphase, avec chromosomes visibles, et donc la possibilité de les décrire dans un "cariotype", il faut choisir comme cible une cellule adulte. Dans ce cas la cellule est quiéscente: elle ne se divise pas spontanément, et va garder toute sa vie le stigmate des effets radiotoxiques. On va ensuite forcer cette cellule à se diviser tout de même par culture: la cellule idéale est un globule blanc, le lymphocyte. Deux types de stigmates existent:
I) Les lésions stables
     C'est-à-dire qui franchissent la première mitose: il s'agit en général de translocatîons ou de formation d'anneaux cen-triques et acentriques, mais attention! 50% de ces anomalies ne franchissent pas la deuxième mitoses.
II) Les lésions instables (réparables ou séparables)
     Celles ci ne franchissent pas la premiere mitose (par exemple les fragments ou les délections) . Elle peuvent néanmoins être utiles en dosimétrie. C'est à partir de ces données, avec leurs limites (par exemple le passage par la culture de cellules entraîne un délai de lecture de 3 jours) que l'on peut expliquer:
a) Le mode de lecture
     On procède à la numération des anomalies du cariotype pour dénombrer les cassures initiales des chromosomes: le logarithme des cassures est proportionnel au logarithme de la dose, dans une échelle 0,01 Gy à 10 Gy. On rentre ensuite ces données dans un modèle linéaire ou quadratique.
b) Les techniques
     Outre la technique de base centrée sur les lymphocytes, séparés puis cultivés, avec mesure des lésions stables avant la deuxième mitose, (les courbes d'étalonnages sont fournies par les patients traités en radiothérapie), il existe:
     - la numération des micro-noyaux (expulsés par les chromosomes lésés).
     - la technique dite "PCC" (chromosomes condensés prématurément). Ici on mesure les lésions instables avant la première mitose, le délai de lecture est ramené de trois jours à six heures théoriques, 24 heures en pratique. On détecte les fragmentations multiples de chromosomes, car l'effet/dose est lié aux nombres de fragments (exemple 5,3 fragments pour un gray). Cette méthode plus rapide soulève de grands espoirs à cause de sa rapidité de lecture mais il n'y a pas de courbe d'étalonnage.
     - la technique dite "fish" fluorescence in situ hybridization. On utilise comme cellule cible le fibroblaste, et on réalise des clones d'hybrides intersomatiques. Les anomalies comme les translocations sont repérées par une fusion (formation de néo chromosomes), et visualisées par fluorescence. C'est une technique simple et rapide, mais pour l'instant elle ne sert qu'à tester la radiosensibilité.
c) La sensibilité de la méthode
     Il s'agit de différencier le signal (les cassures de chromosomes), du bruit (les anomalies spontanées du cariotype). Le bruit de fond est de 1 lésion dicentrique pour 1.300 métaphases. 		suite:
 En conséquence, et si on prend comme référence la méthode des lymphocytes:
     Pour une précision de 0,1 Gy, on doit examiner 5.000 cellules si on veut une précision de l'ordre de la dose maximale admissible pour population.
     Pour une précision de 0,03 Gy, c'est 100.000 cellules qu'il faut examiner! La limite est donc la rapidité de lecture des métaphases, et donc il est vital de réussir une simplification. Mais il faut aussi faire attention aux conditions d'emploi de ces méthodes:
     1) Rapidité nécessaire dans le prélèvement s'il s'agit d'un accident aigu car avec le temps les lymphocites témoins de l'irradiation vont être dilués peu à peu dans le pool des jeunes lymphocytes normaux;
     C 'est en pratique une véritable course contre la montre.
     2) Corrélation toujours nécessaire avec la dosimétrie physique supposée (à partir de l'enquête épidémiologique, la position du sujet au moment de l'accident, la position des sources, etc.). Grâce à cette confrontation on peut réellement différencier les effets biologiques par exemple des neutrons et des photons gamma.
     3) Utile dans la contamination interne, si celle-ci dure encore au moment de l'examen (sinon la dilution fait son oeuvre) en cas de contamination chronique, la stsbilité des lymphocytes lésés est réalisée. On peut même mesurer les effets biologiques spécifiques d'un radionucléide:
     - on a ainsi dosé les lésions génotoxiques de l'iode 131,
     - on n 'en a pas trouvé pour le technétium 99 m.
     Mais il reste à répertorier tous les autres radionucléides (avec le problème des toxicités très variables selon la porte d'entrée, comme le plutonium ou le neptunium surtout toxique pour le poumon.)

A quoi ça sert?
     a) A apprécier l'étendue des radiolésions en cas d'accident individuel aigu: actuellement, la dosimétrie physique et la reconstitution de l'accident, permettent une estimation de la dose reçue, mais sa projection clinique est forcément homogène, comme pour une irradiation médicale "corps entier".
     En fait, tous les accidents aigus ont une dosimétrie hétérogène avec des zones normales, d'autres peu atteintes, et d'autres "grillées" c'est ce qui explique l'inefficacité des greffes de moëlles. Actuellement, dans les centres hospitaliers spécialisés en France, la dosimétrie biologique (cariotype après culture des lymphocytes prélevés) est utilisée en routine pour établir un pronostic, et guider le traitement.
     b) A trier les irradiés en cas d'accident nucléaire, mais dans l'état actuel de la diffusion de la technique, il s'agit d'un voeu pieux!
     c) A quantifier la possibilité d'apparition de lésion mutagène secondaire dans le cadre de la contamination interne, accidentelle, chronique, collective: c'est le problème des populations de Tchernobyl, mais aussi ceux de Semipalatinsk, du Nevada, etc...
     Ici il s'agit de dénombrer les lésions stables type translocations, par dosimétrie cytogénétique des lymphocytes. Un tel programme existerait à Pripyat (?), il est en cours à Semipalatinsk (Kazakhstan). Dans tous les cas le triage biologique suppose un compromis entre la vitesse de lecture et la sensibilité attendue, compromis nécessaire aussi pour des raisons économiques.

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Quelles sont les limites de la dosimétrie biologique? Quelles sont ses ambitions?
     Le premier problème qui agite le monde des radiobiologistes, c'est la sûreté nucléaire: actuellement, il n'y a que quelques laboratoires (CEA, IPSN, hôpitaux publics) qui cultivent les lymphocytes prélevés sur les sujets irradiés, et réalisent la numération des lésions stables.
     Les médecins et biologistes de l'IPSN estiment que cette technique peut être faite par tous les laboratoires de cytogénétique, et en cas d'accident, on devrait pouvoir leur adresser des prélèvements à traiter au titre du service public.
     Il y aurait ainsi, comme pour la dosimétrie physique (au travers de l'ACRO ou de la CRIRAD) un réseau de laboratoires indépendants et compétents. Pour l'instant, leur revendication n'est pas écoutée par les responsables de la sûreté nucléaire (civile et militaire), mais tous les radiobiologistes (et AMFPGN), sont bien décidés à les aider.
     Le deuxième problème est celui de la réévaluation des doses estimées sur les populations contaminées. La méthode lente avec dépistage des lésions stables pourrait être très utile ici. Déjà la reconstitution physique refaite par les survivants d'Hiroshima et Nagasaki, a conduit à une nouvelle fourchette de doses nettement diminuées, à effet biologique égal.
     Au-delà de l'irradiation instantanée, et s'il y a contamination persistante on pourrait effectuer un nouveau groupage et donc une autre évaluation du détriment collectif (exprimé par le théorique "homme / Sievert") pour des populations de type "Tchernobyl", mais cette ambition est encore virtuelle!		      Le troisième problème, si on met au point en routine une méthode rapide basée sur les lésions instables (associant PCC et FISH), avec lecture à 24 heures, est de pouvoir réaliser en cas d'accident nucléaire, le groupage des contaminés.
     Voilà, en conclusion, la situation actuelle de la dosimétrie biologique. Cette technique ne mérite ni un tel excès d'honneur (qui veut en faire la référence pour mesurer avec précision le risque mutagène), ni une telle indignité (Cf. le dédain des physiciens qui comptent en centibecquerels alors que les biologistes pataugent avec les centigrays!).
     La dosimétrie biologique a le mérite de sortir du purgatoire probabiliste des effets génétiques, y compris pour les faibles doses, mais elle remet en cause les estimations dites scientifiques pour la radioprotection des faibles doses. L'unité spécifique à cette situation est le sievert pour la dose engagée, unité fruit d'un bricolage du gray avec un facteur de qualité qui varie selon les commissions, les politiques et... l'air du temps.
     Si l'évaluation du détriment, individuel et collectif pouvait s'appuyer sur des lésions du génome, mesurées par une méthode fiable, reproductible, nous ferions un grand pas en avant dans la radioproteçtion humaine. Mais nous sommes loin du compte, nous avons encore beaucoup à faire pour mesurer le détriment humain réel de la folie nucléaire, et donc pour le combattre, en particulier par l'action préventive.
A. BEHAR, AMFPGN
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La sûreté de la première barrière
Dossier EDF - novembre 1993
     La sûreté des centrales REP repose principalement sur la résistance des 3 barrières de confinement (gaines des crayons combustibles, circuit primaire, enceinte de confinement) situées entre les produits radioactifs contenus dans les pastilles de combustible et l'extérieur, à la fois en situation normale et lors des situations accidentelles plausibles.
     Même si dans les faits elle pose peu de problèmes en exploitation, la tenue des gaines des éléments combustibles est un domaine qui a fait l'objet d'études théoriques et expérimentales importantes et dont les résultats peuvent être mesurés en terme de fiabilité du combustible. De nombreux développement ont été apportés ou sont en cours pour améliorer le combustible et optimiser son utilisation, en tenant compte du retour d'expérience, tout en restant dans des limites strictes de sûreté et de radioprotection.
     Le comportement du combustible est bon: dans les conditions d'utilisation actuelles, le taux annuel d'assemblages inétanches reste de l'ordre de 0,5% depuis 1986. La majorité des défauts identifiés (plus de 75%) proviennent de causes externes, essentiellement des usures de gaines par des corps étrangers, pour lesquels des actions préventives sont engagées.

1/Les objectifs de sûreté et les limitations imposées:
     L'objectif pour EDF est d'optimiser l'utilisation du combustible, tout en garantissant une limitation stricte de l'activité de l'eau primaire, en situations normale et accidentelle. Cet objectif implique notamment:
      · une qualité de conception et de fabrication rigoureuse du combustible,
      · l'existence de systèmes de régulation et de sûreté automatiques,
      · l'application de limites portant sur l'irradiation (actuellement 47.000 MWJ/t, extension demandée à 52.000 MWj/t) et les variations de puissance (interaction pastille gaine...),
      · et enfin, une surveillance stricte de l'état d'étanchéité du combustible associée à des spécifications techniques portant sur des limites d'activité massique de l'eau primaire (en équivalent iode 131, somme gaz rares, Xénon 133...).
     Ces spécifications sont un élément essentiel de la défense en profondeur.

 Elles sont fondées sur des études expérimentales et sur le retour d'expérience accumulé depuis plusieurs années. Elles permettent de garantir des conditions radiologiques acceptables en situation normale et de limiter l'activité maximale (pic d'iode) en cas de transitoire accidentel, notamment en cas de rupture de tube de générateur de vapeur. Elles imposent selon les cas, en fonction des valeurs d'activité mesurées, soit une surveillance renforcée, soit un arrêt à court terme (6h ou 48 h) ou à moyen terme (15 j ou 2 mois). Elles ont été proposées par l'exploitant dès 1980 à l'autorité de sûreté. Le retour d'expérience et les expertises ont confirmé leur validité et ont permis d'apporter certaines améliorations. L'exploitant définit les modalités détaillées de contrôle permettant de respecter ces limites de sûreté.

2/La mise en oeuvre du programme de contrôle des assemblages:
     Le programme de contrôle des assemblages déchargés et les critères de rechargement sont définis pour respecter avec une marge suffisante les limites d'activité du fluide primaire pendant le cycle d'exploitation futur. Ils répondent à un double objectif:
      · ne pas recharger d'assemblage qui pourrait conduire à une dissémination de matière fissile dans le circuit primaire;
      · limiter éventuellement le nombre d'assemblages inétanches pour que l'impact sur les niveaux d'activité reste faible vis à vis des spécifications techniques (1/15 limite en équivalent Iode 131).
      Pour cela, deux types de contrôle d'étanchéité des assemblages sont effectués au déchargement:
    - un contrôle qualitatif d'identification dans le fût du mât de la machine de manutention (par mesure de l'activité gaz relâchée par les défàuts éventuels lors de la variation de pression à la remontée de l'assemblage), effectué systématiquement lorsque l'activité primaire avant l'arrêt le justifie.
     - pour les assemblages ainsi identifiés un deuxième contrôle quantitatif est effectué en cellule de ressuage dans la piscine de désactivation. Il comporte une mesure de la taille équivalente des défauts d'étanchéité (par une analyse de la cinétique de relâchement des gaz de fission lors de paliers de température) et un prélèvement liquide pour détecter les produits de fission solides éventuels.

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     Les critères de rechargement d'un assemblage non étanche sont fondés sur la vérification de l'absence de relâchement de produits de fission solides et sur une taille équivalente de défaut inférieure à 35 mm pour respecter les objectifs ci dessus.
     Ces critères résultent des connaissances acquises sur le comportement du combustible dans les réacteurs de puissance en situation normale et dans les boucles expérimentales du CEA d'étude en situation accidentelle. Ils sont validés par plus de 10 ans d'expérience qui montrent que dans ces conditions les assemblages ne relâchent pas de matière fissile de manière significative dans le circuit primaire (la matrice combustible en céramique frittée est conçue pour retenir les produits de fission et résister à une attaque chimique de l'eau).
     L'activité résultante dans l'eau primaire est réduite à des produits de fission gazeux (xénon) ou solubles (iode) de période courte, sans accroissement significatif de l'activité des dépôts solides, ce qui permet de limiter l'impact sur la dosimétrie. Les mesures radiochimiques montrent en effet que la contribution de ces produits gazeux ou solubles (5%) est négligeable devant celle due aux dépôts irradiants (90%), constitués par des produits de corrosion activés (cobalt, nickel...) provenant des structures du circuit primaire. Par ailleurs, en début d'arrêt de tranche, des procédures et des critères radiochimiques sont définis pour minimiser la dosimétrie et éviter des rejets gazeux intempestifs (phases de balayage et d'oxygénation, activités limites avant ouverture du circuit primaire...).

3/Le bilan du comportement du combustible et les améliorations éngagées:
a) bilan global et améliorations:
     Le taux annuel de perte d'étanchéité en fonctionnement d'un assemblage reste faible, de l'ordre de 0,5% (fig. 1). Son évolution est stable depuis 5 ans et aucun effet de l'augmentation de l'irradiation ou du suivi de réseau ni défaut de gaine par interaction pastille gaine n'ont été constatés. A titre d'exemple en 1992, sur les tranches 900 MWé, 21 assemblages ont été détectés non étanches sur 10 tranches; 7 d'entre eux ont été rechargés et 9 réparés pour le cycle suivant. Ceci correspond à un taux de défaut d'étanchéité des gaines, exprimé en crayons défaillants sur le total annuel des crayons contrôlés, d'environ 2.10-5 (un assemblage 900 contient 264 crayons). Il faut noter que les protections biologiques et les systèmes de traitement des effluents d'une tranche REP sont dimensionnés pour un taux hypothétique de rupture de gaine largement supérieur de 10-2, ce qui correspondrait à 400 crayons défectueux.
     Depuis l'origine, les niveaux d'activité de l'eau primaire des tranches REP sont restés nettement inférieurs aux limites spécifiées (fig. 3 et 4). La limite d'arrêt en eqI 13l a été atteinte à Bugey 2 en 1981 et 1987 suite au problème de «jets de baffle »maintenant résolu. Les résultats français se situent dans la moyenne mondiale, entre les valeurs obtenues aux USA et en Allemagne (indicateur WANO - fig. 2). Des progrès sont néanmoins encore possibles pour 75% des cas identifiés, les pertes d'étanchéité sont dues au percement de crayons à leur base par des débris véhiculés par l'eau primaire. Ces débris se
coincent généralement entre les crayons, dans la partie située entre l'embout inférieur et la première grille, et provoquent, par excitation hydraulique et vibrations, des usures des crayons voisins. Les actions correctrices concernent la prévention au niveau de la propreté des chantiers et la protection des assemblages à leur base par une grille anti-débris.

suite:
     Cette grille permet de piéger les débris de moyenne dimension; la section de passage est supérieure à la maille des filtres du puisard de l'enceinte pour éviter les risques de colmatage partiel. La nouvelle génération d'assemblages combustibles munie de protection anti-débris est mise en réacteur depuis 1992 : ceci devrait conduire à une nette diminution des défauts d'étanchéité du combustible.

b) la réutilisation des assemblages non étanches:
     Le souci d'utiliser au mieux le combustible et de minimiser les déchets conduit:
      · soit à réutiliser le combustible inétanche en l'état, s'il satisfait aux critères d'acceptabilité;
      · soit à le stocker dans le bâtiment combustible pour le réparer hors arrêt de tranche, grâce à un dispositif mobile, lorsque cela est économiquement intéressant.
     Dans la mesure où les critères d'acceptabilité sont respectés et limitent l'impact sur l'activité primaire, le rechargement d'un assemblage non étanche est intéressant à plusieurs titres:
     - simplification de l'exploitation: pas de reprise du plan de chargement ni de modification du planning d'arrêt, moindre encombrement en piscine...,
     - économie d'immobilisation du combustible...
     La réparation des assemblages inétanches dans le bâtiment combustible reste une opération coûteuse et délicate (risques de manutention et de contamination).
     Depuis plus de dix ans, sur 30.000 assemblages utilisés, environ 400 assemblages non étanches ont été détectés; sur 250 qui n'avaient pas terminé leur irradiation, 160 assemblages respectant les critères ont été rechargés sans réparation. Les autres ont été réparés (70) ou évacués. La stabilité des défauts rechargés en l'état est confirmé par le suivi ultérieur de l'activité primaire. Une quarantaine d'assemblages ont été rechargés 2 fois, et quelques uns 3 fois, sans dissémination notable.
     Les spécifications techniques sur l'activité du réfrigérant primaire et les critères de rechargement sont identiques pour les assemblages UO2 et MOX. Cette position, basée sur le bilan des connaissances actuelles (études et vérifications en piles expérimentales), se résume de la manière suivante:
      · le comportement des défauts sur le plan des activités en iode et gaz rares relâchées dans le circuit primaire est similaire,
      · l'activité massique alpha de l'UO2 augmente en cours de cycle et se rapproche en ordre de grandeur de celle du MOX en fin d'irradiation (facteur 5),
      · la quantité de MOX éventuellement disséminée qui conduirait au dépassement des spécifications techniques est inférieure à celle correspondante d'UO2,
      · sur le plan de la dosimétrie, du fait des différences de composition isotopique, l'effet du MOX irradié est moindre que celui de l'UO2.
     Un suivi particulier des assemblages MOX a été mis en place au titre de la R et D. Le comportement du MOX est actuellement satisfaisant. Sur 320 assemblages MOX chargés jusqu'à présent, un seul a présenté un défaut de faible importance (20 mm) inférieur au critère. Cet assemblage a été rechargé et ce défaut a un comportement identique à celui des défauts sur les crayons UO2.
     En conclusion et de manière générale, le maintien du bon comportement du combustible implique un retour d'expérience très suivi pour définir les actions d'améliorations possibles en matière de fabrication et confirmer la validité de la politique et des critères retenus.

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défaillance du combustible en fonctionnement REP 900 & 1300 MWé
fuel reliability members with more than 1à units 1992 median values for PWR's
Historiogramme des activités
pour 368 campagnes (eqI 131)
Historiogramme des activités
pour 368 campagnes (somme des gaz)
Contamination par le strontium 90
au Nord-Ouest de l'établissement COGEMA
Dossier Commission la Hague - mars 1994
     Un certain nombre de données complémentaires est nécessaire pour comprendre l'origine de la contamination de la nappe phréatique au piézomètre (PZ) 500, situé au nord-ouest du site COGEMA et de l'eau du ruisseau des Landes au point de prélèvement R14 situé à proximité.
     L'activité b totale au PZ 500 est de 12,2 Bq/1 en moyenne sur la période 1983-1993, alors que le bruit de fond est inférieur à 0,2 Bq/1 aux autres piézomètres.
     Pour la même période, les mesures effectuées par le même laboratoire (SPR-COGEMA) dans l'eau du ruisseau des Landes au point R14 montrent également un excès d'activité b totale (3,8 Bq/1) par rapport au bruit de fond (0,17 Bq/1).
     D'après les informations fournies par l'exploitant, l'augmentation d'activité au PZ 500 est due à la présence de strontium-yttrium 90 provenant d'une aire d'entreposage de déchets de faible et moyenne activité en attente d'évacuation vers le CSM.
     Par ailleurs l'activité b totale de l'eau ne diminue pas avec le temps (figures 2 et 3) alors que l'activité strontium 90 tend à décroître (figure 4).		      La concentration d'activité de ce radioélément au PZ 500 est de 11,5 Bq/1 en moyenne entre 1991 et 1993, période pendant laquelle il a été mesuré; cette valeur représenterait 1/10ème de la concentration maximale admissible pour la population (110 Bq/1, limite dérivée de sa L.A.I. qui est de 100.000 Bq/an) si cette eau était consommée. Elle est plus faible au point R14 (3,4 Bq/1).
     Le strontium 90 provenant de déchets du retraitement, pourquoi ne le retrouve-t-on pas accompagné de césium 137 en quantité plus importante (dans la proportion strontium 90/césium 137 = 0,7) conformément à ce qu'on observe dans les produits de fission? En effet, selon les mesures du SPR, il ne semble pas exister de césium dans l'eau en ces 2 points et si son éventuelle activite était comprise dans l'activité b restante (après déduction de celles dues au strontium 90 et au potassium 40, émetteurs b purs), le ratio Sr 90/Cs 137 serait au moins égal à 11,5/4,0 = 1,5 au PZ500 et à 3,4/1,5 = 2,3 au point R14; ces ratios ne correspondent pas à la répartition habituelle des produits de fission dans les résidus du retraitement.
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     On trouve bien du césium 137 dans les sédiments des Landes au point R14 (64 Bq/kg sec entre juillet 1991 et septembre 1993, période pendant laquelle des résultats ont été publiés par le SPR-COGEMA; figure 5), mais avec un facteur de concentration de 30.000 l'activité de ce radioélément dans l'eau ne peut être qu'infime.
     Par contre, on ne trouve pas trace de strontium 90 dans ces boues alors qu'on s'attendrait à en mesurer 3,4 Bq/l x 2000 = 6.800 Bq/kg en moyenne selon la concentration d'activité mesurée dans l'eau (tableau 3) et le facteur de concentration admis pour les sédiments de rivière («Environnement et radioactivité » de C. Chassard-Bouchaud, coll. Que sais-je?, déc. 93).
     La présence exclusive de strontium 90 dans l'eau, constatée au PZ 500 et au point R14, pourrait-elle s'expliquer par une plus grande solubilité de ce radioélément par rapport au césium 137, par une source spécifique de strontium?
     Dans l'éventualité d'une telle source, pourrait-il s'agir d'une conséquence de l'incendie survenu le 6 janvier 1981 dans le bâtiment 130 (contenant des déchets provenant du retraitement de combustibles de la filière Uranium Naturel - Graphite Gaz)?		      Il avait été éteint en particulier par injection de 400 à 500 m3 d'eau. Cet accident (coté a posteriori au degré 4 de l'échelle de gravité) avait libéré (et dispersé?) 1,11 térabecquerels de césium 137 avec les fumées de combustion, alors que du strontium 90 avait été décelé dans les dépôts au sol.
     Par ailleurs, durant le premier semestre 1991, l'activité strontium 90 apparaît supérieure à l'activité b totale, ce qui paraît aberrant.
     Au total, des données complémentaires et concernant les piézomètres situés à proximité (dont les analyses sont faites à la demande) seraient nécessaires pour interpréter ces résultats.
     Si le niveau d'activité mesuré n'a pas d'incidence au regard de la réglementation, il témoigne de la qualité des pratiques et/ou de l'existence d'incidents anciens dont nous souhaitons pouvoir suivre l'impact sur l'environnement.
     Pour les membres de la Commission, la présence pendant plusieurs années de strontium 90 dans la nappe phréatique (avec une concentration égale à 10% de la valeur limite dérivée pour l'eau de boisson) n'est pas à banaliser, même si elle se trouve en dehors d'une zone de pompage.
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nappe phréatique et ru des landes
activité b totale de l'eau
nappe phréatique et ru des landes
activité b totale de l'eau
nappe phréatique et ru des landes
activité stontium 90 dans l'eau
boues du ruisseau des landes
activité césium 137 en R14
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