LA CHIMIE DES RADIONUCLEIDES

L'évolution des formes physico-chimiques (état d'oxydation et "taille" de l'espèce chimique) des radionucléides dans les eaux naturelles est fonction de nombreux facteurs. De nombreux éléments sont susceptibles de présenter plusieurs valences dans les eaux naturelles en fonction notamment PI :

• du pH,

• et du potentiel d'oxydoréduction, mais aussi de la concentration:

• en oxygène dissous,

• en sels dissous,

• en carbonates insolubles,

• en hydroxydes peu solubles,

• en aluminosilicates,

• en argiles,

• en colloïdes,

• en complexants organiques,

• en particules vivantes en suspension.

Il est impossible d'analyser avec précision l'impact de chacun de ces facteurs pris isolément, c'est pourquoi l'évolution des formes physico-chimiques est étudiée de manière globale dans différents milieux. Les principaux mécanismes de transport des espèces ioniques sont brièvement mesurés (généralement en absence d'activité biologique) en fonction HO] :

• des réactions chimiques (oxydoréduction, ionisation),

• des échanges d'ions,

• de la précipitation,

• et de la solubilisation.

Les états d'équilibre sont modélisés simplement avec des lois d'action de masse. Mais, attention, il est difficile de prendre en compte les compétitions qui existent entre les différents processus. La complexité du système impose donc une hiérarchisation en sous-systèmes et incite à différencier des étapes de modélisation (voir tableau 7).

TABLEAU n° 7

Modélisation des stockages et Géochimie PI niveau de modélisation—»

système étudié J, système élémentaire système simplifié système complexe

phénoménologie lois simples modèle validé données de base description données de base description découplage hiérarchisation

couplages élémentaires modèle validé

découplage modèle validé décomposition en système simplifié

couplages généralisés

modèle validé ? modèle simplifié prédictions ?

validation ?

1) Rôle des complexants organiques et des colloïdes

Les substances humiques et fulviques sont souvent considérées comme la partie soluble de la matière organique des sols M . Présentes dans les aquifères naturels (à différentes concentrations), elles sont connues pour être de forts agents complexants des radionucléides et présentent une haute affinité pour les surfaces minérales. Les complexes formés sont stables (essentiellement avec les métaux trivalents), souvent solubles et l'on considère qu'ils se comportent comme les acides fulviques dans les eaux souterraines [12,13,14] Le s composants des acides humiques et fulviques et leurs caractéristiques chimiques ne sont pas très différents d'un site à l'autre. C'est plutôt la profondeur qui a une importance sur la concentration totale de substances organiques et leur composition. Les acides fulviques peu présents dans les eaux souterraines profondes peuvent avoir entre 1000 et 10000 ans (datation au 14C)

Deux types de colloïdes peuvent être distingués

• ceux formés dans le champ proche lors de la lixiviation des radionucléides.

• ceux formés dans le champ lointain par la sorption sur du matériel particulaire naturel (présent dans les eaux souterraines). (Néanmoins, la concentration de colloïde est relativement faible dans les eaux souterraines profondes. On trouve de la calcite, des hydroxydes ferriques, du sulfate de fer et du quartz t14l.)

Les radionucléides peuvent également être adsorbés sur des micro-organismes (qui seront eux-mêmes adsorbés sur des surfaces alors en contact avec les eaux contaminées) t14l.

L'exercice SKB 91 fait le point suivant sur l'influence des colloïdes, microbes et substances organiques naturelles sur le transfert des radionucléides t14^ :

• les complexes organiques entraînent la diminution des Kd. Ceci est plus ou moins important selon la valence de l'élément et la concentration en substances humiques.

• les particules colloïdales et les micro-organismes peuvent adsorber. Si cette adsorption est irréversible, la situation est problématique. Dans le pire des cas, les particules transportant les radionucléides sont véhiculées par l'eau.

Mais peu seront transportés car la concentration de colloïdes dans les eaux souterraines est relativement faible.

2) Les conditions du milieu

Les paramètres importants sont bien évidemment le pH et le potentiel redox des différents milieux traversés par les radionucléides.

La solubilité des radionucléides peut être très variable en fonctions des conditions aérobie ou anaérobie du milieu. En sachant que les radionucléides vont traverser différentes barrières où les conditions oxydantes ou réductrices vont sensiblement changer (voir figure 5), les éléments seront alors plus ou moins facilement transportés.

FIGURE n° 5

Conditions oxydantes et réductrices des différents milieux traversés DECHET — ^ CONTENEUR -—^ GEOSPHERE —} BIOSPHERE

conditions conditions conditions oxydantes réductrices oxydantes

II est important dans le cadre de notre étude de connaître, pour chaque élément considéré, la forme physico-chimique sous laquelle il va migrer puis se présenter à la surface. Nous considérons que le point d'arrivée des radionucléides est une source ou une rivière (donc approximativement, une eau naturelle à pH 8 en condition aérobie). Il sera intéressant par la suite de déterminer, pour chacun d'eux, ce qui gouverne les équilibres en fonction des concentrations en nitrates, chlore etc..

3) Le temps

II est important de resituer l'échelle de temps des phénomènes.

Le temps moyen de passage des eaux souterraines (Site de Yucca Mountain) est d'environ 43000 ans (moins d'1 % des temps calculés était inférieur à 10000 ans). Nous pouvons remarquer dès maintenant qu'après 10000 ans, les doses calculées sont inférieures à la réglementation H7].

Pour Triegel et al. M le temps de passage de l'eau souterraine est d'environ 1,3.104

années.

Les différentes études présentées par Manen et al. H8] donnent pour l'élément 129I (élément soluble ne subissant aucun retard par rapport à l'eau souterraine) les durées d'impact dans la biosphère selon le type de stockage (voir figure 6, les doses individuelles sont données à titre indicatif).

FIGURE n° 6

Durée de l'impact dans la biosphère de l'élément 129I Dose individuelle (Sv/an)

1.

0 , 1 . . 0,01 . . 0 , 0 0 1 . . 0,0001..

1E-05 1E-06 1E-07X 1E-08 1E-09J»

1E-10

surface, Grande-Bretagne

mine de fer, Konrad, Allemagne argile, Mol, Belgique

. _ M

sel, Pays-Bas

argile, Grande-Bretagne

sel, France

y

0E+00 3E+02 1E+03 7E+03 5E+04 1E+05 3E+05 4E+05 1E+06 1E+07 1E+08 1E+08 Années (après le stockage)