Chapitre V : CODES ET PROGRAMMES INTERNATIONAUX
SEDIMENT profond
3) Les conclusions
Les résultats et les conclusions des scénarios présentés précédemment, sont résumés ci-a) Le scénario A5 M)
Ce scénario a permis, de recueillir une multitude de donnée sur le Cs Ml, et plus particulièrement de mettre en évidence que :
• le transfert du Cs, de l'eau aux sédiments est relativement rapide,
• la remise en suspension semble être un processus important pour la concentration à long terme du Cs dans les lacs peu profonds de régions de basse altitude,
• le transfert du Cs des zones de drainage à l'eau du lac est un terme-source important pour les lacs de montagne,
• les écarts entre les niveaux calculés et observés de Cs dans les poissons sont dus à l'utilisation de valeurs de période biologique et de facteur de bioaccumulation trop basses.
En conclusion, il en ressort que les résultats du scénario A5 sont hétérogènes, et que les différences sont essentiellement dues à l'utilisation de facteurs de distribution (Kd) et de facteurs de transfert différents. En général, la structure des modèles semble appropriée et seuls de simples changements de valeurs paramètres pourraient améliorer considérablement les résultats (afin d'être alors similaires aux mesures effectuées).
b) Le scénario B2 Œ
Les participants ont adopté trois stratégies différentes pour aborder ce problème :
• développement d'un nouveau code pour effectuer les calculs,
• modification spécifique d'un code existant pour s'adapter au scénario,
• utilisation directe d'un code existant.
Tous les modèles sont très semblables dans leur méthode de calcul et leur conceptualisation de l'environnement. Par conséquent, les différences dans les estimations sont tout d'abord dues à des différences dans la sélection des valeurs des paramètres. Or chaque code est construit avec sa propre base de données.
Il est impossible de dire quelles prévisions sont correctes. Il est seulement possible de les comparer, d'identifier les approches cohérentes et de noter les problèmes rencontrés lors de cet exercice. Les résultats obtenus sont les suivants :
• Concentration dans les sols.
Tous les modèles supposent que Te est plus mobile que Np. Np atteint alors de plus fortes concentrations dans le sol que Te, qui a lui tendance à être lessivé par l'eau. Par conséquent l'état stationnaire est atteint plus rapidement pour Te.
La mobilité des radionucléides varie considérablement selon les modèles, ce qui peut expliquer la variabilité des concentrations estimées.
Les données expérimentales sont également très éparses.
• Concentr^ipn Jang leg cultures.
Les concentrations de radionucléides dans les cultures varient moins avec le temps que dans les sols. Il existe deux voies de transfert séparées :
- l'interception directe de l'eau d'irrigation contaminée, - le transfert du sol aux cultures par les racines.
A court terme, l'interception directe domine. A long terme, le sol devient une source significative, mais son importance dépend d'un certain nombre de facteurs comme les propriétés de sorption, le potentiel de transfert par les racines etc..
La voie d'interception directe domine pour le Np même à long terme, car en dépit d'une accumulation à des niveaux importants dans les sols, sa faible mobilité ne lui permet pas d'être capté par les racines.
• Concentration dans le lait.
Tous les modèles utilisent un simple facteur de distribution pour estimer le transfert des radionucléides de la nourriture de l'animal au lait. Mais ce type de données n'est pas toujours disponible dans la bibliographie, notamment pour Np, pour lequel tous les modèles s'appuient sur la même référence bibliographique t15l.
D semble que les concentrations de radionucléides dans le lait sont dominées par l'ingestion de pâturages contaminés.
• Concentration dans l'air.
Ceci concerne la remise en suspension de particules issues du sol contaminé.
Ce processus est relativement mal connu. Dix modèles sur quinze ont essayé de calculer cette concentration. Quatre seulement y ont inclus une analyse d'incertitude.
Les résultats s'étalent sur 5 ordres de grandeur.
Cet exercice a identifié un certain nombre de points sur lesquels il serait nécessaire d'obtenir plus de données et/ou plus de connaissances. Ceux-ci sont brièvement résumés ci-dessous :
• le transfert des radionucléides aux récoltes par l'interception directe de l'eau d'irrigation,
• le comportement à long terme de Te et Np dans les sols, afin de mieux connaître leur mobilité,
• le transfert de Te et de Np au lait, validation des facteurs de distribution,
• la remise en suspension de particules issues du sol contaminé, et les processus qui peuvent alors avoir un impact sur l'homme.
c) Le scénario B3 &)
La plupart des modèles décrivent l'ingestion de radionucléides par les poissons en utilisant un facteur de bioaccumulation à l'équilibre. Le modèle AMURAD, lui, considère l'interaction entre l'eau, les végétaux, les invertébrés et les poissons.
Les réactions complexes de sorption sont simplifiées par l'emploi de coefficients de distribution (Kd).
Il ressort que 226Ra est relativement soluble, alors que 230Th est très rapidement adsorbé par les particules. Ceci a son importance pour les modèles calculant les concentrations des radionucléides dans des eaux filtrées de boisson (BIOS, ECOS et LASER), il en résulte alors une
TABLEAU n° 18 Les résultats du scénario B3
226 Ra 230Jh
EAU
un facteur 5 (0,2 à 1 Bq/1)
un facteur 2 (0,1 à 0,2 Bq/1)
(saufECOS)
SEDIMENT
un facteur 2 (au-delà de 50 ans)
un facteur 3 (au-delà de 50 ans)
POISSON
un facteur 3 un facteur 100
Les paramètres contribuant le plus à l'incertitude des résultats sont les coefficients de distribution entre l'eau et les sédiments et suitout les facteurs de bioaccumulation des poissons. La diversité des résultats est due plus à des différences dans la sélection des valeurs des paramètres qu'à des différences dans le type de lac considéré ou à des différences dans la structure des modèles. Il ressort également de cette étude que le facteur prédominant est le transfert eau-sédiment.
d) Le scénario B5 ^
Les résultats sont très dispersés, surtout pendant la période transitoire. Ils sont présentés tableau 19.
TABLEAU n° 19
Les résultats du scénario B5 (en Bq.l"1 ou Bq.kg"1 en fonction du temps (années)) modèle
7.10"1 30
Pour tous les modèles, les concentrations des radionucléides dans les cultures sont prises proportionnelles aux concentrations dans les sols, et celles dans les poissons, proportionnelles à celles de l'eau.
Les processus importants, responsables des concentrations maximales peuvent être séparés en deux groupes :
• ceux affectant les concentrations dans les sédiments (remise en suspension, sédimentation et distribution),
• ceux conduisant à l'assèchement du sédiment.
Il semble que le processus de lixivation des radionucléides issus du sédiment frais utilisé pour l'épandage agricole n'est pas réellement important.
e) Le scénario B(ï ^
II a été démontré au cours de cette étude que les participants avaient une confiance limitée dans leur appréciation du transport des radionucléides du sol à la zone racinaire.
L'incertitude portant sur les paramètres des modèles a déjà été discutée précédemment. De plus, ici, quelques unes des incertitudes se situent au niveau de la modélisation conceptuelle, c'est à dire sur la connaissance et la compréhension de certains phénomènes (par exemple, les mouvements des radionucléides dans les sols, le transfert du sol contaminé à l'atmosphère).
Par exemple, la comparaison de deux approches de l'interface géosphère/biosphère (BIOPATH et TRUMP) montre que t11! :
• les résultats (temps de sortie des radionucléides et valeur atteinte) sont assez similaires pour l'état stationnaire,
• alors qu'ils sont difficilement comparables pour les états transitoires (régime qui demande plus de détail pour les radionucléides fortement adsorbés).
D en ressort que M :
• TRUMP, donne une bonne description de la phase transitoire, mais il est difficile d'ajouter d'autres processus (comme bioturbation), ou de l'appliquer à un système plus large.
• BIOPATH, est plus facile à utiliser. La difficulté est d'établir les coefficients de transfert entre chaque compartiment.
f) Le scénario B7 fê]
Les processus pertinents dans l'estimation des concentrations de radionucléides dans les compartiments considérés pour ce scénario sont les suivants :
• la désintégration radioactive,
• les mécanismes de sorption/désorption (sédiment et sol),
• les mouvements avals de l'eau et de la couche de sédiments,
• la migration par diffusion dans les sédiments profonds,
• le transport par advection dans les sédiments et le sol,
• la sédimentation,
• le drainage du sédiment de surface (application à la zone racinaire).
Il a alors été décidé d'orienter les recherches futures vers une meilleure compréhension des processus géomorphologiques ou des phénomènes jouant un rôle spécial aux interfaces.
g) Le scénario B8 (cas 6) PI
Dans le premier scénario du cas 6 (contamination d'une eau de source), la voie d'exposition dominante est la consommation d'eau de boisson pour la quasi-totalité des radionucléides. Pour quelques produits d'activation et de fission (79Se, 93Zr, 129I et 135Cs) la consommation de légumes et/ou de lait contribue également de façon significative à la dose totale.
L'irradiation externe contribue de même de façon significative (10 à 15 %) pour les actinides les moins mobiles comme les isotopes du Th et du Pu, qui tendent à s'accumuler dans le sol sur une longue période.
Pour le deuxième scénario (contamination d'un lac), la consommation de poisson est le facteur le plus important dans la contribution à la dose totale : 80 % pour 14C, 59Ni, 79Se, 107Pd,
12lmSn, 126Sn et 135Cs, les isotopes du Ra et de U. La consommation de l'eau de boisson contribue pour environ 20 %. Pour les isotopes du Pu et du Th, l'inhalation est la voie dominante en raison de leur fort facteur de conversion et leur faible mobilité comparée aux autres radionucléides.
Pour le scénario mixte (contamination d'un lac et d'une eau de source), l'eau de boisson provenant de la source est le facteur prépondérant pour la plupart des actinides. Par contre, c'est la consommation de poissons qui représente la majorité de là dose pour plusieurs des produits d'activation et de fission. Néanmoins l'eau de boisson n'est pas négligeable pour certains d'entre eux (59Ni, "Te, 107Pd). L'irradiation externe domine pour 94Nb (66 %).
Les voies d'exposition importantes dans l'estimation de la dose totale à un groupe critique, pour tous les cas du scénario B8 sont présentées dans le tableau suivant.
TABLEAU n° 20
Les voies d'exposition importantes dans l'estimation de la dose totale à un groupe critique P3 Scénario
rejet dans un lac rejet dans une
rivière irrigation avec
de l'eau contaminée Utilisation des sédiments d'un lac contaminé pour l'agriculture
rejet dans l'environnement
marin dépôt atmosphérique
-environnement In vert Algue
LEGENDES PI J TABLEAII n° ?0 :
* si l'eau de boisson n'est pas filtrée.
C. "VAMP
VAMP (Validation of Environmental Model Predictions) est un programme international supervisé par l'Agence Internationale pour l'Energie Atomique (IAEA). Ce programme arrivera à terme en 1994. Vingt-cinq pays y ont participé : l'Allemagne, l'Autriche, la Belgique, le Brésil, le Canada, la Chine, le Danemark, l'Espagne, les Etats-Unis d'Amérique, la Finlande, la France, la Grèce, la Hongrie, l'Irlande, l'Italie, le Japon, la Norvège, Les Pays-Bas, la Roumanie, le Royaume-Uni, la Russie, la Suède, la Suisse, la Tchécoslovaquie.
Les objectifs de ce programme sont :
• de valider les modèles en utilisant les données environnementales des transferts de radionucléides résultant des retombées de l'accident de Tchernobyl,
• d'obtenir des données des divers pays contaminés,
• témoigner de l'état actuel des modélisations environnementales et des améliorations réalisées à partir des résultats de l'accident de Tchernobyl.
Le champ de la modélisation radioécologique est très vaste, c'est pourquoi quatre groupes de travail ont été formés pour étudier le milieu terrestre, le milieu urbain, le milieu aquatique, et estimer les voies multiples d'exposition.
Deux approches de travail ont été adoptées :
• validation des modèles en les testant avec les données recueillies après l'accident de Tchernobyl,
• identification des processus de transfert importants, et mise au point par des experts d'un recensement critique de ces processus.
D. CONCLUSIONS
La fiabilité d'une modélisation dépend de 5 facteurs
FIGURE n° 39 - Fiabilité d'une modélisation
description précise du problème (définition de l'objectif et du scénario)
formulation du modèle conceptuel
estimation des paramètres du
modèle
calcul et discussion des résultats
». formulation du modèle de calcul
Y
Après une première phase de comparaison des résultats des modèles, les travaux internationaux, dans le cadre de BIOMOVS et VAMP, se recentrent actuellement vers une analyse de la base conceptuelle des modèles de biosphèref14^. Les programmes en cours visent à établir s'il y a des lacunes dans la liste des processus pris en compte dans les modèles existants et quels sont les processus qui ne contribuent pas de façon significative aux transferts dans la biosphère à l'échelle de temps utilisée dans l'évaluation des stockages de déchets. Ces comparaisons de modèles sont réalisés en employant des jeux de données d'entrée et de valeurs de paramètres fixés (choix des