Polonium-210 dans les milieux aquatiques

Le mouvement continu de l’eau au-dessus et au-dessous de la surface de la Terre est appelé le cycle hydrologique. Les précipitations s’écoulent vers les cours d’eau et les rivières pour remplir les masses d’eau stagnante, telles que les lacs, les étangs, qui sont des eaux de surface.

interagit avec les sols et les roches. Les eaux d’infiltration rechargent ensuite les systèmes souterrains (Carvalho et al., 2017). Toutes ces eaux de surface et souterraines peuvent transporter du polonium. Cette partie résume donc le comportement du 210Po dans les milieux aquatiques, avec d’abord l’eau de surface et, par la suite, l’eau souterraine.

2.1.Eau de surface

Le polonium-210 dans l’eau de surface peut provenir de différentes sources telles que la déposition atmosphérique, le lessivage de l’environnement terrestre, ainsi que les activités anthropiques (Carvalho et al., 2017). La concentration en 210Po dans l’eau des étangs est plus élevée que celle mesurée dans les eaux de rivières : 1,4 mBq/L et 0,7 mBq/L, respectivement. Cela peut être expliqué par l’attachement du 210

Po aux aérosols, ce qui se dépose à la surface de l’eau de l’étang à un degré plus élevé, contrairement aux eaux courantes de la rivière où il existe une possibilité que le radionucléide déposé soit emporté (Hameed et al., 1997). Ces observations concordent dans l’ensemble avec celles signalées par Shaheed et al. En effet, la concentration en 210Po dans l’eau courante et l’eau de retenue est de 0,77 ± 0,26 mBq/L et 1,27 ± 0,30 mBq/L, respectivement (Shaheed et al., 1997). Des analyses ont été effectuées sur l’eau de rivière afin d’observer la fluctuation saisonnière de la concentration en 210

Po par Skwarzec et al., la plupart des échantillons ont la concentration du 210Po la plus importante en printemps et en automne. L’activité du 210

Po la plus faible est observée en hiver. La concentration élevée du 210Po dans l’eau de rivière est le résultat de l’écoulement de l’eau provenant de la fonte de la neige et des dépositions sèches et humides accrues. La concentration moyenne mesurée sur l’année varie de 1,94 ± 0,03 à 6,03 ± 0,03 Bq/m3

pour les échantillons de l’eau de la rivière Vistula et de ses affluents (Skwarzec and Jahnz, 2007).

2.2.Eau souterraine

L’eau souterraine est une composante importante du cycle hydrologique et une source d’eau potable pour les humains. Les radionucléides naturels de la série de désintégration de l’uranium-238 sont présents dans toutes les eaux souterraines. La libération des radionucléides de la roche aquifère hôte modifie considérablement l’état d’équilibre entre les descendants de l’uranium-238. Les interactions entre les radionucléides avec les roches de l’aquifère hôte, y compris l’approvisionnement en constituants dissous ainsi que l’élimination par adsorption et précipitation, peuvent causer des comportements des radionucléides différents de ceux présents dans l’eau de surface (Porcelli, 2003).

Le recul de particule α est une source importante de 210Po dans l’eau souterraine (Carvalho et al., 2017). Chaque fois qu’un atome est sujet à une désintégration énergétique α, le radionucléide fils subit un recul dans une direction aléatoire mais directement opposée à celle du chemin de la particule α (Porcelli, 2014), avec des énergies cinétiques intrinsèques de 70 à 169 keV (Hashimoto et al., 1985). Ces énergies sont suffisantes pour générer un déplacement des radionucléides fils d’une distance appelée distance de recul (Jonckheere and Gögen, 2001; Stübner and Jonckheere, 2006). La valeur de la distance de recul est fonction de l’énergie de désintégration et de la densité du matériau. Elle est d’environ 30 à 40 nm (Stübner and Jonckheere, 2006). Si les émetteurs α sont placés, à proximité de la surface du minéral, les noyaux fils (atomes de recul) sont éjectés directement dans l’eau souterraine (Figure 1-5).

Figure 1-5 : 1) Un atome de l’uranium-238 situé sur une surface de grain de minéraux ; 2) l’atome de l’U-238 s’est désintégré en une particule α et un atome de Th-234, qui est éjecté dans l’eau par énergie de recul de la particule α ; 3) l’atome Th-234 s’est désintégré en un

atome de l’U-234, via Pa-234. Refait du technical report « Using α Recoil as a Tool for Contamination Control in the Khan River Aquifer » of Gunhild von Oertzen.

Harada et al. indiquent des teneurs moyennes en polonium-210 de 16,7 Bq/L dans un aquifère de Floride (Harada et al., 1989). Cette concentration anormalement élevée est environ trois fois supérieure à celles de ses parents directs 210Pb et 210Bi, ce qui suggère une autre origine du 210Po. Cette quantité en excès du 210Po provient de dépôt atmosphérique suite à la désintégration du 222Rn dans l’atmosphère. La plupart du polonium dans cette eau existe sous une forme qui ne coprécipite pas avec l’hydroxyde de fer. Les auteurs ont également

remarqué que la croissance bactérienne et l’oxydation du sulfure d’hydrogène peuvent avoir un impact sur la formation des colloïdes de polonium à partir du polonium soluble. Bien que le mécanisme de libération du polonium n’ait pas été établi, des preuves circonstancielles laissent entendre qu’il pourrait être lié à l’activité microbienne.

Ruberu et al. rapportent que la concentration moyenne en 210Po est de 57,8 mBq/L pour des eaux souterraines dans les puits d’eau en Californie (Ruberu et al., 2007). Dans l’ensemble, les activités du 210Po étaient toujours inférieures à celles de son précurseur 210Pb. Plusieurs facteurs pourraient influer sur l’élimination du 210_{Po. Il s’adsorbe sur les particules et a été}

trouvé dans les sédiments aquatiques. Le polonium, est rapidement absorbé par les bactéries et celles-ci sont très efficaces pour éliminer le polonium des solutions aqueuses. Ces facteurs pourraient entraîner la diminution de la concentration du 210Po par rapport à celle du 210Pb (Ruberu et al., 2007). Dans l’eau souterraine, la concentration en 210Po est trop faible et la formation de colloïdes intrinsèques est peu probable, mais il est plutôt adsorbé sur d’autres particules (Vesterbacka et al., 2005).