Energie nuc

(1)

OMS, Publications régionales Série européenne, N°13

Energie nuc

La gestion des déchets

de haute activit

ORGANISATION MONDIALE D BUREAU REGIONAL DE L'EUROP

(2)

L'Organisation mondiale de la Santé (OMS), créée en 1948, est une institu- tion spécialisée des Nations Unies à qui incombe, sur le plan international, la

responsabilité principale en matière de questions sanitaires et de santé

publique. Au sein de l'OMS, les professionnels de la santé de quelque 160 pays échangent des connaissances et des données d'expérience en vue de faire accéder, d'ici l'an 2000, tous les habitants du monde à un niveau de santé qui leur permette de mener une vie socialement et économiquement productive.

Le Bureau régional de l'Europe est l'un des six Bureaux régionaux de l'OMS répartis dans le monde. Chacun de ces Bureaux a son programme propre dont l'orientation dépend des problèmes de santé particuliers des pays qu'il dessert. La Région européenne, qui compte 32 Etats Membres

actifs,' se distingue par le fait qu'elle réunit un grand nombre de pays industrialisés disposant de services médicaux très modernes. Son pro-

gramme diffère donc de ceux des autres Régions, car il vise plus particuliè- rement à résoudre les problèmes des sociétés industrielles. Dans la stratégie mise au point par le Bureau régional afin d'atteindre le but de «la santé pour tous en l'an 2000 '>, les activités se subdivisent en trois grandes catégories : promotion de modes de vie favorables à la santé, prévention des maladies et des accidents et organisation de soins adéquats, accessibles et acceptables pour tous.

Ce qui caractérise aussi la Région, c'est sa grande diversité linguistique et les difficultés qui en résultent sur le plan de la communication et de la diffusion de l'information. Les publications du Bureau régional paraissent

en quatre langues (allemand, anglais, français et russe) et les droits de

traduction en d'autres langues seront volontiers accordés.

a Albanie, Allemagne, République fédérale d', Autriche, Belgique, Bulgarie, Danemark, Espagne, Finlande, France, Grèce, Hongrie, Irlande, Islande, Italie, Luxembourg, Malte, Maroc, Monaco, Norvège, Pays -Bas, Pologne, Portugal, République démocratique allemande, Roumanie, Royaume -Uni de Grande -Bretagne et d'Irlande du Nord, Saint -Marin, Suède, Suisse, Tchécoslovaquie, Turquie, Union des Républiques socialistes soviétiques, Yougoslavie.

(3)

Energie nucléaire

La gestion des déchets

de haute activité

(4)

Couverture par M. J. Suess.

Assemblage combustible (détail) avec l'aimable autorisation

(5)

Organisation mondiale de la Santé Bureau régional de l'Europe Copenhague

Energie nucléaire

La gestion des déchets de haute activité

Rapport sur une réunion de l'OMS

Bruges

2 -6 juin 1980

(6)

ISBN 92 890 2104 7

Les publications de l'Organisation mondiale de la Santé bénéficient de la protection prévue par les dispositions du Protocole N° 2 de la Convention universelle pour la Protection du Droit d'Auteur. Pour toute reproduction ou traduction partielle ou intégrale, une autorisation doit être demandée au Bureau régional de l'OMS pour l'Europe, 8 Scherfigsvej, DK -2100 Copenhague 0, Danemark. Le Bureau régional sera toujours très heureux de recevoir des demandes à cet effet.

Les appellations employées dans cette publication et la présentation des données qui y figurent n'impliquent de la part du Secrétariat de l'Organisation mondiale de la Santé aucune prise de position quant au statut juridique des pays, territoires, villes ou zones, ou de leurs autorités, ni quant au tracé de leurs frontières ou limites.

La mention de firmes et de produits commerciaux n'implique pas que ces firmes et produits commerciaux sont agréés ou recommandés par l'Organisation mondiale de la Santé de préférence à d'autres. Sauf erreur ou omission, une majuscule initiale indique qu'il s'agit d'un nom déposé.

Ce rapport exprime les vues collectives des participants à une réunion et ne représente pas nécessairement les décisions ou la politique officiellement adoptées par l'Organisation mondiale de la Santé.

IMPRIME EN ANGLETERRE

(7)

SOMMAIRE

Page

Note ^vi

Introduction

1. Conclusions et recommandations 7

2. Les déchets de haute activité 1 t

3. Les objectifs de la protection sanitaire 21

Cadre de la CIPR 21

Principe de justification 24

Principe d'optimisation 24

Limites de dose 25

Application du cadre de la CIPR 27

4. Les différents modes d'évacuation 35

Evacuation dans des formations géologiques 36

Rejet en mer 42

Autres options 45

Développements futurs 47

5. Responsabilités des organisations internationales 49

Bibliographie 53

Annexe 1 Glossaire 57

Annexe 2 Membres des sous -groupes 63

Annexe 3 Liste des participants 65

(8)

NOTE

En matière de terminologie, l'OMS a pour politique de suivre les recommandations officielles d'organismes internationaux faisant autorité, et l'on s'est efforcé dans la présente publication de respecter ces recommandations.

Presque toutes les organisations scientifiques internationales ont maintenant recommandé d'utiliser le Système international d'Unités (SI) mis au point par la Conférence générale des Poids et Mesures (CGPM),a et la Trentième Assemblée mondiale de la Santé, tenue en 1977, en a approuvé l'emploi. Dans le rapport apparaissent souvent deux unités dérivées du Système international, elles sont présentées dans le tableau ci- dessous, avec leur symbole, les unités non SI correspondantes, et les coefficients de conversion.

Unité et symbole SI Unité non SI Coefficient de conversion becquerel, Bq curie, Ci 1 Ci = 3,7 X lolo Bq

(37 DBq)

sievert, Sv rem 1 rem = 0,01 Sv

a L'Organisation mondiale de la Santé a publié une brochure faisant autorité,

«Le SI pour les professions de la santé », que l'on peut se procurer en librairie, auprès des distributeurs de l'OMS, ou en s'adressant directement au Service de distribution et de vente, Organisation mondiale de la Santé, 1211 Genève 27, Suisse.

(9)

Introduction

Le Bureau régional de l'OMS pour l'Europe a réuni du 2 au 6 juin 1980, en col- laboration avec le Gouvernement belge, un groupe de travail sur les incidences de l'évacuation des déchets de haute activité sur la santé. Il s'agissait là de la troisième d'une série de réunions tenues en Belgique et consacrées aux consé- quences pour la santé de la production d'énergie électro -nucléaire. Le rapport sur la première réunion, consacré à un examen général de la situation, a été publié en 1979 (1). Les deuxième et troisième réunions traitaient des consé- quences pour la santé de certains aspects de la production d'énergie nucléaire;

le rapport sur la deuxième réunion (éléments transuraniens) est paru (en anglais) en 1982 (2).

Ces réunions répondaient à un besoin : tenir informés les responsables de la santé et de la protection de l'environnement, ainsi que le grand public, dans les pays européens, des conséquences que peuvent avoir pour la santé les nouvelles utilisations pacifiques de l'énergie nucléaire. Bien que le développe- ment du nucléaire se soit ralenti au cours des dix dernières années, malgré les hausses brutales du prix du pétrole depuis 1974 environ, les réacteurs de puissance nucléaires fournissent une part croissante de l'électricité des pays européens, et l'on peut penser que cette tendance va se poursuivre (3). Il est donc naturel que l'on se préoccupe de plus en plus de l'éventualité d'une exposition des travailleurs de l'industrie nucléaire et de la population en général aux rayonnements émis par des déchets de haute activité ainsi que des consé- quences pour l'environnement de la manipulation, du traitement, du transport, du stockage et de l'évacuation de ces déchets.

Le rapport sur la première réunion de cette série décrit les différentes opérations du cycle du combustible nucléaire et les doses de rayonnements auxquelles elles peuvent soumettre les travailleurs de ce secteur et la population.

Il examine également les accidents qui peuvent se produire et leurs effets radiologiques prévus, ainsi que les conséquences éventuelles de la prolifération des armes nucléaires, du sabotage et du terrorisme. Il étudie quantitativement les effets sur la santé, en s'appuyant sur les travaux de la Commission internationale de Protection radiologique (CIPR), du Comité scientifique des Nations Unies pour l'Etude des Effets des Rayonnements ionisants (UNSCEAR) et du Comité consultatif sur les Effets biologiques des Rayonnements ionisants de l'Académie nationales des Sciences des Etats -Unis (BEIR).

(10)

Des développements récents ont eu lieu dans ce domaine et, s'ils ne modifient pas sensiblement les conclusions fondamentales auxquelles est parvenue la réunion, ils ne sont pas sans affecter l'éclairage et l'importance accordés aux effets sur la santé et autres conséquences de l'utilisation de l'énergie nucléaire, et il en a été tenu compte dans le présent rapport. Les publications de la CIPR (4, 5) et du BEIR (6) sont particulièrement importantes à cet égard. Les rapports du groupe de travail ainsi que le résumé et la synthèse de l'évaluation internationale du cycle du combustible nucléaire (INFCE) (7), qui ont paru depuis la première réunion de cette série, constituent également des événements importants. La conférence plénière finale de l'INFCE, tenue à Vienne en 1980, a conclu que la production d'énergie d'origine nucléaire allait sans doute augmenter, que les besoins particuliers des pays en dévelop- pement devaient et pourraient être satisfaits, et que des mesures efficaces devaient et pourraient être prises pour limiter au minimum le risque de proli- fération des armes nucléaires, sans pour autant compromettre l'approvision- nement en énergie nucléaire.

Plusieurs organisations internationales se consacrent totalement ou partiellement aux effets des substances radioactives sur la santé et à leur éva- cuation. Pour ce qui est des questions abordées dans la présente étude, on mentionnera la CIPR et 1'UNSCEAR, dont les travaux sont fondamentaux pour l'évaluation des dangers des rayonnements; l'Agence internationale de l'Energie atomique (AIEA), qui rassemble et diffuse des informations, parraine des programmes coordonnés de recherche, élabore et formule des directives et des codes de bonne pratique; et la Commission des Communautés qui organise et parraine des recherches sur l'évacuation des déchets de haute activité. Il existe maintenant une abondante documentation sur la question.

Dans les pays qui ont des programmes électro- nucléaires avancés, il peut y avoir suffisamment de spécialistes pour se tenir informés de tous ces travaux, voire pour les faire progresser, en développant et appliquant les conclusions fondamentales des organisations internationales. D'autres pays, en revanche, n'ont pas les moyens de connaître de façon aussi approfondie et d'évaluer la documentation existante. En tout état de cause, l'information est en général entre les mains d'un nombre limité de spécialistes, qui travaillent pour l'industrie nucléaire. Aussi est -il besoin, dans tous les pays, d'une étude impartiale, réalisée par un organisme indépendant de l'industrie nucléaire, et présentant, dans un langage de tous les jours, une synthèse et une évaluation de la documentation. C'est à ce besoin qu'essaie de répondre le présent rapport.

Les déchets radioactifs aqueux, qui consistent essentiellement en produits de fission et en quelques actinides, et qui sont séparés lors du premier cycle d'extraction par solvant au cours du retraitement du combustible irradié, sont universellement classés comme déchets de haute activité. Dans certains pays, tous autres déchets dont le niveau d'activité est assez élevé pour que le processus de décroissance radioactive dégage une quantité de chaleur significa- tive sont également classés dans cette catégorie. De plus, dans certains pays qui n'envisagent pas le retraitement, le combustible irradié des réacteurs est considéré comme un déchet, bien qu'il contienne des matières fissiles récu- pérables et recyclables, il constitue alors lui -même un déchet de haute activité.

(11)

Le présent rapport s'intéresse à l'évacuation des déchets aqueux obtenus lors de la première phase d'extraction du retraitement et du combustible irradié.

La troisième catégorie de déchets de haute activité est trop vague pour être étudiée en détail, mais on peut penser que la même approche globale devrait s'appliquer à son évacuation.

Tout système de gestion de déchets de haute activité comporte une phase de stockage pour le refroidissement des déchets et lors d'arrêts tempo- raires de la centrale. La dernière opération est le stockage à long terme ou l'évacuation. En principe, on fait nettement la distinction entre stockage et évacuation : dans le second cas, on n'envisage aucune mesure (si ce n'est la surveillance de l'environnement ou des restrictions quant à l'utilisation future du site d'évacuation), alors que, dans le premier, il y a une intention d'inter- venir ultérieurement pour récupérer, traiter, examiner ou évacuer les déchets.

Bien que, dans la pratique, la distinction ne puisse pas être toujours aussi tranchée, il convient de la préciser en principe.

Comme dans le cas de la plupart des problèmes de santé publique, il est impossible d'évaluer avec exactitude les incidences de l'évacuation des déchets radioactifs sur la santé, en gros pour les mêmes raisons que l'on ne saurait faire une extrapolation des effets aigus aux effets chroniques ou des effets provenant de fortes doses aux effets provenant de faibles doses. L'accep- tation des risques d'une exposition aux rayonnements ionisants, malgré les incertitudes entourant leur évaluation, se justifie par le fait qu'on les compare à ceux qui accompagneraient le non -développement de l'énergie nucléaire, où, là aussi, la marge d'incertitude des estimations est pourtant considérable.

S'en tenir à cette vision des choses serait évidemment faire preuve de réduc- tionnisme, car toute tentative d'évaluer l'utilité de développer le nucléaire doit également faire entrer en ligne de compte d'autres facteurs tels que les effets économiques et sociaux; mais ce n'est pas l'objet du présent rapport.

Autrement dit, si cette étude vise à proposer un moyen d'estimer les risques pour la santé, elle n'essaie pas d'évaluer ni même de décrire complète- ment les autres facteurs à prendre en considération pour pouvoir justifier le développement de l'énergie nucléaire. Ces autres facteurs sont la conscience ou la perception que le public a des risques, à distinguer de l'évaluation technique des risques en question. Ce rapport aidera peut -être à concilier les deux aspects, bien qu'il ne soit pas spécifiquement consacré à cette question.

Etant donné les liens étroits entre les arguments techniques et politiques dans ce domaine, il importe de choisir avec soin les termes employés et d'avoir bien conscience des limites du raisonnement. Dans ce rapport, les recommandations de base de la CIPR, fondées sur des données pertinentes limitées (mais plus nombreuses que pour la majorité, sinon la totalité, des substances toxiques non radioactives) et sur l'extrapolation, sont modifiées et reformulées pour ce qui est du risque estimé pour les individus et du risque collectif pour la population en général. Ces estimations, qui reposent sur des projections à très long terme des facteurs sociaux et environnementaux, introduisent de nouvelles incertitudes. Il est donc inévitable que les conclusions soient exprimées par la probabilité ou par le risque d'apparition d'un effet sur la santé ou d'un danger.

La sûreté absolue ne peut être garantie; on ne peut avoir qu'une estimation de la probabilité, aussi faible soit -elle, que l'effet se produira.

(12)

Cette approche est l'approche scientifique traditionnelle. Dans certains cas, les probabilités peuvent être calculées avec une assez grande précision (par exemple, la probabilité d'être victime d'un accident de la circulation), alors que dans d'autres (par exemple, pour ce qui nous intéresse ici, la pro- babilité de subir les effets de l'utilisation d'autres sources d'énergie), l'esti-

mation relève davantage de la spéculation. Pour l'essentiel,

la méthode d'estimation des risques employée dans ce rapport ne diffère pas de celle utilisée dans d'autres secteurs de l'administration et du contrôle de la santé publique, même si cela n'est pas toujours dit de façon aussi explicite.

Les termes «préoccupation», «danger», «probabilité» et «risque» ont une connotation affective. Dans ce rapport, «préoccupation» signifie «intérêt»

et le mot n'est pas employé dans son acception secondaire courante d'«inquié- tude» ou de «souci». L'évacuation des déchets radioactifs est donc un sujet de préoccupation, mais non d'inquiétude. Un «danger» est un effet nocif potentiel, mais n'implique pas de «péril», comme le veut souvent l'usage courant; cet effet nocif peut être mineur. Le mot «probabilité» est pris dans son sens mathématique de grandeur par laquelle on mesure le caractère aléa- toire d'un événement; cela ne signifie pas que l'on peut raisonnablement s'attendre que l'événement se produise, comme le laisserait penser l'adjectif

«probable» dans son sens courant, et de fait, si un événement a une probabi- lité, disons de un sur un million, il a peu de chance de se réaliser. Le «risque»

est lui aussi une quantité mesurable ^: c'est le produit de la probabilité de l'apparition d'un événement par la probabilité d'apparition d'un dommage si l'événement se réalise effectivement. Le mot n'implique donc pas qu'il y a danger ou péril.

L'accent mis sur la nécessité d'employer et de comprendre ces termes n'est pas de la simple pédanterie. Le sujet abordé ici a d'importantes conno- tations politiques, et il est courant, dans un débat politique, de présenter ten- dancieusement les déclarations inexactes de leurs adversaires. Au moment de la prise de décision finale, alors que tous les facteurs techniques, sociaux,

politiques et autres, avec toutes leurs incertitudes, ont été pesés,

^il ^im-

porte que l'évaluation technique soit dépourvue d'ambiguïté. L'opinion

motivée de la commission qui a enquêté sur l'accident de Three Mile Island (8), et selon laquelle une peur injustifiée a eu des plus grandes répercus- sions sur la santé que les rayonnements, vient nous rappeler utilement que

l'emploi correct des mots et la bonne compréhension des conséquences

pour la santé peuvent être d'une importance fondamentale. Afin d'éviter tout malentendu, nous avons suivi les définitions de l'AIEA (9) (voir l'An- nexe 1).

Le rapport passe brièvement en revue les méthodes qui ont été pro- posées pour l'évacuation des déchets très actifs et s'étend davantage sur celles qui paraissent les plus prometteuses et auxquelles sont consacrés aujourd'hui la majorité des travaux. Il explique comment on peut s'assurer qu'elles res- pectent les recommandations de la CIPR telles qu'elles sont présentées ici sous une forme modifiée. L'évacuation dans des formations géologiques semble être à l'heure actuelle la méthode la plus prometteuse, mais l'évacuation sous le fond des mers et peut -être sur le fond des océans mérite de plus amples recherches.

(13)

Le groupe de travail a examiné seize communications préparées par ses membres pour la réunion ainsi que plusieurs documents plus courts rédigés au cours de la réunion pour éclaircir des points précis. Les discussions ont eu lieu en séance plénière et dans le cadre de trois sous -groupes constitués pour examiner différents aspects de cette question. Le groupe de travail a élu prési- dent M. J. Schwibach, vice- présidents le Dr A. Lafontaine, le Dr M. Kyrs et le Dr F.L. Parker et rapporteur M. A.W. Kenny. Le Dr MJ. Suess a exercé les fonctions de secrétaire scientifique.

(14)

1 Conclusions et recommandations

Les modes d'évacuation des déchets de haute activité font partie intégrante du système de traitement de ces déchets visant à assurer la sûreté de leur transport, de leur stockage et de leur évacuation et à empêcher le dégage- ment de quantités ou de concentrations inacceptables de radionucléides dans l'environnement de l'homme. Ils reposent sur les principes fondamentaux recommandés par la CIPR (4), à savoir que toutes les doses doivent être maintenues au niveau le plus bas que l'on peut raisonnablement atteindre, compte tenu des facteurs économiques et sociaux, et ne doivent pas dépasser, à l'heure actuelle ou dans l'avenir, les limites de doses appropriées. Ce dernier point implique que les doses auxquelles seront exposées les générations futures ne devraient pas être supérieures aux doses jugées acceptables à l'heure actuelle.

Les limites de doses de la CIPR impliquent que l'on accepte un faible niveau spécifique de risque pour la santé. Ce niveau est généralement considéré comme acceptable compte tenu de ce que l'homme accepte volontairement dans le cadre d'autres activités bénéfiques mais également dangereuses. L'éva- cuation des déchets ne veut pas dire que les radionucléides sont isolés à jamais, et cela n'est d'ailleurs pas nécessaire. On peut obtenir une estimation de l'exposition potentielle des individus, et par conséquent le risque potentiel global, à l'aide de modèles appropriés. Le risque inhérent aux limites de doses de la CIPR constitue donc la norme à laquelle on se réfère pour juger des risques potentiels globaux.

On a toujours mis davantage l'accent sur la sûreté de la manipulation et de l'évacuation des déchets radioactifs que sur celle de la majorité, sinon de la totalité, des autres déchets toxiques. Malgré le scepticisme de certaines parties de la population, qui doutent que l'homme soit capable de résoudre le problème et interprètent peut -être mal l'accent mis sur la sûreté en y voyant

un motif de crainte, la plupart des personnes travaillant dans ce secteur et connaissant le sujet sont convaincues que l'on dispose déjà de la technologie requise pour l'évacuation sûre des déchets radioactifs. Le problème consiste maintenant à choisir parmi plusieurs méthodes possibles, et à décider du moment de leur mise en uvre.

La radioactivité possède deux caractéristiques favorables pour la sûreté de la gestion, du stockage et de l'évacuation des déchets radioactifs. Pre- mièrement, la désintégration des radionucléides entraîne, avec le temps,

(15)

une baisse considérable de la toxicité et du dégagement de chaleur; deuxième- ment, la possibilité de surveiller, de détecter et de mesurer facilement la radio- activité permet de corriger des situations anormales avant qu'elles ne deviennent inacceptables. Ces caractéristiques ont d'importantes conséquences pour le concept d'évacuation des déchets très actifs, qui suppose leur abandon sans intention de récupération et une simple surveillance de routine pendant une période limitée. Le site de dépôt n'est pas nécessairement abandonné et peut faire l'objet de contrôles administratifs a posteriori. Le stockage, en revanche, qui n'est généralement qu'une étape de la gestion des déchets, sous -entend l'intention de les récupérer et l'exécution de nouvelles opérations.

Les méthodes de gestion et de stockage provisoire des déchets de haute activité actuellement utilisées ont fait leurs preuves. Les méthodes d'évacuation n'ont pas encore été choisies, et a fortiori démontrées, mais de nombreux pays mènent actuellement d'importants travaux de recherche et de développe- ment pour être sûrs de disposer de l'expérience technique requise quand viendra le moment de prendre une décision. Le problème technique consiste à assurer un isolement adéquat des déchets pendant la durée nécessaire, de façon que le risque pour la santé soit maintenu au niveau acceptable pendant toute cette période.

Parmi les options possibles, la mise en place des déchets, après vitrification, dans des formations géologiques, est celle qui a le plus retenu l'attention.

Les déchets seraient placés dans des alvéoles spécialement conçues pour éviter un dégagement local de chaleur excessif. L'utilisation de plusieurs barrières - évacuation des déchets immobilisés dans des fûts, avec ou sans matériau absorbant, dans des formations géologiques - semble offrir de bonnes garanties d'isolement à long terme.

Deux des modes d'évacuation obligeront probablement à modifier, respectivement, la Convention de Londres sur la prévention de la pollution de la mer résultant de l'immersion de déchets et autres matières, et le Traité sur l'Antarctique de 1959. Tout en ayant conscience des difficultés politiques qui accompagnent de telles propositions de modification, nous pensons qu'elles ne devraient pas faire obstacle à l'évaluation technique de ces options et, si la démonstration de leur faisabilité est faite, leur développement. Les organisations et les accords internationaux ne devraient pas mettre de limites aux options existantes en matière d'évacuation des déchets.

Deux systèmes d'élimination totale des déchets, ou tout au moins des actinides, ont été proposés, mais ils ne semblent pas ouvrir des perspectives prometteuses.

Le comportement des déchets dans le dépôt dépendra de plusieurs facteurs. La méthode de traitement du fût, le matériau absorbant ou ralentissant la migration, les barrières géologiques et autres barrières environnementales devraient tous être analysés et l'ensemble du système devrait être évalué par rapport à d'autres systèmes et aux normes de santé. Un système d'évacua- tion est satisfaisant quand il permet d'être sûr que les déchets seront isolés de la biosphère pendant une longue période. L'utilisation de grandes marges de sécu- rité et de barrières multiples devrait compenser le manque de connaissances et l'incertitude liés à la prévision des caractéristiques à exiger d'un dépôt de déchets. On peut donc isoler ces derniers de façon qu'ils ne comportent pas,

(16)

du fait des rayonnements, de risques sanitaires inacceptables, à l'heure actuelle ou à l'avenir.

Le transport des déchets fera partie de l'évaluation globale du système.

Lorsque c'est possible, il serait souhaitable d'avoir sur un même site les installations de retraitement du combustible, de traitement des déchets, et le dépôt lui -même. Tous les déchets peuvent alors être gérés sur ce site unique, réduisant ainsi au minimum les manipulations et le transport (ce qui en principe devrait réduire les doses de rayonnements délivrées aux travailleurs et à la population) et de prendre les mesures de sécurité requises pour prévenir des actes de mal- veillance.

La recherche et la sélection d'un site approprié présentant des caracté- ristiques géologiques et hydrogéologiques favorables sont fondamentales.

Il se peut que les sites d'évacuation n'isolent pas indéfiniment les déchets de la biosphère, et cela n'est d'ailleurs pas nécessaire. Les multiples barrières artificielles et naturelles devraient en principe maintenir le dégagement de radionucléides dans l'environnement à des quantités et des concentrations acceptables, de sorte que les conséquences pour la santé de l'évacuation de déchets de haute activité devraient être suffisamment faibles pour être elles aussi acceptables. Il convient de faire preuve d'une certaine prudence dans le choix des paramètres utilisés pour évaluer les conséquences de l'évacuation de ces déchets en raison de l'incertitude qui entoure la prévision du comportement de la géosphère et de la biosphère, à court terme aussi bien qu'à long terme. La dynamique du transfert dans l'environnement (dans la géosphère comme dans la biosphère) des radionucléides naturels à longue période et des éléments stables devrait être étudiée avec soins, ces coprs présentant des analogies avec certains des radionucléides artificiels. Il faudrait en particulier s'attacher à définir les formes physico -chimiques des radionucléides au cours de leurs différentes étapes dans l'environnement. Or, non seulement on manque, dans bien des cas, des méthodes d'analyse appropriées, mais celles qui existent n'ont que rarement été utilisées pour les faibles concentrations atomiques qui nous intéressent ici.

La protection du public contre l'exposition aux rayonnements ionisants a priorité sur tous les autres problèmes de santé liés à l'évacuation des déchets de haute activité. Il est recommandé que l'acceptabilité des méthodes d'éva- cuation des déchets soit déterminée par les effets des doses prévus pour les individus et pour les populations et prenne en considération la probabilité de

délivrance de ces doses. Il faut, dans le calcul des doses prévues, tenir compte des incertitudes liées à de nombreux paramètres; on obtiendra ainsi des résul- tats se situant dans des fourchettes au lieu d'avoir des chiffres précis. La probabilité de l'exposition sera principalement fonction de la probabilité d'apparition de l'événement initiateur. Le choix d'un mode d'évacuation devrait se faire de façon séquentielle, avec les étapes suivantes.

1. Appliquer des modèles de prévision appropriés pour estimer les doses potentielles délivrées aux individus appartenant à des groupes critiques et les doses collectives délivrées aux populations à tout moment futur. Ces modèles devraient comprendre des estimations de la probabilité d'apparition

de l'événement.

(17)

2. La probabilité (risque) des effets sur la santé des doses estimées et leur probabilité d'apparition peuvent alors être évaluées par des normes appropriées.

3. Si plusieurs options répondent aux critères, le choix devrait être fondé sur une comparaison des engagements de dose collective calculés pour une date future donnée (par exemple, au bout de 104 années) et par la proba- bilité de leur apparition.

4. Dans l'option choisie, les engagements de dose collective prévus devraient être ramenés au niveau le plus bas qu'il est raisonnablement possible d'atteindre, compte tenu des facteurs économiques et sociaux.

Etant donné l'importance de cette question, les programmes de travail des organismes nationaux et internationaux devraient accorder un degré de priorité élevé à l'élaboration de tels critères d'acceptabilité. Les effets prévus sur la santé de l'évacuation de déchets de haute activité devraient être comparés aux effets prévus d'autres pratiques, telles que les différents modes de production d'énergie, l'utilisation et l'évacuation d'autres substances toxiques, ou l'exposition aux rayonnements naturels.

Parallèlement à l'élaboration de méthodes d'évacuation des déchets, on prépare des directives concernant l'autorisation, l'exploitation et la ferme- ture définitive des sites de dépôt. Les autorités nationales devraient tenir pour ces sites des dossiers et des inventaires contenant toutes les informations pour l'avenir. Les échanges d'informations devraient être encou- ragés par les gouvernements et les organisations internationales et ces dernières devraient établir un registre international des cimetières de déchets de haute activité.

L'évacuation de déchets radioactifs dans les eaux, les territoires et

l'espace internationaux devrait faire l'objet d'un accord et d'une supervision au niveau international, auxquels participeraient les organisations internationales et les autorités nationales concernées.

Les organisations nationales et internationales devraient être encouragées à appuyer et à coordonner la recherche et le développement afin d'améliorer l'évaluation des paramètres requis pour juger de l'incidence de toutes les sources d'énergie sur la santé, de façon à pouvoir faire des comparaisons valables entre les diverses options énergétiques.

Les organisations internationales devraient fournir, à la demande des gouvernements, les services consultatifs et les connaissances nécessaires à la planification et à la mise en oeuvre des programmes nationaux d'évacuation des déchets.

(18)

2 Les déchets de haute activité

Les réacteurs nucléaires tirent leur énergie de la fission d'un combustible nucléaire, c'est -à -dire de la scission des noyaux des atomes qui composent ce dernier en (généralement) deux noyaux plus petits. Le combustible (qui peut être de l'uranium naturel ou enrichi, ou bien un mélange d'uranium et de plutonium, soit sous forme d'éléments soit sous forme d'oxydes) se trouve dans une enveloppe métallique appelée gaine. Dans le réacteur, une partie du combustible (uranium et plutonium) subit un processus de fission, qui engendre des produits de fission, dont certains sont convertis par absorption neutronique en éléments plus lourds (transuraniens), et dont d'autres restent inaltérés.

Bien que les cylindres constituant la gaine soient généralement en acier inoxydable, en alliage de zirconium ou de magnésium, choisis pour leur faible absorption neutronique, ils deviennent néanmoins très radioactifs dans l'intense champ neutronique du réacteur, par suite de la formation de produits d'activation, c'est -à -dire de radionucléides provenant des éléments du matériau de la gaine sous l'effet de neutrons. La plupart de ces radionucléides ont une période

relativement courte par rapport à de nombreux produits de fission, et ne contribuent pas de façon sensible à l'activité de l'élément combustible (c'est -à- dire le combustible et son enveloppe) à long terme.

Un élément combustible consiste généralement en un certain nombre d'aiguilles, groupées en faisceau dans des boîtiers. Ceux -ci peuvent être en métal et ménagent un espace entre les aiguilles, qui peuvent être façonnées de façon à produire des courants de refroidissement appropriés et contribuer au transfert de chaleur. L'assemblage combustible et les parties structurales sont une source supplémentaire de produits d'activation.

Quel que soit le type de réacteur, il faut choisir une méthode de traitement du combustible irradié une fois que l'assemblage est extrait du réacteur.

La formule la plus simple consiste à le stocker, soit pour une durée indéter- minée, soit jusqu'à ce que la radioactivité ait sensiblement diminué, dans les installations refroidies par l'air ou par l'eau. Il est indispensable de prévoir un système de refroidissement pour quelques dizaines d'années, car les élé- ments combustibles irradiés sont d'importantes sources de chaleur pendant la période de décroissance radioactive des produits de fission. Cette solution a été étudiée au Canada et plus récemment aux Etats -Unis, pendant le moratoire

(19)

sur le retraitement du combustible, en attendant que soit prise une décision sur les risques de prolifération de combustible nucléaire des différents cycles du combustible.

Ce stockage du combustible irradié sans intention de retraitement constitue une «mise en sommeil». A première vue, on éviterait ainsi le problème de la prolifération du plutonium qui, enfermé dans le combustible irradié fortement radioactif, demanderait, pour être extrait à des fins militaires, des moyens d'une haute technicité qui ont peu de chances d'être largement répandus.

D'un autre côté, la radioactivité décroît rapidement, et au bout de quelques décennies, on n'aurait plus la même protection. En outre, dans un monde assoiffé d'énergie, il semble déraisonnable de conserver ainsi les matières fissiles sans les extraire pour les réutiliser comme source d'énergie (7).

Dans un cycle du combustible avec mise en sommeil, les assemblages combustibles constitueraient des déchets de haute activité si l'on s'en débar- rassait sans intention de les récupérer. On aurait alors un cycle du combustible avec «mise au rebut», mais il n'existe pas dans la pratique. Jusqu'à présent, tous les assemblages combustibles ont été stockés dans des conditions permet- tant de les récupérer.

Une autre option, lorsque l'on a extrait les assemblages combustibles du réacteur, consiste à les retraiter et à récupérer l'uranium et le plutonium non fissionés pour les utiliser dans un réacteur nucléaire (10). Généralement, le retraitement consiste à dissoudre les assemblages combustibles dans de l'acide nitrique et à séparer les constituants grâce à une extraction par solvants de la solution acide. Dans un premier temps, l'assemblage et la gaine peuvent être détachés mécaniquement du combustible, qui est alors envoyé dans l'installation de dissolution acide, ou bien les éléments combustibles peuvent être tronçonnés et les fragments obtenus soumis à l'action de l'acide nitrique, l'assemblage et la gaine n'étant pas dissous. Dans les deux cas, les déchets (c'est -à -dire la gaine et les parties de l'assemblage), qui peuvent contenir des quantités notables de combustible irradié et de produits de fission (suivant l'efficacité des procédés de séparation), ne sont plus des déchets très actifs au sens où nous les avons définis ici, et il n'en sera pas question dans le présent rapport.

Pour séparer l'uranium et le plutonium des produits de fission, on met la solution nitrique du combustible en contact avec un solvant non miscible tel que le phosphate de tributyle dans un diluant organique. L'extraction est très efficace : plus de 99,9% des produits de fission restent dans la phase aqueuse et la quasi - totalité de l'uranium et du plutonium sont extraits par le solvant en même temps que la plupart des autres éléments transuraniens.

La solution aqueuse, que l'on désigne souvent du nom de raffinat, est, d'après notre définition, un déchet de haute activité. La solution contenant le solvant subit ensuite un nouveau traitement, qui a pour but de séparer les produits de fission restants de l'uranium et du plutonium. Ces opérations produisent d'autres déchets, qui sont des déchets de retraitement de moyenne et faible activité et n'entrent pas dans notre définition des déchets très actifs.

Aux fins du présent rapport, les déchets de haute activité sont :

a) le raffinat (solution aqueuse résiduelle) résultant du premier stade d'extraction lors du retraitement des éléments combustibles irradiés;

(20)

b) les éléments combustibles irradiés, lorsque ceux -ci sont considérés comme des déchets dans un cycle du combustible avec mise au rebut.

On trouve dans ces deux catégories de déchets presque tous les produits de fission, bien que le raffinat perde de petites quantités de produits gazeux, qui se dégagent pendant la dissolution acide, ainsi que certains produits de fission extraits par le solvant au premier stade d'extraction.

En l'absence de retraitement, le combustible irradié à stocker ou à évacuer représente environ vingt -huit tonnes par an pour une puissance installée de 1 gigawatt électrique, ce qui correspond à une grande centrale moderne couvrant les besoins d'une population d'environ un million d'habitants dans les pays avancés. Ainsi qu'on l'a déjà indiqué, il n'y a encore eu aucune opération d'évacuation de combustible, dont la totalité est stockée en attendant que soit prise une décision. Le raffinat se compose essentiellement d'une solution aqueuse comprenant les nitrates des produits de fission et des actinides. Il contient également :

a) une faible quantité d'uranium et de plutonium, qui a échappé à la récupération et représente généralement moins de 1% de celle qui est dans le combustible irradié;

b) d'autres composantes du combustible qui sont solubles dans l'acide nitrique;

c) des «poisons» solubles, ajoutés pour éviter l'apparition de situations critiques dans le dissolvant; et

d) de faibles quantités de produits chimiques de traitement et de produits de corrosion de l'appareillage.

Pour réduire son volume afm de le stocker dans des conditions plus économiques dans la centrale ou en attendant son évacuation, on concentre le raffinat par évaporation, avant de le stocker dans des cuves spéciales en acier inoxydable. Pour chaque gigawatt d'électricité, on compte environ 10 m3 de déchets concentrés par an. Près de la moitié des solubles dissous sont des produits de fission. Le tableau 1 donne les principales activités de déchets, âgés d'une dizaine d'années, les hypothèses étant que le retraitement intervient 150 jours après l'extraction du réacteur et que l'efficacité de sépara- tion est de 99,5 %. La production annuelle d'activité par gigawatt d'électricité est donnée pour chaque radionucléide ayant une période supérieure à vingt - cinq ans. Le tableau inclut également les produits de filiation résultant de la

désintégration radioactive des actinides formés par le réacteur; certaines de ces activités (comme celle du radium -226) augmentent pendant un certain temps, du fait que le déchet vieillit par suite de la croissance de ses précur- seurs, mais un équilibre séculaire finit par s'établir. Pendant les premiers siècles, la quasi -totalité de l'activité provient des produits de fission, mais leur décroissance radioactive est la plus rapide, et c'est finalement l'activité des actinides à plus longue durée de vie qui domine.

(21)

Tableau 1. Activités résultant de la quantité de déchets produits par GW (e) de puissance installée au bout de 10 ans et par éléments principaux a

Produits de fission Actinides

Nucléide ^Période

(années) Bq /an Nucléide Période

(années) Bq/an

"Se 6,5x104 3,7x10'0 ^{226 Ra} 1600 1 x 105

87Rb 4,7x1010 1,8x10' ^{229 Th} 7340 4,0 x 103

"Sr 28,6 5,5 x 1016 ^{239 Th} 7,7 x 104 1,9 x 10'

93 Zr 1,5 x 106 1,8 x 1012 ^{232 Th} 1,4 x 1010 30

99 Tc 2,1 x 105 1,3 x 1013 ^{231 Pa} 3,2 x 104 2,3 x 10'

107 Pd 6,5 x 106 1 x 1011 ^{232 U} 71,7 8,1 x 10'

'26 Sn 1 x 105 5,1 x 1011 ^{233 U} 1,6 x 105 1,4 x 10'

1291 1,6 x 10' 3,5 x 1030 ^{234 U} 2,5 x 105 6,2 x 109

'Cs

2,3 x 106 2,7 x 1011 ^{235 U} 7,1 x 108 8,1 x 10'

137 Cs 30,2 8,1 x 10'6 ^{236 U} 2,4 x 10' 1,3 x 109

161Sm

90 1 x 1015 ^{238 U} 4,5 x 109 1,5 x 109

231 Np 2,1 x 106 3,2 x 1011

238 Pu 87,8 9,6 x 1013

239 Pu 2,4 x 104 1,5 x 1012

240 Pu 6540 4,4 x 1012

242 Pu 3,9 x 105 6,6 x 109

241 Am 433 1,5 x 1014

242 Am 152 3,7 x 1012

243 Am 7380 1,7 x 1013

243 Cm 28,5 4,0 x 1012

244 Cm 18,1 1,6 x 1015

245 Cm 8500 2,6 x 1011

246 Cm 4730 5,5 x 1010

247 Cm 1,6 x 10' 2,6 x 105

a Pour un réacteur refroidi à l'eau légère produisant en moyenne 33 000 MWj d'élec- tricité par tonne de combustible et ayant une puissance moyenne de 30 MW par tonne;

retraitement après 150 jours avec une récupération de 99,5% de l'uranium et du plutonium;

rendement thermique 33; disponibilité du réacteur 70%.

(22)

Les déchets de haute activité provenant du retraitement du combustible nucléaire utilisé pour la défense peuvent différer de ceux qui viennent d'être décrits. C'est ainsi notamment que les premiers déchets très actifs produits à Hanford, aux Etats -Unis, pendant la deuxième guerre mondiale ont résulté d'un procédé de séparation beaucoup moins efficace que les procédés actuels. De grandes quantités de déchets alcalins ont été stockés dans des cuves dont les normes de conception ou de construction n'étaient pas comparables à celles

qui existent aujourd'hui. Il y a eu quelques fuites, mais grâce au choix judi- cieux du site, comportant une série de barrières naturelles contre la migration des nucléides à partir du sous -sol des cuves, tout danger radiologique potentiel sera éliminé du fait de la décroissance radioactive avant que les radionucléides n'atteignent les eaux du fleuve Columbia. La quasi- totalité des déchets liquides restant dans ces anciennes cuves a été convertie en sulfate de sodium et de nouvelles cuves à doubles parois ont été mises en service. Le stockage de ces déchets n'a rien de comparable avec ce que l'on peut attendre du stockage des déchets acides actuels dans des cuves répondant à des normes rigoureuses.

La majeure partie des déchets de haute activité en phase aqueuse qu'a produits le retraitement des combustibles nucléaires dans divers pays sont actuellement stockés sous forme liquide ou sous forme de sulfate de sodium dans des cuves souterraines dont la contenance va de 50 m3 à 500 m3 ^.Ces cuves sont en acier inoxydable pour les déchets acides, et généralement en acier doux pour les déchets qui ont été alcalinisés.

Une caractéristique importante des déchets de haute activité est la production de chaleur qui accompagne leur décroissance radioactive. Il faut prévoir des systèmes de refroidissement pour contrôler la température des déchets dans les cuves, qui atteindraient autrement un point d'ébullition dès les pre- mières phases du stockage. Avec le temps, la chaleur dégagée diminue, et les besoins de refroidissement sont moins impérieux. Par exemple, une année après le déchargement d'un réacteur à eau légère moderne, la chaleur due à la radioactivité est d'environ 10 kW par mètre cube de déchets concentrés;

dix ans plus tard, elle peut être tombée à 1 kW. Pour extraire la chaleur, on peut soit faire circuler de l'eau à travers des serpentins à refroidissement situés dans les cuves, ce qui maintient la température au- dessous de 65 °C, soit laisser le liquide bouillir et la vapeur se condenser.

Le stockage des déchets liquides très actifs est aujourd'hui une opération de routine, pratiquée depuis environ trente -cinq ans, et qui n'a jamais donné lieu à des fuites dans le sol (sauf dans le cas des anciennes cuves de stockage de Hanford). C'est un processus que l'on maîtrise bien et que l'on peut continuer d'appliquer en toute sécurité jusqu'à ce que soit adoptée la solidification (11).

Au demeurant, même lorsque la solidification des déchets sera généralisée, il faudra encore recourir à quelques installations de stockage des liquides, pendant la période d'au moins cinq ans qui s'écoulera entre le retraitement et la solidification, encore que la capacité de stockage des liquides puisse être réduite au minimum si l'on procède à un stockage de «refroidissement» du combustible irradié avant de le retraiter.

Le stockage des déchets de haute activité pendant plus de quelques années est sans doute appelé à disparaître et sera remplacé par la solidification. Le but de cette dernière est de faciliter le stockage contrôlé et d'en abaisser le coût :

(23)

elle se justifie donc sur le plan purement économique, mais elle augmentera en outre la sûreté du stockage, car les déchets seront immobilisés. Il faudra sans doute procéder au stockage provisoire des déchets solidifiés sur le site de l'usine de retraitement du combustible et de solidification pour permettre la décroissance radioactive de la plupart des radionucléides à période courte et intermédiaire, avant de les évacuer. Il sera nécessaire pendant ce temps d'assurer un refroidissement, par l'air ou bien par l'eau.

De nombreuses méthodes ont été proposées pour le stockage provisoire des déchets de haute activité solidifiés dans des structures artificielles situées sur le sol ou en sous -sol à faible profondeur. Ce stockage «en structures» permet un refroidissement ainsi qu'une surveillance continus pendant les premières années, c'est -à -dire lorsque le dégagement de chaleur est maximal. Il laisse également davantage de temps pour évaluer en détail les nombreuses options envisageables pour l'évacuation ultime.

Le procédé de solidification ou d'immobilisation le plus avancé consiste à noyer les déchets liquides dans des blocs de verre borosilicaté à l'alcali, coulés dans un conteneur en acier inoxydable (12). Le pionnier, en la matière, est l'usine AVM de Marcoule, en France, qui vitrifie des déchets de haute activité à l'échelle industrielle depuis juin 1978. Elle appliquait auparavant le procédé discontinu PIVER, mis au point lui aussi en France, et qu'elle a utilisé avec succès pendant onze années, au cours desquelles ont été produits quelque 164 conteneurs de déchets vitrifiés (12 tonnes de verre, 2 x 1011 Bq), qui sont maintenant dans un centre de stockage refroidi par l'air. A la fin de 1979, environ 170 m3 de déchets très actifs avaient été solidifiés et coulés dans des cylindres de 0,5 m de diamètre et de lm de hauteur, contenant chacun environ 0,36 tonne de verre. En supposant que le verre final contienne 25%

des solides dissous des déchets sous forme d'oxydes, chaque gigawatt d'électri- cité donnera lieu en définitive à environ dix tonnes de verre par an.

Les avantages du verre comme milieu de solidification (13) sont les suivants :

a) il peut facilement contenir la quasi -totalité des produits de fission et des autres matières contenues dans les déchets, ceux qui ne sont pas dissous, peu nombreux, étant dispersés sous forme d'inclusions;

b) il a une capacité d'incorporation assez élevée, représentant en général 25% à 30% en poids, de déchets sous forme d'oxydes;

c) il tolère les variations de composition des déchets qui se produisent inévitablement dans une installation industrielle;

d) il a une relative inertie chimique (en particulier il résiste bien à la lixiviation par l'eau à des températures modérées), sa pression de vapeur est nulle et il est relativement stable aux rayonnements ionisants; enfin, e) on obtient directement un produit commode et compact en coulant la masse en fusion dans un conteneur.

Les verres borosilicatés à l'alcali possèdent tous ces avantages et peuvent en outre être fabriqués à des températures de l'ordre de 1100 ° C, de sorte

(24)

que l'installation de vitrification peut être construite en acier inoxydable classique, qui est un matériau ductile au comportement éprouvé. La fiabilité de l'équipement est fondamentale lorsqu'il s'agit de manipuler des matières très actives, car elle réduit l'exposition du personnel d'entretien et des opé- rateurs (12).

On s'est beaucoup intéressé dans le passé aux verres phosphatés comme milieu de solidification. Mais ils posent des problèmes de corrosion qui rendent plus difficile la conception des installations et, comme leurs propriétés ne sont pas supérieures à celles des verres borosilicatés à l'alcali, on a généralement interrompu les travaux qui leur étaient consacrés. Les verres borosilicatés au zinc ont fait l'objet d'études approfondies aux Etats -Unis, mais ils sont plus susceptibles de perdre de leur durabilité en cas de dévitrification que les verres borosilicatés à l'alcali.

La conversion des déchets de haute activité en blocs de verre se fait en quatre étapes :

a) évaporation de l'eau et de l'acide nitrique;

b) calcination des nitrates, ce qui donne des oxydes;

c) réaction des oxydes avec les produits chimiques ajoutés pour former le verre; et

d)

coulage du verre fondu dans un conteneur.

Dans le procédé français AVM, les deux premières étapes sont menées en même temps dans un four de calcination rotatif. Le résidu de calcination, ou calcinat, auquel on ajoute de la fritte à verre, est envoyé dans un creuset en Inconel, chauffé à 1150 °C, puis le verre est périodiquement déchargé dans des récipients (7). Aucun autre pays ne procède encore de façon courante à la vitrification de ses déchets de haute activité. Le Royaume -Uni doit adopter le procédé AVM, qu'il a choisi de préférence à son propre procédé de solidification HARVEST, qui consiste en une vitrification en creuset à étape unique, mais n'est pas tout à fait au point. La République fédérale d'Allemagne, la Belgique, l'Italie, le Japon et la Suède envisagent également d'adopter des procédés de vitrification et l'Inde est en passe de mettre en service une usine de vitrification. Les Etats -Unis, pour le moment, ne retraitent pas le combustible nucléaire, aussi s'intéressent -ils à la vitrification des déchets de haute activité provenant du secteur de la défense, pour lesquels la première installation en vraie grandeur est prévue à Savannah River pour la fin des années 80.

Les travaux sont très avancés, aux Etats -Unis, sur un procédé appelé

«Spray Calciner plus In -Can Melting». Comme dans le système français, les deux premières étapes se déroulent simultanément dans le four de calcination, d'où le résidu est déversé directement dans le fût, ou l'on ajoute de la fritte et où se produit la vitrification; autrement dit, les troisième et quatrième étapes ont lieu en même temps. Actuellement, aux Etats -Unis, la majeure partie des travaux de développement consacrés aux procédés portent sur un système appelé «Joule Heated Ceramic Melter» fondé sur un type de four de fusion électrique largement utilisé dans l'industrie du verre, et qui chauffe directement

(25)

le verre au moyen d'électrodes. Le système peut opérer sur des liquides, auquel cas les trois premières étapes se produisent en une même opération, ou bien par du calcinat, auquel cas on réalise d'abord les deux premières étapes, seule la troisième s'effectuant dans le four en fusion(14).

Deux autres procédés de vitrification font actuellement l'objet de recherches aux Etats -Unis, mais ils sont nettement moins avancés. Le premier fait appel aux techniques mises au point dans la technologie des fibres optiques.

Au moyen d'une technique de séparation des phases, on prépare une base poreuse fortement siliceuse, que l'on mélange ensuite avec des déchets de haute activité. L'incorporation se fait par chauffage du mélange à 900 °C, tem- pérature à laquelle les pores se ferment, à mesure que se produit le frittage du verre de base. Ce verre est plus durable que les borosilicatés à l'alcali. Dans le second procédé, les déchets de haute activité sont bloqués dans du verre sous forme de billes, qui sont revêtues d'un matériau inerte tel que le carbone pyrolytique ou l'alumine, puis dispersées dans une matrice de métal (plomb ou aluminium) à l'intérieur d'un fût en acier inoxydable. Ce procédé vise à améliorer la durabilité par l'inclusion de barrières supplémentaires, mais il faut prendre des précautions, car il se pourrait qu'après quelques siècles, le plomb soit le composant le plus dangereux(15).

Le procédé de solidification le plus direct des déchets de haute activité, qui ne demande pas d'additif, consiste à chauffer la solution résiduelle, pour éliminer l'eau et l'acide nitrique, et à transformer par calcination des nitrates en oxydes, ce qui donne un résidu pulvérulent brun. Cette technique a été utilisée à l'échelle industrielle à Idaho Falls, aux Etats -Unis, où une usine de calcination sur lit fluidisé fonctionne depuis 1963. Quelque 1700 m3 de calcinat ont été produits et stockés dans des silos en acier inoxydable. La solution résiduelle, de même que les autres déchets provenant du secteur de la défense aux Etats -Unis, comprend essentiellement la gaine dissoute et les produits chimiques de traitement, tels que les fluorures d'ammonium, de zirconium et de calcium, avec environ 1% seulement de produits de fission.

Toutefois, le transport de déchets sous forme de calcinat pulvérulent a peu de chances d'être autorisé et d'autres opérations de traitement seront probablement requises avant que l'évacuation soit possible. Le noyage des déchets dans du verre borosilicaté estàl'étude.

Pendant la vitrification, certains des radionucléides (comme le ruthénium et le césium) se volatilisent et certaines matières se dégagent sous forme d'aéro- sols. Ces derniers sont piégés dans des systèmes très efficaces de traitement des effluents gazeux, comprenant condenseurs, laveurs par voie humide, appareils de séchage des gaz et filtres (HEPA). Ces systèmes sont en principe conçus de manière à posséder des caractéristiques supérieures aux normes de fonction- nement normal, pour assurer une protection efficace en cas de rejet accidentel.

Les déchets produits dans le système de traitement des effluents gazeux sont considérés comme des déchets faiblement ou moyennement radioactifs dans le cadre de la gestion globale des déchets de la centrale.

Une critique formulée à l'encontre du verre comme milieu d'immobilisation est que, du fait de son état thermodynamique métastable, il y a toujours une possibilité de dévitrification, qui provoquerait une détérioration des pro- priétés des déchets solidifiés. En réalité, il a été montré que les borosilicates

(26)

aujourd'hui adoptés et disponibles en Europe et aux Etats -Unis ne sont prati- quement pas altérés dans des conditions de stockage à sec. Néanmoins, plusieurs programmes visant à mettre au point de meilleures formes d'immobilisation des déchets sont en développement et ils fourniront peut -être des solutions de rechange satisfaisantes. Leur principe repose sur l'utilisation du calcinat.

Dans les programmes des Etats -Unis, on obtient un «supercalcinat» (Super - calcine) en chauffant à 1100 °C un mélange de calcinat additionné de 23%

de certains éléments constitutifs tels que la silice, la chaux, l'alumine et l'oxyde de strontium. Il se forme des phases cristallines insolubles, dans lesquelles se fixent les radionucléides et le produit est compacté par pressage à chaud.

Dans le programme australien, on fabrique un produit appelé «Synroc», en chauffant à 1300 °C un mélange comprenant 10% de calcinat et 90% d'un mélange de dioxyde de titane, dioxyde de zirconium, oxyde d'alumine, chaux et oxyde de baryum. Les principales phases cristallines formées (hollandite, zircorolite, perovskite) étant connues pour leur grande stabilité, les Australiens prétendent que le Synroc convient particulièrement pour l'évacuation de déchets de haute activité (16).

Les vitro - céramiques ont également été proposées comme milieu d'immobilisation. Le procédé consiste à ajouter à la composition de verre silicaté de base des éléments tels que le titane pour favoriser une cristallisation maxi- male, ce qui confère au produit final une plus grande stabilité thermodynamique.

On peut conclure qu'il existe une technologie, fondée sur le procédé de vitrification, pour transformer et immobiliser les déchets aqueux de forte activité (17). Un procédé de vitrification est actuellement appliqué à l'échelle industrielle. D'autres méthodes d'immobilisation sont à l'étude, mais elles sont techniquement plus complexes, car elles demandent des températures de fabri- cation plus élevées et des opérations mécaniques supplémentaires. Beaucoup d'autres milieux d'immobilisation que les verres borosilicatés sont présentés comme supérieurs à ces derniers à des fins d'évacuation des déchets, parce qu'ils sont plus durables, mais ils doivent encore être soumis à des essais rigoureux.

Autrement dit, la technologie de l'immobilisation et du stockage provisoire des déchets de haute activité existe. La technologie de la manipulation, du transport et de la mise en place des déchets traités est dérivée directement des techniques bien établies appliquées aux matières radioactives. Des propositions, visant à isoler ou évacuer les déchets traités en les plaçant dans des formations géologiques éloignées de la biosphère afin de réduire la probabilité déjà faible de leur retour dans l'environnement humain en quantités ou à des concentrations inacceptables, sont à l'étude. Pour évaluer les dangers inhérents à ces propositions, nous commencerons par examiner les objectifs de ces opé- rations sur le plan de la protection radiologique, puis nous décrirons les procé- dures utilisées pour estimer la probabilité d'irradiation de l'homme à la suite des méthodes envisagées d'évacuation (à savoir la mise en place des déchets de haute activité dans des dépôts naturels ou artificiels choisis sans intention de récupération).

En résumé, il faut choisir entre trois principaux cycles du combustible pour la gestion des déchets de haute activité : le cycle avec mise en sommeil, le cycle avec mise au rebut, et le cycle avec retraitement. Le cycle avec mise

(27)

en sommeil ne fait que remettre le problème du traitement et de l'évacuation ultime à plus tard et n'offre pas de solution définitive pour la gestion des déchets. Le cycle avec mise au rebut apparaît simple à première vue, car il comporte peu d'étapes de traitement, mais il ne prévoit pas la récupération de l'uranium et du plutonium pour produire à nouveau de l'énergie. La présence de tout le plutonium dans les déchets soulève également d'importants pro- blèmes de toxicité et de criticité sur de longues périodes et, sauf à employer des techniques de conditionnement très perfectionnées, le combustible irradié offrira une grande surface à la lixiviation et ne sera pas chimiquement stable dans de nombreux milieux naturels. Le retraitement avec vitrification, en revanche, satisfait à de nombreuses exigences de la gestion moderne des déchets : il garantit que la forme des déchets permet leur évacuation, que la quantité de plutonium évacué dans l'environnement est réduite au minimum et que des économies d'énergie sont réalisées.

(28)

3 Les objectifs de la protection sanitaire

Cadre de la CIPR

La découverte des rayons X et de la radioactivité a débouché sur leur emploi généralisé en médecine à des fins de diagnostic et de traitement, mais l'on a rapidement constaté que leur application répétée pouvait endommager les tissus humains et provoquer des modifications génétiques. Dans les années 20, deux organismes de radioprotection ont été créés pour étudier les effets nocifs des rayonnements et pour fournir des indications sur leur utilisation profes- sionnelle en toute sécurité (la CIPR et, aux Etats -Unis, le Conseil national de Protection radiologique et de Mesure (NCRP)).

Après la seconde guerre mondiale, avec l'utilisation accrue des radio- nucléides et celle, probable, de l'énergie nucléaire, des efforts scientifiques considérables ont été déployés pour comprendre les processus fondamentaux que provoquent les rayonnements ionisants dans les tissus humains et fournir des bases plus solides pour l'élaboration de directives applicables aux doses maximales admissibles, non seulement pour les travailleurs de l'industrie nucléaire, mais aussi pour les personnes du public. En 1955 a été créé le Comité scientifique des Nations Unies pour l'Etude des Effets des Rayonnements ionisants (UNSCEAR), chargé de fournir des informations sur les niveaux de radioexposition de l'homme et sur leurs effets.

Les effets des rayonnements ionisants sur la santé de l'homme dont s'occupent ces organismes entrent dans une double classification (2).

1. Effets stochastiques et non stochastiques.

2. Effets somatiques et non somatiques.

Les effets stochastiques sont ceux pour lesquels la probabilité d'apparition augmente en même temps que la dose d'irradiation, la probabilité n'étant nulle que si la dose est nulle. La gravité d'un effet stochastique ne dépend pas de la dose. Les effets non stochastiques sont ceux pour lesquels il y a des doses seuils au- dessous desquelles ces effets ne se produisent pas. La gravité d'un effet non stochastique augmente avec la dose au- dessus du seuil. Les effets somatiques sont ceux qui se manifestent chez l'individu exposé, les effets non somatiques (ou effets génétiques) étant ceux qui apparaissent chez ses descendants.

(29)

Le cancer est l'un des effets somatiques stochastiques de l'irradiation.

L'opacification du cristallin, la diminution de la fécondité et les atteintes non malignes de la peau sont des effets somatiques non stochastiques. Les effets génétiques sont des effets stochastiques non somatiques et les effets tératogènes sont des effets non stochastiques non somatiques. Bien que l'exposition à des déchets de haute activité puisse être mortelle, les conceptions et les pratiques en matière de sûreté sont telles que les doses de rayonnement reçues par les travailleurs de l'industrie nucléaire sont nettement inférieures aux seuils pour les effets non stochastiques, tandis que les doses que pourraient recevoir les personnes du public du fait du stockage et de l'évacuation devraient normalement être inférieures de plusieurs ordres de grandeur aux doses déli- vrées aux travailleurs exposés professionnellement. Etant donné le faible niveau des doses individuelles prévues, les seuls effets à prendre en considération dans le présent rapport sont les effets stochastiques.

Les données que les comités susmentionnés ont examinées pour élaborer des directives destinées à contrôler la radioexposition résultent d'expositions de l'homme et d'expériences sur les animaux. Les données sur l'homme sont fournies par les survivants japonais aux bombardements atomiques, les malades atteints de spondylites ankylosantes traitées aux rayonnements ionisants et les peintres de cadrans lumineux. Tous ces groupes ont reçu des doses relativement élevées de rayonnements ionisants; pour l'essentiel, aucun effet décelable n'a été observé chez des personnes exposées à de faibles doses (4, 6, 18).

Pour estimer le taux des effets somatiques à des débits de doses faibles chroniques à partir des données observées sur les expositions aiguës, il faut faire une hypothèse sur la relation entre la dose et l'effet. L'hypothèse retenue à peu près universellement, avec l'intention délibérée de ne pas sous - évaluer l'effet, est que le risque de l'effet somatique est directement proportionnel

à la dose

^: c'est l'hypothèse de la relation linéaire. Le BEIR (6) a conclu dernièrement que «pour la plupart des cancers radio -induits, la relation dose - réponse pour des doses faibles à moyennes de rayonnement à faible transfert d'énergie, la meilleure forme de représentation est une fonction linéaire qua- dratique de la dose». (Les rayonnements ionisants à faible transfert d'énergie sont ceux pour lesquels la densité de tissus ionisés le long de leur trajectoire est relativement peu élevée; il s'agit essentiellement des rayons X et gamma par opposition aux rayons alpha.) On obtiendrait ainsi une prévision de la mortalité due au cancer inférieure environ de moitié à celle que donnerait l'hypothèse retenue dans un rapport antérieur du BEIR (19), d'une relation dose -effet linéaire.

Etant donné les complexités et les incertitudes des calculs ainsi que les hypothèses retenues, la CIPR, l'UNSCEAR et le BEIR obtiennent des résultats qui concordent de façon satisfaisante dans leurs estimations d'environ 10 000 cas de cancers par millions de personnes -Sv, chiffre dérivé à peu près directement des quelque 200 cas de cancers observés chez les Japonais ayant survécu aux bombes atomiques, et dont on estime qu'ils ont été exposés à environ 20 000 personnes -Sv. Ce chiffre peut être considéré comme une estimation supérieure. A ce niveau, comme l'indique le BEIR, «un effet cancérogène indis- cutable pourrait être décelable pour les doses importantes susceptibles d'être

(30)

associées à des expositions professionnelles pendant toute la vie». Plusieurs études indiquant une incidence du cancer supérieure à celle qu'aurait prédite l'hypothèse linéaire ont également été examinées dans le rapport de 1980 du BEIR (6), mais leurs conclusions ont été rejetées en raison de la méthode employée, qui était criticable.

Les estimations des effets génétiques chez l'homme se font de deux façons. La première consiste à utiliser le taux des mutations radio -induites, à partir d'expériences sur la souris, pour calculer le taux des mutations radio - induites chez l'homme par rapport au taux de mutation naturelle. Dans la deuxième, on extrapole directement, avec les corrections appropriées, les don- nées sur le taux des mutations radio - induites dans les gènes ou chromosomes de souris au taux des mutations génétiques ou chromosomiques chez l'homme.

Les estimations des trois comités mentionnés donnent une fourchette de 500 à 5600 désordres génétiques supplémentaires par million de naissances vivantes au cours de la première génération par sievert d'exposition parentale avant la conception, contre 100 000 désordres naturels par million. Les effets génétiques d'une exposition continue de la population devraient théoriquement augmenter jusqu'à un état d'équilibre avec le temps (5 à 10 générations pour les effets les plus importants, davantage pour les autres); l'estimation du BEIR est de 6000 à 110 000 désordres génétiques par million de naissances vivantes par sievert d'exposition parentale avant la conception, à l'équilibre. Il se peut que ces estimations soient majorantes, car on n'a observé aucun effet génétique supplé- mentaire chez les survivants japonais des bombardements atomiques ni chez des souris irradiées à 2 sieverts par génération sur plusieurs générations.

Ce bref exposé des hypothèses retenues pour les estimations suffit à montrer que les résultats sont approximatifs et ne devraient être utilisés qu'à des fins de comparaison. De l'avis de certains (minoritaires), les hypothèses ne sont pas aussi modérées que le pensent la plupart des experts. Il importe de se rendre compte que, même si les estimations sont approximatives, leurs limites supérieures sont déterminées par la relation observée entre l'incidence naturelle des cancers et les effets génétiques, ainsi que par le fond naturel de rayonnement, qui sont connus avec plus de précision.

La traduction de cette relation sanitaire fondamentale en principes applicables au contrôle des pratiques qui peuvent exposer les êtres humains aux rayonnements ionisants est du ressort de la CIPR, qui revoit et modifie continuellement ses recommandations. Le cadre de ces principes a été refor- mulé (4) comme suit :

- aucune pratique ne doit être adoptée à moins que son introduction ne produise un avantage bénéfice net positif (principe de justification);

- toutes les expositions doivent être maintenues au niveau le plus bas que l'on pourra raisonnablement atteindre, compte tenu des facteurs économiques et sociaux (principe d'optimisation);

- l'équivalent de dose reçu par les individus ne doit pas dépasser les limites recommandées par la Commission dans les circonstances en

question.