Livre blanc du Tritium & bilan des rejets de tritium pour les INB

218 Apports de la modélisation sur la compréhension des transferts du tritium dans la biosphère et conséquences pratiques en cas de rejet accidentel Pour affiner le calcul, il est nécessaire de distinguer « eau libre » et « matière organique » et d’établir la correspondance entre activité de la matière organique et activités des eaux mesurées. On définit ainsi un facteur d’« équivalent eau » pour la matière organique qui peut être déduit des teneurs en hydrogène des lipides (7%), protéines (12%) et glucides (6,2%). Pour la plupart des plantes, cette valeur est de l’ordre de 0,5 à 0,6. Le deuxième aspect important est le fait qu’en raison de la différence de masse, il y a un facteur de discrimination entre 1 H et 3 H dans les différents transferts et les transformations biochimiques. A partir des résultats de mesures, ce facteur est de l’ordre de 0,5. En pratique, il est encore possible d’effectuer une évaluation simple mais plus réaliste des transferts, avec l’équation suivante : C total = [ Φ r + 0.3(1 - Φ r )].[(1 - H plante ). W eq .D p + H plante ] .C air.w avec Φ rair : humidité relative de l’air, H plante : proportion massique d’eau dans la plante, W eq équivalent eau de la matière sèche, D P : facteur de discrimination isotopique entre 3 H et 1 H, C air.w : concentration de la va- peur d’eau de l’air Exemple : pour une humidité relative de l’air de 70%, une teneur en eau dans un légume vert de 80% et dans du blé de 20%, un W eq de 0,6 et un D P de 0,5, la relation donnerait respectivement une activité pour le légume vert égale à 2/3 de la concentration de la vapeur d’eau de l’air et une activité du blé égale à 1/3. Le tritium organique lié représente 7% du tritium total pour le légume vert et 54% dans le cas du blé. En te- nant compte du fait que le facteur de dose par unité incorporée pour le tritium organique est 2,1 fois supérieur à celui de l’eau tritiée, on trouve que l’exposition ainsi calculée est d’environ 60% de celle calculée avec le modèle historique. Dans le cas de rejets de tritium gaz (HT), le dépôt au sol est environ 10 fois plus faible que le dépôt de vapeur d’eau et il n’y a ni dépôt par la pluie ni transfert direct de l’air aux feuilles. Le dépôt (HT) est rapidement transformé dans le sol en eauHTOpar les microorganismes. Commence alors les transferts précédemment mentionnés de l’eau tritiée. Sur ces bases qui sont confirmées par des expériences de terrain, l’impact de HT est de l’ordre de quelques pourcents de l’impact de l’eau tritiée HTO à activités rejetées égales. Dans le cas de particules tritiées et tritiures métalliques, les coefficients de dose par unité inhalée peuvent être jusqu’à 30 fois supérieurs à celui de l’eau tritiée, selon la nature et la taille des particules. Cependant, les rejets de poussières en fonctionnement normal sont très faibles com- parés aux rejets d’eau tritiée, en raison de l’utilisation de filtres de très haute efficacité, comme cela est illustré dans le cas d’ITER (Maubert et al. 2008). En réalité, dans l’analyse des données de surveillance, il y a des fluctua- tions autour de ces valeurs moyennes dans les différents compartiments de l’environnement en fonction des variations de direction de vent, des variations de débits de rejet et des périodes de résidence de l’eau dans les différents compartiments. L’eau tritiée libre a une période biologique de quelques heures dans la plante. Au contraire l’OBT non échangeable se comporte comme un intégrateur sur toute la durée de croissance de l’échantillon mesuré. Le sol aura besoin de plusieurs mois pour renou- veler son eau. Ces éléments qui sont pondérés dans le cas de rejets plus ou moins continus sont beaucoup plus importants dans le cas d’un rejet accidentel. 2 Rejets de courte durée En cas de rejet de courte durée ou accidentel, les voies d’exposition apparaissent successivement avec tout d’abord l’inhalation et dans unes moindre mesure la contamination transcutanée lors du passage du nua- ge ; puis vient l’ingestion de légumes contaminés par la vapeur d’eau tri- tiée de l’air consommés dans les premiers jours après le rejet. Le tritium organiquement lié produit pendant ces premiers jours est fixé dans les plantes jusqu’à leur récolte qui vont sur plusieurs semaines. Les cultures en place fournissent ainsi l’exposition principale. Enfin la contamination des végétaux à partir de l’eau du sol complète l’exposition jusqu’à l’hiver suivant, au cours duquel il y a décontamination des sols par lixiviation. Certains organes comestibles comme les grains de céréales ou les pom- mes de terre sont stockés, ce qui diffère encore leur impact radiologique de quelques mois. Les phénomènes prépondérant pour l’eau tritiée sont : l’incorporation de la vapeur d’eau de l’air par les feuilles, les dépôts au sol (sec et par la pluie) à partir de l’air contaminé, la transformation de HTO en OBT dans les feuilles, la translocation des feuilles aux fruits, aux racines et tubercules, et enfin le temps de résidence de l’eau dans le sol. Tous ces mécanismes sont modélisés de manière plus ou moins appro- fondie mais il reste un réel besoin de synthétiser les différentes approches mathématiques et d’harmoniser et/ou compléter les connaissances com- me on peut le voir dans les paragraphes suivants (Guétat et al 2007). Dans le cadre du programme EMRAS de l’AIEA, huit équipes ont réa- lisé une analyse des conséquences d’un rejet atmosphérique de courte durée de tritium (IAEA 2007) pour un rejet de 10g de tritium se pro- duisant mi-juin, quand les plantes ont un taux de croissance maximal. Trois types de conditions météorologiques standard ont été évalués : cas n°1 = jour ensoleillé en conditions atmosphériques instables et vent de 2 m.s -1 – cas n°2 = jour de pluie en conditions atmosphériques neutres, vent de 5 m.s -1 et pluie de 15 millimètres – cas n°3 = nuit claire en conditions stables, vent de 2 m.s -1 . En considérant l’ensemble des voies d’exposition et les trois conditions météorologiques on peut voir sur la figure 1 qu’il y a une grande variabi- lité des résultats, ce qui mènerait, selon l’évaluation, à une optimisation des contre-mesures à mettre en place ou au contraire à une absence complète d’intervention (ICRP 1991). Comme dans des travaux précédents (Barry et al 1999, Galleriu et al 1995), la distribution des résultats varie selon les scénarios et les modè- les utilisés. Les différences pour les cas de pluie et de nuit atteignent un facteur 10 ; ceci est dû en partie aux modèles de dispersion atmosphéri- ques mais surtout à la modélisation des transferts aux aliments. Fig. 1 : Distribution des résultats de calcul de dose efficace pour un rejet de 10g de tritium à la distance de 1 km, dans 3 types de conditions météorologiques. plante.fw

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