DÉCHETS NUCLÉAIRES ET SANTÉ : RETOUR AUX FONDAMENTAUX.

Par A.BEHAR

 

RÉSUMÉ : Les déchets nucléaires, quelque soient leurs étiquetages, sont en constante augmentation, surtout ceux dits de faible activité mais à vie longue. Ils passeront à 2,7 millions de m3 en 2030 et dépasseront largement les 2 Kg actuel par habitant et par an. La contamination interne des humains par accident ou par rejet légaux, en est la conséquence majeure sur la santé. Pour mesurer cette contamination on utilise un standard universel appelé « facteur de dose“ qui permet de traduire une “activité radioactive“ exprimée en Becquerels en “dose engagée“ en milli Sieverts. Cette mécanique occulte les effets biologiques de cette contamination surtout en cas de contamination multiple (ce qui est le cas le plus fréquent) et en cas de portes d’entrée multiples, car elle conduit à une simple addition et non à une prise en compte élément par élément, des dégâts pour nos organes. Enfin, on ne tient aucun compte de la prédisposition individuelle à la cancérogénèse, autrement dit de l’existence de groupes à risques. Parler des déchets radioactifs en termes quantitatifs ou physiques ne suffit pas, c’est en terme d’effet sur notre santé qu’il faut les appréhender, donc avec un thermomètre qui ne peut être universel, mais au contraire doit se situer au plus prêt de notre réalité biologique.

 

Pourquoi Médecine et Guerre Nucléaire revient sur ce sujet ? Pour dire que ces déchets continuent à augmenter ? Que le rapport de la haute autorité de transparence, l’HCTISN, de 2012 aggrave encore les conclusions de 2010 (1), que la quantité de déchets radioactifs finaux, dépassent les 2 Kg par habitant et par an ? Le stock de déchets radioactifs que devra gérer la France à l'horizon 2030 avoisinera 2,7 millions de m3. Deux fois plus qu'à la fin de l'année 2010, selon l’ANDRA.

Il est bon de rappeler cette réalité, mais surtout il est nécessaire d’expliquer le lien avec la santé publique, et très précisément comment on évalue le détriment pour notre organisme secondaire à la contamination interne par ces radionucléides, et quelles sont les dérives actuelles de ce délicat exercice qui transforme les Becquerels mesurant l’activité des déchets en Sieverts mesurant les doses engagées dans notre corps. Mais d’abord :

D’où viennent les déchets nucléaires?

Avant même  l’existence des centrales nucléaires, ces déchets étaient le produit de la mise en place puis de la multiplication des armes nucléaires. Depuis les sources militaires se sont diversifiées en produisant d’autres déchets en plus, liés à la maintenance des ogives atomiques comme à VALDUC. D’autres activités ont encore engendré une augmentation de ceux-ci dans les 29 installations nucléaires de base secrètes (INBS), comme le stockage de combustible usé, des réacteurs en voie de déclassement, etc.…

L’exploitation civile de la radioactivité reste néanmoins la source principale de ces déchets avec au premier rang les centrales nucléaire. Il nous faut d’abord rappeler ici le “cycle” ou plus exactement la chaine de l’utilisation de l’uranium décrite par l’ACRO de la mine à l’entreposage (2). L’uranium naturel, essentiellement importé d’Afrique (Niger, Tchad, Nigeria, pas un gramme n’est extrait du sol français), est pour l’essentiel de l’uranium 238 avec 0,7% d’uranium 235, ce dernier est  le seul utile puisque le seul fissile (figure 1). Nous avons déjà décrit dans cette revue les techniques d’enrichissement (voir le site “amfpgn.com”) au taux de 3,5 à 5%, pour le civil, et pour l’armement nucléaire au taux de 85 à 90%.

Une petite partie est prélevée pour faire du MOX, c’est-à-dire mélanger 91,5% d’oxyde d’uranium appauvri avec 8,5% de plutonium, pour alimenter 22 réacteurs sur 58. Les autres réacteurs produisent un combustible usé  constitué d’un peu de plutonium et de divers autres radionucléides et surtout de l’uranium 238 avec 0,8 à 0,9% d’uranium 235. Après retraitement cet uranium ne porte pas le nom d’uranium appauvri, mais “uranium de retraitement”, il ne constitue pas non plus un déchet! En 2012, sur les 283 600 tonnes d’Uranium appauvri, 25 900 tonnes seulement ont été recyclées.

Finalement, qui a le droit de s’appeler “déchets de haute activité”? Le combustible usé après une seule utilisation pour le MOX et l’uranium ré enrichi, et après un deuxième tour pour l’uranium enrichi standard (les déchets secondaires à une première utilisation sont retraités à LA HAGUE)

Figure 1

De quoi parle-t-on sous le vocable “déchets nucléaires”? (figure 2)

Nous avons souvent évoqué dans la revue l’ancienne classification en A, B, C en allant des substances les plus vers les moins radioactives. L’autorité de sûreté nucléaire (ASN), lui a substitué la nomenclature internationale: chacune  nécessitant une gestion différenciées :

Les déchets de haute activité (HAVL) et les déchets de moyenne activité et à vie longue (MAVL) : ce sont principalement les déchets issus du cœur du réacteur, hautement radioactifs ; et dont la radioactivité spécifique reste notable pendant des centaines de milliers, voire millions d’années (mais pas à un niveau “hautement radioactif”, à échelle géologique, ces déchets se transformeront en “ déchets de faible activité vie longue” (FAVL)).

  • Les déchets de faible et moyenne activités à vie courte (FMA-VC) :

Ce sont principalement les déchets technologiques (gants, combinaisons, outils, etc.) qui ont été contaminés pendant leur utilisation en centrale ou dans une installation du cycle. Leur nocivité ne dépasse pas 300 ans.

Les déchets de très faible activité (TFA) : ce sont principalement des matériaux contaminés provenant du démantèlement de sites nucléaires : ferraille, gravats, béton… Ils sont peu radioactifs mais les volumes attendus sont plus importants que ceux des autres catégories.

Les déchets de faible activité à vie longue (FA-VL) : ce sont principalement des déchets radifères et les déchets graphites. Les déchets radifères sont issus de l’industrie du radium et de ses dérivés, mais aussi de l’extraction des terres rares. On pourrait rajouter les “stériles” des mines d’uranium abandonnées en France, actuellement “hors catégories”. Nous  allons à partir de cette classification essayer de comprendre ce qu’il en advient dans le domaine de la santé.

Quels sont les liens entre déchets radioactifs et contamination interne ?

Que ces déchets se nomment, “stratégiques“, “valorisables“ ou “définitifs“ ils sont tous avant tout des radiotoxiques. Ils peuvent être la source d’une irradiation externe dans certaines circonstances comme au cours des transports si les containers sont mal confinés, mais surtout, eu égard à leur incorporation directe dans les organismes vivants animaux ou végétaux, ils sont avant tout les vecteurs de la contamination interne.

Rappelons succinctement les caractéristiques de celle-ci, pour les humains, les portes d’entrée sont respiratoires, digestives ou cutanées. Chaque radionucléide va ensuite rentrer dans un métabolisme selon sa nature car l’organisme ne sait pas différencier les substances, qu’ils soient radioactifs ou pas. Il sera capter et séquestrer par tel ou tel organe selon sa ressemblance avec son homologue non radioactif. Il aura un temps de séjour spécifique et une double toxicité (chimique et radioactive). Il n’y a pas de destin commun ni d’effets sur le fonctionnement de nos organes identiques entrent les radiotoxiques, même si la radiobiologie est capable de décrire des mécanismes d’action similaires pour nos cellules. Pour compliquer encore d’avantage, selon les études récentes come celles de Mme OSTROUMOVA (3), on ne peut pas extrapoler les effets des contaminations aigües avec ceux des contaminations chroniques.

L’origine de cette contamination par les déchets nucléaires peut être accidentelle (unique ou répétée), ou provoqué par des rejets autorisés des unité nucléaires de base. Il peut s’agir d’une contamination directe, ou secondaire à l’utilisation d’aliments ou de boissons. Rappelons enfin que l’origine des fuites radioactives peuvent se située dans un des 213 sites géographiques majeurs, ou à partir des 1482 petits producteurs répartis sur tout l’hexagone.

COMMENT PEUT ON TRANSFORMER LA RADIOACTIVITÉ AMBIANTE LIÉE AUX DÉCHETS EN DOSE ENGAGÉE MESURABLE ?

Comment évaluer la dose d’irradiation résultant de l’ingestion ou de l’inhalation d’une substance radioactive ? Comment passer des activités mesurées par des compteurs mais difficile à appréhender pour l’homme de la rue aux doses efficaces qui le préoccupent ? Autrement dit, comment convertir les Becquerels en milli sieverts ?

Dans le cas d’une ingestion d’un aliment contaminé dont on connaît l’activité, cette conversion s’effectue en multipliant cette activité par un coefficient appelé facteur de doses par ingestion. On procède au même calcul simplifié pour évaluer la radioactivité potentielle d’une substance, c’est à dire la dose efficace à laquelle serait exposée une personne qui aurait ingéré une certaine quantité de cette substance radioactive.

Il existe également des tables de facteurs de doses par inhalation, dont l’emploi est plus délicat car ces facteurs dépendent de la taille des aérosols sur lesquels se fixent des radioéléments. Les facteurs de doses par inhalation sont plus élevés que ceux par ingestion, car les dépôts se font directement sur un organe sensible comme les poumons.

Il s’agit de doses dites engagées, c’est à dire évaluées pour la vie entière. L ‘évaluation tient compte de la façon dont la substance radioactive est ingérée et de son cheminement à travers l’organisme. On calcule des doses “engagées“ résultant de l’ingestion ou de l’inhalation d’une substance radioactive en doses équivalentes engagées et doses efficaces engagées. Il s’agit d’estimer à long terme la dose globale qui sera subit par un tissus ou un organe, ou encore par l’organisme dans son ensemble. Le calcul porte sur 350 ans pour les adultes et pour 70 ans pour les enfants, de façon à tenir compte de l’élimination progressive des substances radioactives ou de leur non élimination pour certaines d’entres elles. Par exemple, la limite annuelle d’incorporation pour un travailleur exposé au plutonium 239/240 est de 300 Bq/Kg ou de 0,3 KBq/Kg. Le facteur de doses est de 140 mSv/KBq, dans ce cas la dose engagée serait de 42 mSv.

Si ce calcul est plausible pour UN organe et UN radionucléide (l’exemple idéal reste l’iode radioactif capté par la thyroïde), il devient plus problématique pour un corps entier. Si en plus le nombres d’organes cibles est multiple, la mesure devient acrobatique : Un exemple, le CÉSIUM 137 très souvent présent dans les déchets radioactifs, se comporte dans l’organisme comme s’il était du potassium, et donc comme un élément majeur intracellulaire échangeable, quelque soit le type de cellules

Le modèle est décrit pour le travailleur dans la publication 56 de la CIPR (1990). Le césium incorporé par l’homme se distribue comme son homologue et compétiteur naturel, le potassium dans l’ensemble de l’organisme en se concentrant préférentiellement dans le muscle. Expérimentalement on a démontré que le césium ingéré sous forme de chlorure de césium, est rapidement transféré au secteur extra cellulaire (80 à 95% chez le rat). Bien que la forme physico chimique du césium et la composition de la ration alimentaire influente sur le transfert par voie digestive du césium, la CIPR préconise de retenir un facteur de transfert de 100%. Il s’opère donc rapidement un équilibre dynamique tel que 99% du césium se trouve dans le secteur intra cellulaire et 1% dans le secteur extra cellulaire de tous les organes ou tissus mous. En raison de la très grande richesse du muscle en potassium, le césium peut y être présent en grande quantité. En cas d’inhalation du césium, l’absorption sanguine de celui-ci est rapide. Cette pénétration dans l’espace intra cellulaire est surtout visible dans les muscles quelques soient leurs formes, et dans des organes volumineux comme le foie. La radio induction de maladies va être différentes selon les organes en contact avec le Cs 137, et la chronicité de la contamination joue aussi un rôle. Résumer cela dans un calcul unique à partir d’un facteur de dose par ingestion, 0,014 mSv/KBq semble caricatural et éloigné de la toxicité réelle relevée par les études épidémiologiques.

Tout se raisonnement correspond à un seul radioélément, mais en réalité la contamination interne, surtout en cas d’accidents, se fait par un cocktail de radionucléides très différents, sans liens toxicologiques entres eux.

Critiques sur la méthode et surtout sur ses conséquences :

Même s’il s’agit d’un seul radioélément, en ce qui concerne le corps entier, on ne peut pas parler de “mesure“ de la dose engagée pour un individu contaminé, mais tout au plus d’une “évaluation approximative“. De plus, la porte d’entrée dans le corps humain n’est pas toujours unique (par exemple respiratoire), le plus souvent il y a des entrées multiples, or l’utilisation du facteur de doses entraine de facto une exclusion des autres entrées qui deviennent alors “négligeables. Il y a une différence majeure avec le calcul de la dose engagée à partir des valeurs inscrites sur chaque cliché radiologique, car il s’agit d’un calcul automatique fait par l’appareil à rayons X. Comme l’écrit NICOLAS FORAY (INSERM) : “l’idée que nous sommes pas égaux face aux radiations, date de 1911. A cette époque les pionniers avaient observés à travers les premiers traitements radiothérapiques, que les brûlures apparaissaient pour une même dose plus ou mois rapidement ou intensément, selon les individus. Plus tard,, l’évidence que les radiations pouvaient induire aussi des cancers, posa la question du degré de prédisposition individuelle du cancer. Toutefois, les mécanismes biologiques sont restés méconnus jusque dans les années 2000, et représentent encore des sujets de recherche importants. Quand les normes de radioprotection ont été édictées, aucune connaissance fondamentale ne pouvait donc justifier une prise en compte du facteur individuel. Aujourd’hui, appliquer une même dose à 5 à 15 % de la population qui aurait un risque de cancer 10 fois plus important que la normale pour une même dose n’est plus acceptable“(4)

 

Figure 2

 

Cette évaluation ne tient donc aucun compte des groupes à risques, ce qui est un défaut général de la mesure du détriment, mais en plus, conduit à additionner plus ou moins les effets délétères pour un certain nombre d’organes. En cas de contamination interne par un mélange de radionucléides, ce qui est le cas général, 2 attitudes existent : Soit on en reste à l’évaluation du détriment uniquement pour le radionucléides principal (en fait le plus facile à détecter) en estimant le rôle des autres radioéléments comme négligeables, Soit on additionne les carottes et les navets, c’est à dire les évaluations de la dose engagée de quelques uns d’entres eux sans tenir compte de leur spécificité.

Le scandale majeur reste l’application de ces méthodes aux vétérans des essais nucléaires : Pour établir la “probabilité de causalité“, on a besoin d’une dose estimée globale, irradiation et contamination confondues, pour interroger ensuite le logiciel “NIOSH-IREP“. Sans hésiter, nos confrères militaires vont tranquillement additionnées les mesures des dosifilms (donc liées à l’irradiation externe) et, s’il y a eu à l’époque de la contamination du vétéran, des filtres à particules radioactives peu spécifique, qu’ils vont transformer l’activité mesurée en Becquerels en doses engagées en milli sieverts. Dans quelques cas, l’activité ingérée ou transcutanée, supposé être la “mesure“ de la contamination interne, est prise en compte, mais quasiment jamais les radionucléides comme le strontium 90 ou le cérium, qui échappent à la mesure du compteur, et qui exigent un examen des urines ou des selles.

Le seul filet de sécurité reste l’anthropogammamétrie, qui mesure le plus souvent une soupe radioactive augmentant le bruit de fond, même si cet appareil peut aussi faire une indentification qualitative des radionucléides. Dans ces conditions, il ne faut pas s’étonner si la contamination interne inhérentes aux essais nucléaires est soit niée, soit dramatiquement sous estimée ou soit purement et simplement effacée (ce qui est déclaré inadmissible par le conseil d’état le 6 janvier 2016)

 

CONCLUSION

Il ne suffit pas de se lamenter sur l’augmentation régulière des déchets radioactifs, ni sur la pérennité de ceux-ci même si on arrêtait tout suite leur production. La prévention suppose un moratoire sur leur production et la mise en route de moyens pour minimiser les fuites. Encore faut-il ne pas trafiquer le thermomètre qui mesure les effets sur les humains ! Après de longues années de lutte, nous avons enfin plus de transparence sur les nombreux centres accumulant les déchets, y compris pour les “unités nucléaires de bases secrètes“ militaires. On doit maintenant exiger la même transparence sur les effets sanitaires, et au minimum une grande honnêteté dans l évaluation du détriment dans le cas le plus fréquent de contamination interne et donc plus de scrupules dans les “calculs“ supposés de la dose engagée. On doit enfin intégrer la notion de groupes à risques, autrement dit, accepter le facteur individuel.

L’AMFPGN ajoute, en accord avec les associations de vétérans des essais nucléaires, qu’il faut plus de justice et plus de rigueur médicale dans la méthodologie d’évaluation et donc dans l’examen au cas par cas des victimes bien réelles de notre force de frappe.

 

 

 

BIBLIOGRAPHIE

 

  1. Behar A. Les déchets nucléaires français ou la transformation d’ordures délétères en miraculeux conte de Noel. MGN, 2, N°1, p 10-13, mars 2011

  2. Rapport de l’HCTISN, http//www.hctsin.fr

  3. Ostrumova E et al, Breast cancer incidence following low dose rate. TECHA river cohort 1956-2004. B.J.C. 99 (11), p 1940-1945, 2008

  4. Foray N, LA RECHERCHE, p 82, septembre 2012

 

LES DÉCHETS NUCLÉAIRES D'ASSE en Allemagne

 

LES DÉCHETS NUCLÉAIRES D'ASSE en Allemagne, retournent  à la surface.       

 

Par CLAIRE VAILLE (La gazette nucléaire, Mars 2010)

 

 

L'office fédéral pour la radioprotection et la sûreté nucléaire (BfS), actuel propriétaire de la mine de sel épuisée Asse II (Basse-Saxe), a décidé de ramener à la surface les 126.000 fûts de déchets nucléaires qu'elle contient. La récupération des fûts devrait durer une dizaine d'années, et coûter au moins 2 milliards d'euros, selon une estimation du président du BfS, Wolfram Kônig. NordbertRôttgen, Ministre fédéral de l'environnement, soutient cette décision.

 

 

Depuis janvier 2009, le puits d'Asse II, officiellement considéré comme un centre de recherche, et ayant servi de facto au stockage de déchets à faible et moyenne activité (FMA) entre 1967 et 1978, est désormais considéré comme un centre de stockage définitif de déchets radioactifs et dépend donc du droit nucléaire (et non plus minier), sous la responsabilité du BfS.

L'état géologique de la mine pose des problèmes de taille aux experts. En effet, depuis des années 12.000 litres d'eau saumâtre s'infiltrent quotidiennement dans les galeries. Actuellement, I'eau est collectée et évacuée du puits. Cependant, si la quantité d'eau infiltrée venait à augmenter - hypothèse que les experts n'excluent pas - la mine et ses déchets radioactifs pourraient être noyés. Par ailleurs, certaines cavités n'ont pas été correctement remblayées à l'époque de l'évacuation du sel, et sont menacées par un danger d'écroulement. Ainsi, la fermeture du puits est soumise à une forte pression temporelle : il n'est pas envisageable de tenter une solution, et de vérifier dix ans plus tard si elle est appropriée.

Le BfS a, depuis janvier 2009, examiné 3 solutions pour la fermeture du site, aucune n'étant optimale, selon Wolfram Kônig. L'option de récupération des  déchets envisagée actuellement pourrait garantir une sécurité à long terme, exigée par l'état actuel de la loi atomique. Les autres options consisteraient en un déplacement des déchets dans des couches plus profondes de la mine (solution viable à long terme, mais plus coûteuse, longue à appliquer et comportant le risque de ne pas trouver de site approprié) ou un remplissage de la mine par du béton et une solution basique de chlorure de magnésium (solution plus rapide et facile à mettre en oeuvre, car évitant un déplacement des déchets radioactifs, mais ne garantissant pas une sécurité suffisante à long terme, à cause des dégagements radioactifs possibles).

Cependant, les risques liés à l'option de récupération des fûts ne sont pas nuls:  dans un premier temps, il faut vérifier que les déchets radioactifs stockés dans des chambres scellées à 5ll et 750 m de profondeur dans des conditions extrêmement douteuses peuvent être effectivement entièrement récupérés.

 

La fermeture du site est compliquée par 2 facteurs inconnus: le contenu des fûts et leur état. Il est en effet impossible d'estimer exactement quels déchets sont contenus dans la mine et dans quelle quantité: à côté des déchets liés à I'activité des centres de recherche nucléaire (Karlsruhe, Jùlich) et des centrales nucléaires, les chambres contiendraient 28 kg de plutonium, ainsi que de I'arsenic, du plomb, des pesticides et même des cadavres d'animaux.

Lors de la fermeture du site, les cavités vidées de leurs fûts devraient être remplies de béton, afin de stabiliser la mine. Par ailleurs, l'état des fûts est inconnu. Ainsi, seules certaines chambres de stockage devraient être ouvertes dans un premier temps, afin de récupérer entre 1.000 et 3.000 fûts, sur lesquels le BfS souhaite effectuer des essais et mesurer la réactivité. Si les conteneurs s'avéraient être en plus mauvais état que prévu, leur récupération pourrait être remise en question et d'autres options à nouveau considérées.

Suite à la récupération des fûts, un stockage en surface provisoire des déchets sur le terrain de la mine sera nécessaire, pour tester et traiter les déchets avant de les envoyer dans un site de stockage définitif. Cela représente une dose d'irradiation  supplémentaire pour le personnel qui devra ainsi manier les déchets, mais qui selon Wolfram Kônig demeurerait en des- sous des limites de sécurité. En effet, le BfS estime la dose d'irradiation totale à 900 mSv/an, répartie entre les travailleurs, dont chacun ne recevrait donc qu'une dose bien inférieure à la limite de 20 mSv/an. Une grande partie des travaux devrait être menée par des machines automatiques et dirigée à distance. De plus, toute exposition des riverains serait exclue.

 

Pendant la planification de la récupération des fûts, le BfS mènera des travaux de stabilisation de la mine. Depuis des mois, les cavités ne contenant pas de déchets sont scellées. Pour le stockage des déchets en provenance d'Asse, le BfS examine la possibilité d'exploiter I'ancienne mine de fer de Konrad à Salzgitter (à 20 km de Asse), qu'il aménage actuellement en site de stockage définitif pour des déchets FMA. Toutefois, l'agrément concernant Konrad ne s'applique qu'à un maximum de 303.000 m3 de déchets. Or le volume des déchets en provenance d'Asse dépasse 100.000 m3. ce qui laisserait peu de place pour une prise en charge des déchets nucléaires jusqu'en 2040. Comme il est prévu, la capacité d'accueil de Konrad devrait être reconsidérée.

 

La prise en charge des coûts massifs demeure encore incertaine: I'ex-ministre de l'environnement et actuel chef du SPD Sigmar Gabriel brigue une participation des responsables du < scandale d'Asse >, en particulier les propriétaires des centrales nucléaires, à l'origine de deux tiers des déchets d'Asse.