Déchet radioactif

Un déchet radioactif est une matière radioactive. Les déchets radioactifs sont appelés déchets nucléaires car la radioactivité provient d'un déséquilibre du noyau atomique.

La plus grande partie des déchets radioactifs provient de l'industrie électro-nucléaire qui utilise et génère des matières radioactives dans les différentes étapes du cycle du combustible nucléaire. Les déchets radioactifs proviennent également de la médecine nucléaire, d'industries non nucléaires (extraction des terres rares par exemple), de l'utilisation passée d'éléments radioactifs (paratonnerres à l'américium, etc.) ou encore des usages militaires de l'énergie nucléaire (fabrication d'armes atomiques en particulier).

Le terme générique de « déchets radioactifs » recouvre des substances de natures très variées. Ils se distinguent principalement par leur activité : les déchets de « haute activité », cendres du combustible nucléaire, sont plus d'un milliard de fois plus radioactifs que les déchets de « faible activité », dont la radioactivité est en dose moins importante et la période des éléments plus courte. Ils se distinguent également par leur période radioactive. Certains radionucléides dits « à vie courte » subissent une extinction naturelle de leur radioactivité à l'échelle de quelques années. D'autres dits « à vie longue » imposent une gestion à long terme, voire très long terme des déchets dont la durée de vie se compte en million d'années. Ils se distinguent enfin par leur état (solide, liquide, gazeux) et leur composition chimique.

Le traitement de ces déchets doit permettre de maîtriser le risque radiologique qu'ils peuvent représenter, et peut conduire à différentes stratégies. Le confinement a pour but de les isoler de l'environnement humain pendant une période de temps suffisamment longue pour que toute diffusion ultérieure de radionucléides n'occasionne pas un risque radiologique inacceptable, même à longue échéance. La dispersion dans l'environnement(sous formes d'effluents liquides ou gazeux et dans des limites d'activité et de concentration d'activité strictement contrôlées) n'est possible que pour des rejets de faible activité, ou pour des isotopes peu radio-toxiques et à vie courte.

Production de déchets de la filière électronucléaire

Fût jaune utilisé pour des déchets à très faible activité

Nature et classification

Définition

Selon la définition de l'Agence internationale de l'énergie atomique (AIEA), un déchet radioactif est « toute matière pour laquelle aucune utilisation n'est prévue, et qui contient des radionucléides en concentrations supérieures aux valeurs que les autorités compétentes considèrent comme admissibles dans des matériaux propres à une utilisation sans contrôle ». En France, un déchet radioactif est une matière radioactive ne pouvant être réutilisée ou retraitée (dans les conditions techniques et économiques du moment).

Ne sont considérés, au sens juridique, comme « déchets radioactifs » que les seuls déchets ultimes. De ce fait, des substances radioactives déjà utilisées ne sont pas nécessairement considérées comme des déchets, mais peuvent être comptabilisées comme des matières valorisables, quand elles peuvent faire l'objet d'une utilisation industrielle future (par exemple, l'uranium de traitement, l'uranium appauvri ou le combustible usé).

D'autre part, un déchet n'a légalement le caractère « radioactif » que s'il nécessite des dispositions de contrôle de radioprotection : une substance dont la radioactivité est suffisamment faible peut ne pas entrer dans la catégorie de « déchet radioactif » si sa radioactivité est suffisamment faible, ou suffisamment diluée (par rapport aux critères de la CIPR). Ainsi, d'une manière générale, les rejets d'effluents radioactifs liquides ou gazeux (tritium, carbone 14...) ne sont pas considérés comme des déchets radioactifs si leur activité ne dépasse pas les limites autorisées (variables selon les états et les époques), et est considérée comme suffisamment faible pour qu'aucune mesure de radioprotection ne soit nécessaire. De même, en France, un arrêté (qui a fait l'objet d'un avis défavorable de l'Autorité de sûreté nucléaire) précise les conditions de dérogation pour l'utilisation de rebuts faiblement radioactifs dans la fabrication des produits de grande consommation, les matériaux de construction inclus.

Classification des produits radioactifs

Critères retenus pour la classification des déchets radioactifs en France, et par suite pour la leur gestion.

Le système de classification des déchets radioactifs ne dépend pas directement de la façon dont sont générés les déchets. Ils sont classés notamment selon les deux critères suivants :

• le niveau de radioactivité, qui conditionne la dangerosité des produits ;
• la durée de leur activité radioactive, qui peut être calculée à partir de leur période radioactive et qui définit la durée de nuisance.

La classification suivant l'activité reflète les précautions techniques qu'il est nécessaire de prendre en termes de radioprotection ; l'activité reflétant à la fois l'activité intrinsèque du radionucléide (son activité massique) et son taux de dilution dans le produit considéré. Un déchet est dit :

• de très faible activité (TFA), si son niveau d'activité est inférieure à cent becquerels par gramme (ordre de grandeur de la radioactivité naturelle) ;
• de faible activité (FA), si ce niveau est compris entre quelques dizaines de becquerels par gramme et quelques centaines de milliers de becquerels par gramme (dont la teneur en radionucléides est suffisamment faible pour ne pas exiger de protection pendant les opérations normales de manutention et de transport) ;
• de moyenne activité (MA), si ce niveau est d'environ un million à un milliard de becquerels par gramme (1 MBq/g à 1 GBq/g) ;
• de haute activité (HA), si ce niveau est de l'ordre de plusieurs milliards de becquerels par gramme (GBq/g, niveau pour lesquels la puissance spécifique est de l'ordre du Watt par kilogramme, d'où la désignation de déchets « chauds »).

On peut retenir qu'il y a sensiblement un facteur mille d'une catégorie à l'autre, suivant que l'activité se compte en kilobecquerels par gramme (FA), mégabecquerels par gramme (MA) ou gigabecquerels par gramme (HA). La « haute activité » n'a pas de limite supérieure, les plus actifs des déchets radioactifs, les produits de fission, peuvent avoir une activité d'une classe encore supérieure, se comptant en térabecquerels par gramme.

La radiotoxicité des différents radio-isotopes peut varier sur plusieurs ordres de grandeur, mais se compte typiquement en microsieverts par kilobecquerels. En dehors des éléments très radiotoxiques, il faut donc ingérer des quantités de l'ordre du kilogramme pour conduire à des expositions dépassant le seuil réglementaire du millisievert avec des produits de faible activité (kBq/g), ce qui est généralement irréaliste. Inversement, l'activité de produits à haute activité (HA) est généralement suffisante pour provoquer des brûlures si on y reste trop longtemps exposé.

La classification se fait également sur la base de sa période radioactive. Les déchets seront qualifiés de :

• à vie très courte, si sa période est inférieure à 100 jours (ce qui permet de les gérer par décroissance radioactive pour les traiter après quelques années comme des déchets industriels normaux) ;
• à vie courte (VC), si sa radioactivité provient essentiellement de radionucléides qui ont une période de moins de 31 ans (ce qui assure leur disparition à une échelle historique de quelques siècles) ;
• à vie longue (VL), s'il contient une importante quantité de radionucléides dont la période dépasse 31 ans (ce qui impose une gestion du confinement et de la dilution compatible avec des échelles de temps géologiques).

D'une manière générale, au bout de dix fois la demi-vie d'un radionucléide, son activité a été divisée par 1024, ce qui le fait passer d'une catégorie d'activité à l'autre. Ainsi, au bout de 310 ans, des déchets « Moyenne activité-vie courte » n'ont plus qu'une activité de type « Faible activité-vie courte » ; et trois siècles supplémentaires les feront passer dans la catégorie « très faible activité ». En revanche, pour des produits contenant du plutonium (demi-vie de 24 110 ans) le passage d'une catégorie à l'autre prend 241 000 ans), ce qui rend irréaliste toute gestion historique de tels déchets.

D'autres critères de classification font intervenir la dangerosité chimique et la nature physico-chimique des déchets. Des radioisotopes seront d'autant plus dangereux qu'ils sont fortement radiotoxiques, qu'ils présentent une toxicité chimique, et qu'ils peuvent passer facilement dans l'environnement (le plus souvent en solution dans l'eau).

Gestion des différentes catégories de déchets

Schéma de classification de déchets et de leur gestion selon la durée de vie radioactive et l'intensité de radioactivité.

En France, à partir des critères internationalement reconnus, différents types de déchets ont été définis par l'Autorité de sûreté nucléaire, chacun nécessitant une gestion différente :

• Les déchets radioactifs qui nécessitent des mesures de protection élaborées et spécifiques sont les Déchets HAVL, à haute activité (HA) et à vie longue (VL). Ils sont principalement issus du combustible usé des centrales nucléaires. Leur radioactivité reste notable pendant des centaines de milliers, voire millions d'années (mais pas à un niveau « hautement radioactif » - à échelle géologique, ces déchets se transforment en « faible activité vie longue » (FAVL)), ce qui impose de fonder la radioprotection sur des dispositifs de confinement géologiques (stockage des déchets radioactifs en couche géologique profonde).
• Les déchets à faible et moyenne activité et à vie courte représentent des volumes beaucoup plus importants, mais les problèmes qu'ils posent sont beaucoup plus classiques. 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. Ils doivent être gérés de manière à protéger les populations présentes et futures de la radiotoxicité des substances qu'ils contiennent ; mais étant « à vie courte », la radioprotection qu'ils impose ne dépasse pas 300 ans, et peut être gérée à échelle historique. Au-delà, cette gestion n'est pas fondamentalement différente de celle de déchets industriels contenant des produits chimiques toxiques, comme des déchets contaminés au mercure ou au plomb, dont la toxicité chimique est éternelle.
• Enfin, les déchets dits à « très faible activité » (TFA) n'ont la plupart du temps pas de radioactivité significativement différente de la radioactivité ambiante : ce sont des déchets banals, industriels ou ménagers (gravats, appareillages, consommables, tenues de protection,...) qui ont été produits dans des zones en contact avec des produits radioactifs, et sont de ce fait susceptibles d'être marqués par des traces de radioactivité. Ils ne sont pratiquement pas radioactifs, et les volumes attendus sont beaucoup plus importants que ceux des autres catégories. De nombreux pays acceptent des « seuils libératoires » sur la radioactivité effective, en dessous desquels les déchets peuvent être traités dans des filières classiques ; la France présente la singularité de ne pas avoir de seuil libératoire, et d'imposer une filière spécifique à ces déchets TFA.

Importance relative des déchets radioactifs (France, fin 2010)

Nature	Volume produit (x1000 m3) 2010	(%)	Part stockée (%) 2010	Part de la radioactivité totale (%)
TFA	360	27	48 %	0,01
FMA-VC	830	63	93 %	0,02
FA-VL	87	7	à l'étude	0,01
MA-VL	40	3	Cigéo à l'étude	4
HA	2,7	0,2	Cigéo à l'étude	96

Les déchets HA et MA-VL, pour lesquels est envisagé le stockage des déchets radioactifs en couche géologique profonde, concentrent la quasi-totalité de la radioactivité (plus de 99,9 %) mais ne représentent qu'une faible part en volume (de l'ordre de 3,2 %).

Production - Origine

Résidus des mines d'uranium

Décantation de résidus de traitement miniers au Colorado

Les résidus des mines d'uranium sont de deux types : Les stériles miniers (non exploités), et les résidus de traitement (dont l'uranium a été extrait).

Les stériles miniers sont extraits, mais non exploités, parce qu'ils présentent une teneur en uranium négligeable, ou insuffisante pour qu'une exploitation soit économiquement rentable. Ces stériles ont une « teneur de coupure » qui dépend des conditions économiques (en particulier, du cours de l'uranium), mais qui restent typiquement de l'ordre du pour mille. Ces stériles non exploitables ont donc une radioactivité au plus de l'ordre de 100 Bq/g, ce qui est la radioactivité moyenne des cendres de charbon. Ils sont généralement laissés en tas, ou peuvent être utilisés comme matériaux de remblais : leur radioactivité est très sensiblement supérieure à celle de roches usuelles (le granite naturel a une radioactivité de l'ordre de 1 becquerel par gramme, due à la présence d’uranium, de l’ordre de 10 ppm), et est facilement détectable, mais l'exposition supplémentaire induite par cette radioactivité reste largement en deçà du seuil réglementaire de un mili-sievert par personne et par an, et n'entraîne pas d'incidence sanitaire statistiquement détectable.

Les résidus de traitement miniers correspondent aux minerais riches, dont a été extrait l'uranium. Ces résidus contiennent encore des traces d'uranium, mais surtout l'ensemble des éléments de la chaîne radioactive de désintégration des uranium 235 et 238. Ces résidus contiennent donc des déchets à vie longue : du Thorium 230 (75 000 ans), du Radium 226 (1 600 ans) et du Protactinium 231 (32 700 ans). Ils contiennent à l'état de traces l'ensemble des éléments de la chaîne radioactive aval, qui emporte 80 % à 90 % de la radioactivité initiale du minerai (laquelle peut être importante).

Ces résidus de traitement miniers peuvent présenter trois types de problème pour la radioprotection :

• L'eau de drainage ou de nappe phréatique peut entraîner des radionucléides par lixiviation, et devenir non potable du fait de sa radiotoxicité. Cette problématique est relativement facile à maîtriser : les radionucléides étant le plus souvent fixés dans les argiles résultant du traitement, l'entraînement par les aquifères est de toute manière marginal. À titre préventif, les résidus de traitement sont en principe stockés et recouverts de manière à minimiser la lixiviation, et la surveillance des anciens sites miniers comprend souvent une surveillance des radionucléides dans les eaux de résurgence susceptibles d'avoir traversé les résidus.
• Des poussières radioactives peuvent s'envoler, et contaminer les habitants par voie respiratoire. Cette voie de contamination est extrêmement marginale, et n'a une incidence éventuelle que pendant l'exploitation, durant laquelle la radioprotection des ouvriers sera de toute manière dimensionnante par rapport à celle de la population locale. En fin d'exploitation, une couverture sur les résidus de traitement stabilise ces poussières.
• Les résidus de la chaîne de désintégration de l'uranium 238 contiennent du thorium 230 et du radium 226, qui produisent en continu du radon 222. Si la couverture sur les résidus est suffisante et reste étanche, ce radon reste piégé, et ne présente pas de danger particulier. En revanche, si la zone se construit (y compris après des milliers d'années) en perturbant la couverture, les bâtiments peuvent piéger le radon et conduire à des teneurs supérieures à 1000 Bq/m3, justifiant la mise en place de mesures de réduction de la teneur en radon : c'est le principal risque à long terme, parce que la mémoire de la présence de résidus miniers peut s'être perdue entre temps.

Par ailleurs, indépendamment de cette problématique de radioprotection, les stériles ou résidus miniers peuvent poser des problèmes de toxicité chimique, quand l'uranium est présent avec d'autres produits par ailleurs toxiques (plomb, arsenic,...).

Sous-produits de l'enrichissement

Stockage de conteneurs d'hexafluorure d'uranium appauvri.

La majorité des réacteurs modernes fonctionnent avec de l'uranium enrichi. S'il y a enrichissement de l'uranium d'une part, il reste bien évidemment de l'uranium appauvri d'autre part : l'enrichissement produit des quantité importantes d'uranium appauvri, les « queues » du retraitement, qui (sauf précision contraire du contrat d'enrichissement) reste la propriété de l'enrichisseur. Les pays qui ont une industrie d'enrichissement de l'uranium ont donc d'importants stocks d'uranium appauvri non utilisé (États-Unis, France, Grande-Bretagne, Russie). C'est cet uranium appauvri qui est utilisé pour la fabrication du combustible MOX, qui est un mélange d'oxyde d'uranium appauvri et du plutonium issu lui-même du retraitement des combustibles usés. C'est aussi cet uranium appauvri, qui sert à la fabrication de certains obus capable de transpercer les blindages. Il ne faut pas le confondre avec l'uranium de retraitement (URT), qui est également de l'uranium appauvri récupéré à l'occasion du retraitement des combustibles usés (pour 100 t retraitées, environ 96 t d'URT, 1% de plutonium et 3 à 4 % de déchets ultimes vitrifiés)

Les usines d'enrichissement peuvent également faire du ré-enrichissement. Le ré-enrichissement peut prendre deux formes :

• Lorsque le coût de l'énergie devient moindre que le coût du minerai, l'uranium appauvri peut lui-même être ré-enrichi : par exemple, un uranium appauvri à 0,45 % pourra être ré-enrichi à 0,72 % (pour être utilisé en substitut d'uranium naturel), créant des « queues » encore plus appauvries (par exemple, 0,35 %).
• De même, l'uranium de retraitement est également appauvri par son passage en réacteur (à des taux de l'ordre de 1 %), et doit être ré-enrichi pour pouvoir être utilisé dans des centrales PWR. Cependant, la manipulation de cet uranium est rendue délicate par la présence de produits de fission tels que le technétium, l'uranium 232, et quelques transuraniens. Actuellement, seule l'usine russe de Seversk a la capacité de ré-enrichir cet uranium de retraitement. À terme, ce sera également le cas de la future Usine Georges-Besse II.

L'uranium appauvri est, pour la plus grande part, entreposé en l'attente d'une valorisation ultérieure, car est constitué d'uranium 238, isotope fertile susceptible de produire du combustible nucléaire dans des filières à surgénérateur, dont l'emploi est prévu avec les réacteurs de quatrième génération à l'horizon 2050. Ayant des utilisations prévues dans l'industrie nucléaire, l'uranium appauvri n'est pas considéré comme un « déchet nucléaire », que ce soit juridiquement ou économiquement. Cependant, cette utilisation n'est prévue qu'à moyen ou long terme, et dans l'immédiat, l'uranium appauvri est simplement entreposé. Par ailleurs, l'uranium appauvri est également utilisé dès à présent dans la fabrication du combustible MOX pour les REP ou les RNR, et a d'autres utilisations quantitativement marginales (obus, lests...).

Le caractère valorisable ou non de ces stocks fait l'objet de polémiques de la part d'associations écologistes, qui considèrent que « Si l’uranium retraité n’est pas nécessaire, il doit être éliminé comme déchet radioactif », et « Les contrats cités dans « L'exutoire Russe » sont en violation claire de la loi russe, et selon cette législation les déchets d’uranium devraient être renvoyés dans les pays clients dans leur totalité ».

Déchets radioactifs de la production électronucléaire

Train évacuant des combustibles irradiés en containers Castors

Une partie importante des combustibles usés issus des réacteurs électrogènes ne sont pas à proprement parler des déchets au sens de la définition du terme car valorisables pour partie (cf ci-après le point « Valorisation du combustible des réacteurs électrogènes »).

Les déchets radioactifs de la production électronucléaire peuvent être regroupés dans les cinq catégories  :

• les produits de fission proprement dits, et les actinides mineurs (pour environ 3,5 % de la masse des produits de fission), qui forment des déchets à très haute activité (HA) et à vie longue; on les appelle aussi "déchets de type C" ;
• les structures métalliques des éléments combustible; on les appelle aussi "déchets de type B" ;
• les déchets résultant de l'exploitation du réacteur (gants usagés, solvants de nettoyage,...), généralement de très faible activité; on les appelle aussi "déchets de type A" ;
• le tritium, qui présente la particularité d'être en tout ou partie rejeté dans l'atmosphère. Un réacteur de 900 MWe rejette de l'ordre de 10 TBq / an (soit 0,03 g/an).
• les produits d'activation dans les matériaux de construction, qui seront à éliminer lors du démantèlement, de faible à très faible activité en dehors de la cuve du réacteur ;

Ces déchets sont souvent très lourds (plutonium, uranium, plomb), ce qui impose des précautions particulières pour leur manipulation, mais certains sont très légers (tritium gazeux, difficile à stocker), plus souvent présent sous forme d'eau tritiée ou de solide tritié ; Les déchets tritiés solides des petits producteurs pourraient bientôt être entreposés sur les installations prévus pour les déchets d’ITER.

Déchets du démantèlement des installations nucléaires

Le démantèlement d’une centrale nucléaire produit 80 % de déchets « conventionnels » et 20 % de déchets radioactifs qui, pour la grande majorité, sont des déchets TFA. Le reste représente essentiellement des déchets FMA-VC.

Les matériaux constitutifs des installations nucléaires subissent des irradiations neutroniques prolongées, qui génèrent des produits d'activation par capture neutronique.

Du fait de cette activation neutronique, les matériaux constituant des installations nucléaires peuvent devenir plus ou moins radioactifs. Cette radioactivité induite dépend du flux neutronique auquel a été soumis le matériau, et des nucléides présents dans ces matériaux, à l'état de constituants ou de traces. C'est d'ailleurs pour cette raison que les matériaux employés dans la construction d'une centrale nucléaire font l'objet de spécifications sévères relatives à la composition et à la pureté du matériau.

Les déchets de démantèlement sont généralement de très faible activité (déchets TFA), soit qu'ils n'aient en réalité pas été irradiés, soit que cette irradiation n'a eu que des conséquences marginales. L'activation neutronique n'est réellement importante qu'à proximité du réacteur nucléaire proprement dit, elle concerne en premier lieu la cuve du réacteur, et de manière secondaire les tuyauteries, générateurs de vapeur, pompes primaires et auxiliaires adjacents à la cuve.

Les cuves de réacteurs nucléaires relèvent typiquement des déchets « faible et moyenne activité - vie courte » (FMA-VC), du fait que l'activation neutronique ne conduit qu'à des radioactivités de demi-vie compatible avec une gestion historique des déchets (demi-vie de l'ordre de la dizaine d'années au plus). Ces cuves doivent être isolées et protégées (typiquement, par un ennoyage en béton), mais à une échelle millénaire, on suppose que leur radioactivité n'est plus susceptible de poser un problème au regard de la santé publique.

Déchets du secteur médical

Les déchets radioactifs générés dans le secteur médical contiennent des radionucléides en général de courtes périodes issues des activités de médecine nucléaire in vivo (scintigraphies et radiothérapie métabolique) et in vitro (radio-immunologie). Parmi ces radionucléides, on trouve le technétium 99m (6 heures), le fluor 18 (2 heures), l'iode 123 (13,2 heures), l'iode 131 (8 jours), le thallium 201 (3 jours),... Réglementairement parlant, les déchets contenant ces radionucléides peuvent être gérés par décroissance puisque leurs périodes sont inférieures à 100 jours. Il faut respecter une durée de décroissance d'au moins 10 fois la période de chaque radionucléide.

On trouve encore, mais de manière plus marginale, certains radionucléides de périodes supérieures à 100 jours, utilisés pour la radio-immunologie ou la recherche biomédicale, comme le tritium (12,3 ans) ou le carbone 14 (5730 ans). Les activités mises en œuvre sont très modérées par rapport aux activités in vivo (de l'ordre d'une dizaine à quelques centaines de kilobecquerels), mais la réglementation en vigueur prévoit une évacuation des déchets par l'Agence Nationale des Déchets Radioactifs (ANDRA).

Il faut distinguer les déchets radioactifs solides et les effluents radioactifs liquides ou gazeux. Pour la première catégorie, les services de médecine nucléaire doivent prévoir un local de capacité suffisante pour la gestion par décroissance. Outre le tri obligatoire par périodes le plus en amont possible (par exemple: (fluor 18 - technétium 99m - autres isotopes) et la séparation de ces déchets dans le local, il peut être intéressant de séparer également les collecteurs à aiguilles usagées des autres déchets solides, ces derniers contenant en général des activités moindres, entrainant ainsi une évacuation plus rapide dans le circuit des déchets classiques.

En dehors de la mise en œuvre d'iode 131, la production d'aérosols radioactifs reste marginale dans un service de médecine nucléaire. Elle se limite souvent aux examens de ventilation pulmonaire utilisant du technétium 99m. Dans ce cas, la ventilation doit être réalisée dans un local adapté, en dépression, sans brassage d'air, et muni d'un système d'aspiration adapté aux dimensions du local (hotte ou cône d'aspiration). Les effluents radioactifs liquides sont principalement issus des opérations de nettoyage du matériel de la radiopharmacie (protège-flacons, protège-seringues, pinces,...) et du traitement d'éventuels incidents de contamination surfacique ou des mains des travailleurs. Les services de médecine nucléaire doivent ainsi être équipés d'éviers actifs, relié à un système de deux cuves tampons fonctionnant alternativement en remplissage et en décroissance. Il est recommandé de doubler systématiquement chaque évier actif avec un évier inactif relié au réseau sanitaire classique afin d'éviter un taux de remplissage trop important des cuves. Avant vidange d'une cuve, une analyse par spectrométrie gamma est nécessaire pour vérifier que l'activité volumique contenu dans la cuve est inférieure à la limite fixée par voie réglementaire (10 Bq/L). Il est également nécessaire de disposer de toilettes reliées à une fosse septique « chaude », permettant de bénéficier d'une décroissance partielle combinée à une forte dilution. Le dimensionnement de cette fosse septique est de 2 m³ pour un passage de 25 patients par jour.

On notera que la mise en œuvre d'acte de thérapie métabolique par l'iode 131 avec des activités supérieures à 740 MBq nécessite l'hospitalisation des patients en chambres protégées. Dans ce cas, les toilettes, les éviers et les douches présentes dans les chambres doivent être reliés à un système de cuves tampons dédiées, séparées de celles de la médecine nucléaire, et de capacités suffisantes étant donné la période plus longue de l'iode 131 (8 jours). Le seuil réglementaire pour la vidange dans le réseau sanitaire classique est de 100 Bq/L.

Modes de gestion des déchets radioactifs

Plusieurs modes de gestion des déchets radioactifs liquides et solides sont mis en œuvre (selon la nature des déchets, mais aussi selon les stratégies nationales et moyens techniques disponibles). Aux États-Unis, en Suisse et en France, la loi a évolué et a imposé la réversibilité. Au Canada et au Japon, ce sont les gouvernements qui ont récemment revu leur doctrine pour aussi y intégrer le principe de réversibilité des choix techniques, et des choix politiques (ce qui signifie que même en profondeur, un déchet devrait pouvoir être contrôlé et déplacé) pour notamment laisser ouvert le processus décisionnel pour les décideurs et citoyens du futur. En Suède et Finlande, ce sont les exploitants nucléaires eux-mêmes qui ont fait ce choix. Au Royaume-Uni, le débat est encore en cours.
Après 30 ans, la Suède a demandé en juin 2009 à son Agence SKB (Agence suédoise de gestion des déchets nucléaires) de se préparer à un enfouissement de cent mille ans pour certains de ses déchets, dans une couche de granit à 500 m de profondeur, dans un site où une centrale est déjà installée depuis 1980 (à Östhammar, à environ 100 km au nord de Stockholm), sous réserve que le tribunal de l'environnement accepte de délivrer le permis de construire.

Séparation et traitement

Le combustible usé des centrales nucléaires contient:

• d'une part des matières valorisables (plutonium et/ou uranium) susceptibles de fournir de l'énergie dans certains réacteurs (au MOX par exemple), après un traitement physico-chimique et de séparation et tri;
• d'autre part des déchets radioactifs non valorisables (déchet ultime); les déchets contiennent notamment des produits de fission et des actinides mineurs. Le recyclage et stockage de ces produits fait l'objet de recherche.

La première étape du traitement du combustible usé des centrales nucléaires consiste donc à séparer les déchets proprement dits des matières valorisables. Une fois la séparation opérée, les déchets font l'objet d'un conditionnement adapté à leur nature, afin de les stabiliser (pour les rendre non dispersables). Pour les déchets de haute activité (solution de produits de fission), ce conditionnement est par exemple la vitrification au sein d'une matrice inerte coulée dans un fût en inox. Les déchets de moyenne activité (coques et embouts) peuvent être compactés (afin de réduire leur volume) puis placés dans des fûts métalliques. Les déchets du procédé de séparation en lui-même peuvent faire l'objet d'évacuation sous forme d'effluents liquides ou gazeux ou de conditionnement en attente pour stockage (compactage, cimentation, bituminage...).

Stockage

On peut distinguer un stockage de court ou moyen-terme en « piscine » (ou autre lieu du stockage), du stockage définitif de long terme (qui correspond à une mise en décharge, mais qui doit être réversible selon certaines stratégies ou législations). Ces législations ou stratégies peuvent évoluer. Aux États-Unis, le projet de stockage dans les couches de roches volcaniques de Yucca Mountain dans le désert du Nevada, a finalement été gelé en 2009 par le président Barack Obama, juste avant son ouverture programmée, pendant qu'en Allemagne, notamment en raison de problèmes techniques, le stockage dans la mine de sel de Gorleben a été gelé.

Stockage en surface

Dans le passé des déchets faiblement ou moyennement radioactifs ont été utilisés comme matériaux de remblai, légalement ou non. Cela se pratique encore couramment pour les résidus miniers très faiblement radioactifs.

Le stockage en surface de déchets moyennement à hautement radioactif est en général et de plus en plus considéré comme un stockage temporaire, mais des incertitudes existent sur la sécurité des stockages souterrain (avec difficultés avérées dans les mines de sel en Allemagne). il peut faire suite à un accident, comme à Tchernobyl, dans le cadre du sous-projet « stockage de déchets » (Initiative Franco-Allemande pour Tchernobyl dite IFAT).
Le stockage en surface permet de mieux surveiller l'évolution des déchets et l'éventuelle dégradation de leurs contenants. Des études se poursuivent sur les risques à court, moyen et long terme des deux types de stockages, ainsi que sur la caractérisation radiologique des sites, et évaluation de leur impact sur l’environnement et les populations. Il s'agit notamment de mieux comprendre et mesurer la dissémination de radionucléides dans l’environnement (dégradation/porosité des bétons ou aciers, interactions avec les eaux de lixiviation et les roches-hôtes, évolution de la capacité de rétention des milieux, risque sismique ou de tsunami, etc). Pour les études à long terme, on peut s'inspirer de données provenant de l'étude de site naturels comme celui de Maqarin en Jordanie considéré par certains géologues comme un « analogue naturel d’un site de stockage de déchets radioactifs du point de vue de l’interaction avec la roche de l’eau alcaline ayant traversé le stockage »

Stockage à faible profondeur

Le stockage à faible profondeur est une voie de recherche prévue en France. Le CEA a défini les options de base de cette voie d'entreposage qui sera présentée aux parlementaires en 2016.

Stockage en couche géologique profonde

Une des solutions « nominales » actuelles pour le devenir des déchets radioactifs HAVL soit donc les produits de fission PF et les actinides mineurs AMin consiste à les stocker à grande profondeur (300 à 500 m) dans des galeries creusées dans une couche géologique stable, dense et le plus possible étanche (le granit, le tuff volcanique ou l'argile comme cela est envisagé en France) On estime que le procédé de vitrification devrait être capable d'assurer le confinement des matières durant 10 000 ans, mais de toute façon les modèles de migrations des corps radioactifs ne font pas intervenir ce confinement « artificiel » (les conteneurs), seule la roche naturelle est considérée.

Le stockage des déchets radioactifs en couche géologique profonde est très coûteux et n'est actuellement retenu que pour les produits de fissions définitivement non valorisables et éventuellement pour les actinides mineurs. Les autres gros atomes dont prioritairement l'uranium et le plutonium sont séparés et conservés pour être potentiellement utilisés comme combustibles dans les réacteurs actuels ou futurs, avec le risque qu'ils puissent être détourné pour des usages militaires.

Stockage en mer

Au cours des années 1950, une partie des déchets provenant des centrales nucléaires européennes et américaines ont été jetés à partir de navires dans l’Atlantique, entre les îles anglo-normandes et le cap de la Hague.

En effet, durant une première phase du développement de l’usage de l’énergie nucléaire a prévalu l’idée que la dispersion large dans l’environnement d’une partie des déchets radioactifs de faible activité pouvait être une solution pour le long terme.

Bien que cette option ait été fortement controversée au sein même de la communauté des ingénieurs du nucléaire et même durant sa mise en œuvre ; jusqu’en 1982, plus de 100 000 tonnes de déchets radioactifs ont été déversés dans des conteneurs en béton, au fond des océans – en atlantique principalement - par une douzaine de pays dont principalement :

• le Royaume-Uni (76,55 %);
• la Suisse (9,64 %);
• les États-Unis (7,67 %);
• la Belgique (4,63 %);
• l’URSS (proportion non connue);
• la France (0,77 %) a cessé ses dépôts sous-marins en 1973.

Certains conteneurs devaient rester étanches environ 500 ans, délai nécessaire pour ramener leur activité à une valeur telle que leur dispersion dans la mer ne pose pas de problème. Cela étant dit une partie d'entre eux sont fissurés ou ouverts 30 ans après leur immersion.^{[réf. nécessaire]}

À noter que ces déchets immergés ne représentaient nullement la totalité des déchets et qu'il n'a jamais été question que cette pratique soit la pratique nominale pour l'ensemble des déchets radioactifs.

Le 12 mai 1993, les parties contractantes de la Convention internationale de Londres ont voté l’interdiction définitive du déversement en mer de déchets radioactifs. Depuis, les déchets sont gérés dans la majorité des cas en centres de stockage.

Par ailleurs et de manière illégale, 32 cargos de déchets radioactifs provenant notamment de l'agence italienne pour la recherche énergétique auraient été coulés au large de l'Italie et au large de la Somalie par la ‘Ndràngheta, mafia calabraise, dans les années 1980 et 1990. Un de ces cargos, le Cunsky, a été retrouvé le 12 septembre 2009 à 20 milles nautiques des côtes italiennes sur les indications d'un repenti; il contenait 120 bidons de déchets radioactifs.

Évacuation spatiale

L'envoi des déchets radioactifs de type C (déchets HAVL = Haute Activité Vie Longue) ; c'est-à-dire les produits de fission (PF) et les actinides mineurs (AMin) dans l'espace (dans le Soleil a priori) est une possibilité quelquefois évoquée pour les éliminer de la biosphère.

Toutefois cette solution reste assez théorique pour les raisons suivantes :

• ceci ne pourrait éventuellement concerner que les PF et les AMin ;
• le prix est un obstacle majeur : une fusée Ariane V coûte 150 millions d'euros ;
• la quantité : 340 tonnes/an (avec le conditionnement et les emballages) pour la seule France, bien plus que la capacité d'une fusée actuelle (à titre d'exemple, la fusée Ariane V met 10 tonnes maximum en orbite solaire, soit 15 millions d'euros par tonne de déchets emballés et 34 lancements/an); or aujourd'hui le coût du stockage profond géologique est de 150 000 euros par tonne, donc environ 100 fois moins cher ;
• le risque de voir les emballages retomber en cas d'incident après le lancement n'est pas négligeable, mais il y a surtout le risque de voir la fusée exploser au lancement et porter les conteneurs à très forte température : sur ce point on a évoqué le fait que l'on pourrait à long terme imaginer des fusées à ergol non capable d'exploser (fusée à eau vaporisée par chauffage laser depuis le sol) ;
• la nécessité de trouver des orbites non encombrées capables de recevoir le train des déchets en question envoyés dans le Soleil (ou Mercure ?) sachant qu'aujourd'hui l'encombrement de l'espace par des déchets de natures diverses pose déjà un problème.

Néanmoins, certaines sondes spatiales emportent déjà avec elles du combustible pour leur procurer de l'énergie, à l'instar de Cassini, New Horizon et Ulysse. 50 kg de plutonium (à 82 % du Pu 238) sont donc dans l'espace, sans espoir de retour.

L'envoi de déchets dans l'espace (par exemple dans le Soleil) est une perspective lointaine, devant faire face à un certain nombre de difficultés, notamment liées au coût et aux risques d'une telle entreprise.

Stratégie européenne

Elle est en préparation avec une proposition de directive sur la gestion des déchets radioactifs et du combustible usé, adoptée (2010/11/03) par la Commission européenne, dans le cadre d'un travail préparatoire impliquant l'ENSREG (European Nuclear Safety Regulators Group).

Stratégies nationales relatives aux déchets radioactifs

Allemagne

En 2008, le ministère fédéral de l'environnement a institué l'ESK, organe de conseil indépendant constitué de 11 experts internationaux indépendants sur la gestion (Traitement et entreposage) des déchets radioactifs, mais aussi sur la fermeture des installations nucléaires.
La recherche d'un site de stockage géologique entamée dans les années 1970 avec le laboratoire de la mine d'Asse II se poursuit alors que diverses expérimentations ont eu lieu

• à Gorleben (dans des couches de sel),
• à Konrad dans une mine de fer utilisée comme mine, de 1961 à 1976). Ce site présente l'intérêt d'être sec. Après 20 ans d’étude et de planification, le site a été autorisé pour entreposage et stockage de 300 000 m³ de déchets à faible et moyenne intensité (peu de dégagement de chaleur) sur neuf niveaux de 800 à 1300 mètres de profondeur), avec stockage initial de 88 000 m³ de déchets provenant d'autres sites, à partir de 2013 au mieux ;
• dans la Mine d'Asse, site expérimental finalement transformé en décharge, mais où, à la suite d'infiltrations de saumures, et d'une trop grande vulnérabilité du site, les déchets pourraient devoir être évacués. Les Allemands doivent ainsi gérer 43 000 m³ de déchets empilés « sans précaution » dans une mine de sel qui prend l'eau.

Australie

L'Australie a développé le Synroc pour contenir les déchets nucléaires. Le Synroc est une sorte de roche synthétique (Synthetic Rock), inventé en 1978 par le professeur Ted Ringwood de l'Australian National University. Cette technologie est utilisée par l'armée américaine pour confiner ses déchets.

• Australian Radiation Protection and Nuclear Safety Agency, agence fédérale
• Proposed National Radioactive Waste Repository (version archivée par Internet Archive)

Belgique

Selon les estimations fondées sur les données disponibles au 1^er janvier 2001, la quantité de déchets conditionnés que l'ONDRAF aura à gérer d'ici 2070 est estimée aux volumes suivants :

• 70 500 m³ de déchets à faible activité et courte durée de vie ;
• 8 900 m³ de déchets d'activité moyenne ;
• de 2 100 à 4 700 m³ de déchets de haute et très haute activité.

Pour les déchets de faible activité, l'ONDRAF a étudié, avec des partenariats locaux, des projets de stockage en surface ou en couche géologique (Mol, Dessel, Fleurus). Après un vote du conseil communal de Fleurus qui a mis fin au processus de consultation engagé dans cette commune, le gouvernement a décidé le 23 juin 2006 de retenir la candidature de la commune de Dessel (Partenariat Stora).

Pour les déchets incompatibles avec un stockage en surface (haute activité et émetteurs alpha à longue durée de vie), le stockage géologique dans l'argile de Boom est à l'étude depuis 1975. Un laboratoire souterrain dénommé HADES (High Activity Disposal Experimental Site) existe à Mol depuis 1980 sous le domaine technique du Centre d'étude de l'Énergie Nucléaire (SCK•CEN) qui en a initié la réalisation. Le financement du stockage profond repose sur la distinction d’un coût fixe et d’un coût variable. Le coût variable est dû au moment de la production du déchet. En revanche, le coût fixe est financé, quelle que soit la quantité de déchets produite in fine, par un mécanisme de garantie contractuelle avec les producteurs de déchets. Cette approche est destinée à assurer, d’une part la capacité de financement de l’ensemble des déchets produits à ce jour, et d’autre part un impact financier des déchets à produire aussi prévisible que possible.

L'agence Agence Fédérale de Contrôle Nucléaire (AFCN), du 1^er septembre 2010 au 31 octobre a soumis à consultation publique ses projets d'arrêtés à portée sociale relevant de sa compétence.

Canada

Depuis 1984, l'expérimentation est en cours dans le laboratoire de recherches souterrain de l'AECL près du lac Bonnet (granite) (Pinawa, Manitoba) actuellement en cours de fermeture. Depuis quelques années, Ontario Power Generation (OPG) s'intéresse aux formations sédimentaires argileuses comme celles actuellement étudiées en Belgique, en Suisse et en France. Une formation marneuse paléozoique hypersaline située à plus de 700 m de profondeur sous le site de la centrale nucléaire de Bruce (Ontario) au nord des grands lacs américains est en cours de caractérisation.

• Site de Natural Resources Canada
• Bureau de gestion des déchets radioactifs de faible activité
• Site de EACL
• Developing a Safety Case for Ontario Power Generation’s L&ILW Deep Geologic Repository

États-Unis

Déchets radioactifs aux États-Unis

De très nombreux sites de stockage en surface pour déchets de faible activité sont en exploitation aux États-Unis (voir carte). Le premier site de stockage de déchets solides ou liquides, et le plus ancien est le site de Hanford (Handord Site)

Un stockage géologique dans une couche de sel (WIPP – Waste Isolation Pilot Plant) est en service depuis 1999 pour des déchets de moyenne activité d'origine militaire (Carlsbad – Nouveau Mexique).

Les États-Unis ont étudié la possibilité d'enfouissement définitif des combustibles usés (déchets fortement radioactifs et à longue durée de vie) dans le tuf volcanique du site de Yucca Mountain (Nevada). Ce site aurait pu recevoir environ 70 000 tonnes de combustibles usés mais il a été abandonné par l'administration américaine après les élections présidentielles de 2008. C'était le seul site au monde situé en milieu désertique dans la zone non-saturée et où les radionucléides auraient migré en conditions aérobies. Le gouverneur de l'État du Névada en était un des principaux opposants politiques.

Aux États-Unis, le financement est réalisé à travers l’abondement d’un fonds d’État par une redevance sur le prix de l’électricité. Ce mode de financement dé-responsabilise le producteur de déchet en en transférant la charge sur l’État. Dans ce cadre, l’État est garant du financement de la gestion des déchets.

• (en) Site de News Releases and Speeches
• (en) Site de Office of Civilian Radioactive Waste Management
• Waste Isolation Pilot Plant
• (en) Site de Interagency Steering Committee on Radiation Standards

France

En 2010, la France évaluait à 1 320 000 m³ son volume de déchets radioactifs, lequel devrait s'élever à 2 700 000 m³ d'ici 2030 selon l'ANDRA. Ils proviennent principalement des installations nucléaires de base ou d'installations nucléaires de base secrètes, et secondairement de divers usages industriels et médicaux.

Juridiquement, ces déchets relèvent de la loi Bataille de 1991, modifiée en 2006 (loi n^o 2006-739 du 28 juin 2006 de programme relative à la gestion durable des matières et déchets radioactifs). Depuis 1979, la gestion des déchets radioactifs en France est pilotée par une agence (l'ANDRA) et s'appuie sur un PNGMDR (plan national de gestion des matières et des déchets nucléaires. Ce plan est prévu par l'article 6 de la loi Bataille (codifié à l’article L. 542-1-2 du Code de l'Environnement) ; sa seconde version date de 2010. Il doit être révisé tous les 3 ans. Ce plan prévoit une gestion différentiée des déchets, adaptée à leur dangerosité et durée de « vie radioactive », avec 5 catégories de déchets : haute activité (0,2 % du volume total en 2009), moyenne activité à vie longue (3,6 % en 2009), faible activité à vie longue (7,2 % en 2009), faible et moyenne activité à vie courte (68,8 % en 2009), très faible activité (20,1 % en 2009).

Finlande

• Site d'expérimentation Onkalo
• Site granitique d'Olkiluoto

Japon

Les puits de deux laboratoires souterrains sont actuellement en cours de fonçage :

• sur l'île de Honshū à Mizunami (MIU) (près de Nagoya) (géologie cristalline: granite), et ;
• au nord de l'île d'Hokkaido à Horonobe (près de Wakanai) (sédiments siliceux très riches en diatomées et à faible teneur en argile). La proximité de la province pétrolière et gazeuse des iles Sakhalines y explique la présence de méthane.

Royaume-Uni

Ce pays est avec la France, en raison de son unité de Sellafield, l'un des pays abritant le plus de déchets nucléaires. Après une période de rejet en mer de déchets radioactifs (8000 conteneurs environ dans la fosse des Casquets), puis de stockage provisoire en surface le gouvernement a annoncé être en négociation avec 3 conseils locaux (un comté : Cumbria County) et deux des districts de ce comté : Copeland Borough, Allerdale Borough), pour y installer un futur centre de stockage. La production de déchets devrait être encore augmentée car le gouvernement entend doter le pays d'une capacité de 12 GW supplémentaires et d'un nouveau centre de recherche.

Slovaquie

La Slovaquie dispose d’un fonds d’État pour le démantèlement des installations nucléaires et la gestion du combustible usé et des déchets radioactifs. Ce fonds est alimenté par le propriétaire des centrales nucléaires qui verse chaque année 6,8 % du prix de vente de l’électricité commercialisée par les centrales et 350 000 Sk par MW de puissance électrique installée. Le ministère de l’Économie nationale est responsable du fonds. Le mode de calcul de la redevance conduit à une dépendance du montant de l’abondement annuel au prix de l’électricité.

Suède

Un centre d'entreposage provisoire en subsurface est en service depuis 1985 (CLAB) et des laboratoires souterrains existent (HRL de Aspo). La solution retenue est celle du stockage géologique dans le granite à Forsmark, à proximité de la centrale d'Oskarshamn. La Suède envisage d'« encapsuler » les combustibles nucléaires usés dans des conteneurs de fer forgé enrobés de cuivre. Le projet prévoit d'entreposer dans un premier temps ces conteneurs 40 ans en piscine où une partie de leur chaleur résiduelle sera éliminée, ensuite ils seraient introduits dans un tunnel creusé à 500 mètres de profondeur et comblé par un bouchon de bentonite, une roche présentant l'intérêt de gonfler et de stopper la circulation de l'eau en milieu humide.

• (sv)(en) Site de Svensk Kärnbränslehantering AB

Suisse

Les cinq centrales nucléaires suisses produisent annuellement 700 kg de plutonium. En tout 87 000 m³ de déchets radioactifs devront être stockés une fois que les centrales existantes auront été démantelées. La Suisse a envoyé son combustible irradié dans les usines de retraitement de la Hague en France et de Sellafield en Angleterre jusqu'en 2006. Un moratoire de 10 ans a été voté depuis lors au Parlement suspendant l'exportation de déchets radioactifs pour le retraitement.

Le modèle suisse prévoit l'entreposage des déchets dans deux dépôts distincts selon qu'il s'agit de déchets hautement radioactifs/déchets alpha-toxiques/éléments de combustible irradiés ou de déchets faiblement et moyennement radioactifs. Ils pourraient néanmoins être stockés à un seul endroit si un site s'avère adéquat du point de vue géologique.

Les producteurs de déchets radioactifs exploitent depuis 2001 une installation d'entreposage à Würenlingen (ZWILAG) et envisagent un stockage géologique dans la marne ou dans l'argile. Des études de faisabilité du stockage en profondeur ont été approuvées par le Conseil fédéral (gouvernement suisse) en 1988 pour les déchets faiblement radioactifs et en 2006 pour les déchets hautement radioactifs.

Un stockage géologique a également été évoqué dans la couche d'Argiles à Opalinus. L'adoption d'une procédure de sélection par le Conseil fédéral en avril 2008 initie la recherche de sites pour l'entreposage de déchets radioactifs en Suisse.

La Nagra a proposé des domaines d'implantation géologiques en novembre 2008. Ceux-ci font l'objet d'analyses de sécurité au cours des trois étapes prévues dans le plan sectoriel. Au terme de ce processus de sélection, deux sites par catégorie de déchet seront comparés. Une procédure participative est prévue pour les régions concernées par l'accueil d'un dépôt.

Un dépôt pour les déchets faiblement et moyennement radioactifs verra au plus tôt le jour en 2030 alors qu'un dépôt pour les déchets hautement radioactifs sera construit au plus tôt en 2040.

Un laboratoire de recherche est en service depuis 1995 dans l'argile à Opalines au Mont Terri dans le Jura et un autre dans le granite au site du Grimsel.

• (de) Site de Nagra.
• Laboratoire souterrain du Mont-Terri

Turquie

La Turquie dispose d'un centre de traitement des déchets radioactifs à Istanbul.

Éléments historiques et divers

Réacteurs naturels d'Oklo

Les Réacteurs nucléaires naturels d'Oklo, au Gabon, ont fonctionné naturellement pendant des milliers d'années, et ont produit des éléments radioactifs semblables à ceux que l'on trouve dans le combustible irradié (transuraniens, produits de fission notamment).

Les produits de fission et les actinides produits au cours du fonctionnement de ces réacteurs naturels sont pratiquement restés à la même place durant plusieurs centaines de millions d'années et ce, malgré le climat équatorial et les variations de la nappe phréatique. On peut ainsi présumer qu'un site de stockage géologique bien choisi assure un confinement correct à long terme. Il faut néanmoins remarquer qu'il s'agit là d'une simple hypothèse. Il semble difficile d'assumer que tous les sites de stockage des déchets de plusieurs centaines de centrales nucléaires de par le monde seront tous situés dans des zones géologiquement stables pour des milliers voire des millions d'années.

Valorisation du combustible de la production électronucléaire

On donne ci-après un commentaire complémentaire relatif à la valorisation du combustible de la production électronucléaire. Il importe en effet de ne pas confondre déchet et combustible irradié.

Présentation

Il importe de bien préciser ce que revêt le terme de « déchet » dans la filière électronucléaire. En effet les combustibles déchargés des réacteurs électrogènes ne peuvent être intégralement considérés comme des déchets puisque :

• de l'uranium est encore contenu dans ces combustibles usés en grande quantité (principalement de l'uranium 238 mais il y a aussi de l'uranium 235 et de l'uranium 236) ;
• ainsi que du plutonium formé au cours du fonctionnement du réacteur (principalement du plutonium 239 mais aussi 240 et 241), au moment du transfert en piscine du combustible il y a davantage de plutonium formé que d'uranium 235 restant.

Dans certains pays, tout ou partie des matières valorisables sont récupérées dans les usines de traitement du combustible usé. Dans ce cas, seuls les éléments non-valorisables (produits de fission et actinides mineurs) sont considérés a priori comme déchets.

En l'état actuel des techniques seule une proportion assez faible de matière valorisable est ainsi récupérée ; par exemple en France à partir de sept éléments combustibles fabriqués à partir d'uranium naturel et déchargés des centrales REP on fabrique un nouvel élément combustible de type MOX (mélange d'oxydes d'uranium (238 majoritairement) et de plutonium (239 majoritairement)

Les réacteurs à neutrons rapides de 4^e génération ou les réacteurs pilotés par accélérateur pourront rendre les noyaux énergétiquement inexploités (essentiellement les noyaux dits fertiles - comme l'uranium-238) fissiles (comme le plutonium-239) et donc exploitables. Ainsi la plus grande partie de l'uranium naturel pourra être fissionné en réacteur alors même que sans la mise en œuvre de ces réacteurs seule une proportion voisine de 1,2 à 1,3 % le serait (soit donc grossièrement une valeur un peu inférieure au double de la teneur naturelle en uranium 235).

Le facteur multiplicatif ainsi apporté par les réacteurs de 4^e génération (dits aussi réacteurs rapides), par rapport aux actuels réacteurs à eau, est de l'ordre de 30 à 50. Ce rapport est inférieur au facteur 140 correspondant à la proportion (=1/140) d'uranium 235 dans l'uranium naturel pour les trois raisons majeures suivantes :

• d'une part même sans la mise en œuvre des réacteurs de la 4^e génération une bonne quantité de plutonium formé dans les réacteurs à eau actuels peut être fissionnée comme évoqué ci-dessus (c' est ce qu'on appelle le combustible MOX = Mélange d'OXydes) ce qui permet d'atteindre les 1,2 à 1,3 % d'uranium fissionné et non pas seulement 0,7 % ;
• d'autre part le fonctionnement des réacteurs conduit à partir de l'uranium issu de la mine (238 et 238) à la formation par capture neutronique de gros atomes non commodément utilisables directement: soit donc les actinides mineurs qui dégradent un peu le bilan ;
• d'autre part le cycle du combustible avec des retraitements successifs conduit fatalement à des pertes d'uranium et/ou de plutonium qui se trouvent mélangés aux déchets destinés à la vitrification, il n'est donc pas possible d'espérer fissionner l'intégralité des atomes d'uranium extraits du minerai en l'état actuel des technologies.

Prospective à long terme

• une tendance pourrait être, dans un contexte incertain de crise économique, écologique et climatique de chercher à limiter la durée de vie des déchets. Mais ceci demande d'alors gérer une radioactivité croissante « Parce que l'on voudrait remplacer des isotopes radioactifs à vie longue, donc très peu radioactifs, par des isotopes radioactifs à vie courte, donc très radioactifs ».
• À long terme, un facteur multiplicatif, vraisemblablement encore supérieur au facteur 30 à 50 que procure la mise en œuvre des réacteurs de 4^e génération peut être espéré avec les réacteurs de 4^e génération+ (RN4+ ou 5^e génération RN5) mais dans l'état actuel des développements il ne peut être raisonnablement estimé : tout dépendra des techniques adoptées, par exemple si l'on recourt à une onde de combustion nucléaire en première étape ou, en 2^e étape, à un réacteur à sels fondus, véritable usine de retraitement itératif et d'exploitation intégrée (donc potentiellement sans pertes). La remarque fondamentale et réitérée de M. De est qu'à l'aide de ces techniques nous aurons nettement moins de soucis de combustible à moyen terme, que nous pourrons réutiliser très longtemps celui que nous avons déjà, sans en racheter d'autre, sans générer un kilogramme de déchets nucléaires supplémentaires.

À l'aide d'une usine de retraitement et exploitation de RN4+, on pourra d'ailleurs faire en sorte de ne plus produire le moindre déchet final de demi-vie supérieure à quelques siècles ou même décennies. Il est donc nécessaire que dans le cadre du traité Forum International Génération IV les experts veuillent bien continuer la réflexion sur les réacteurs du futur.

En attendant que les experts poursuivent leurs réflexions et leurs travaux, la grande majorité des déchets n'est pas valorisée et reste stockée en surface. Rappelons la période radioactive de quelques isotopes :

Périodes radioactives de quelques isotopes

isotope		période
iode	131I	8,0207 jours
krypton	85Kr	10,76 ans
tritium	3H	12,32 ans
carbone	14C	5 730 ans
plutonium	239Pu	24 110 ans
iode	129I	15,7 millions d'années
plutonium	244Pu	80,8 millions d'années
uranium	235U	703,8 millions d'années
uranium	238U	4,4688 milliards d'années
thorium	232Th	14,05 milliards d'années

Voir aussi

Bibliographie

• « L'eau et le champagne menacés par les déchets radioactifs », article de Michel Marie, L'Ecologiste n^o 19, juin-juillet-août 2006, p. 28-29
• Laure Noualhat, Déchets. Le cauchemar du nucléaire, (préface d'Hubert Reeves), Seuil, 2009 (ISBN 9782021005387)
• (en) Long-Lived Activation Products in Reactor Materials, NUREG/CR-3474, accessible en ligne
• (en) Radiological Characterization of Shut Down Nuclear Reactors for Decommissioning Purposes, AIEA1998 accessible en ligne [PDF]
• ASN, Dossier : Contrôle n^o 190 : La gestion des déchets radioactifs : avancées et perspectives,10 février 2011, à (Lire en ligne ou à télécharger

Articles connexes

• Énergie nucléaire
• Débat sur l'énergie nucléaire
• Radioactivité
• Symbole de la radioactivité
• Déchet
• Complexe nucléaire de Hanford
• Gestion des déchets nucléaires en France

Liens externes

• Déchets-radioactifs.com Site d'information sur la radioactivité, les déchets radioactifs et leur gestion.
• Agence nationale pour la gestion des déchets radioactifs.
• La France nucléaire - matières et sites site internet de Wise-Paris.
• Déchets nucléaires de la Société Française d'Énergie Nucléaire.
• Inventaire national des matières et déchets radioactifs en France, édité par l'agence nationale pour la gestion des déchets radioactifs.
• (en) Convention commune sur la sûreté des déchets nucléaires de l'AIEA.
• Étude Eurobaromètre. [PDF] sur l'attitude face aux déchets nucléaires. (Eurobaromètre).
• Site radioactivite CNRS/EDP-Sciences : Déchets radioactifs.
• Dossier de l'IRSN La gestion des déchets radioactifs.
• La gestion des déchets nucléaires, Olivier Méplan, Institut de Physique Nucléaire d’Orsay.
• Les déchets radioactifs, site Jeunes EDF.