© EDP Sciences 2019

1 Introduction

Le pôle de compétences “Impact radiologique et Chimique” du CEA (CEA/DAM Île-de-France) est en charge de la définition des méthodes et outils utilisés par l’ensemble des installations du CEA pour évaluer les conséquences sur la santé humaine des rejets de radionucléides ou de toxiques chimiques émis dans l’environnement.

Ainsi, depuis 2005, le CEA a développé la plate-forme CERES® (Code d’Évaluations Rapides Environnementales et Sanitaires) afin de s’assurer que l’ensemble des évaluations de l’impact sanitaire des rejets des installations du CEA soit réalisé en utilisant les mêmes méthodes et outils. Cette plate-forme, utilisée pour la gestion des situations d’urgence et pour la réalisation de la partie “calcul d’impact” des dossiers de sûreté, permet d’estimer les conséquences de rejets accidentels ainsi que des rejets autorisés des installations CEA. Environ 40 à 50 dossiers sont traités par an.

Deux modes d’utilisation de la plate-forme CERES® sont possibles (cf. Fig. 1) :

• la première, appelée “version crise” est utilisée pour évaluer les conséquences des rejets accidentels en situation d’urgence ; dans ce cas, certaines options ne sont pas accessibles afin de simplifier la définition des données nécessaires au calcul ;

• dans la seconde option, appelée “version expert”, tous les modules peuvent être utilisés et la plupart des paramètres décrivant le site peuvent être modifiés dans le calcul.

Les conséquences de plusieurs types d’émission peuvent être étudiées : rejets accidentels atmosphériques, rejets atmosphériques autorisés, à débit constant annuel et rejets autorisés en rivière.

Fig. 1 Interface de la plate-forme CERES®. User interface of CERES platform.

2 Définition du rejet

Quel que soit le module de la plate-forme CERES® radiologique utilisé, le rejet est défini, soit manuellement via l’interface utilisateur, dans laquelle une liste de plus de 700 radionucléides est disponible, soit par import de tableaux, de structure pré-définie. Dans le cas des rejets atmosphériques accidentels, le rejet peut être estimé à l’aide du module ERASTEM (Comte et al., 2004) ; il s’agit d’un modèle à compartiments, prenant en compte les transferts de matière entre les différentes composantes de l’installation (par exemple, combustible, piscine, enceinte…) en utilisant les taux de transfert, les rétentions dans les locaux, la filtration vis-à-vis des aérosols, les pièges à iode, la ventilation, tous ces paramètres pouvant varier au cours du temps. En effet, en situation accidentelle, le débit d’activité émis à l’environnement peut varier au cours du temps. Dans le calcul de dispersion, ceci est modélisé par l’intermédiaire de paliers de rejet, c’est-à-dire en définissant des intervalles de temps pendant lesquels le débit de rejet est supposé constant.

En fonctionnement normal, c’est-à-dire pour l’évaluation des conséquences des rejets autorisés, le rejet est supposé émis à débit constant pendant 1 ou plusieurs années.

Dans le cas des radionucléides émis sous forme d’aérosols, la forme physico-chimique à l’émission influence le choix de la dose par unité d’incorporation (DPUI) par inhalation. Certains radionucléides pouvant être présents sous différentes formes physico-chimiques, conduisant à des comportements différents lors du transfert atmosphérique, ont été dupliqués afin de permettre de modéliser spécifiquement leur comportement dans l’environnement. Il s’agit notamment du tritium, pouvant être présent dans les installations et émis sous forme de gaz HT ou d’eau tritiée HTO ainsi que des isotopes de l’iode ; à titre d’exemple, les isotopes de l’iode sont présents sous trois formes : aérosols (iodure de césium – CsI, par exemple), vapeur (I₂) et organique (iodure de méthyle – ICH₃).

Il est également possible de définir la granulométrie des aérosols émis par voie atmosphérique ; cette donnée va avoir une influence sur la vitesse de dépôt sec et le choix des DPUI par inhalation.

Des tests de cohérence sont réalisés avant validation de la saisie. À titre d’exemple, les gaz rares ne peuvent pas être sélectionnés pour définir les rejets par voie liquide. Par ailleurs, il n’est pas possible de saisir des masses non réalistes.

3 Calculs de dispersion

Le même modèle de dispersion dans l’environnement est utilisé pour le transfert des radionucléides et des substances chimiques.

3.1 Rejets atmosphériques accidentels

Dans le cas des rejets atmosphériques accidentels, la modélisation est calculée par défaut à l’aide du modèle à bouffées gaussiennes MITHRA (Monfort, 2011). Plusieurs jeux d’écarts-type de diffusion peuvent être utilisés, les écarts-types proposés par Doury, fonction du temps de transfert (Doury, 1981), qui est l’option par défaut, ou des écarts-types basés sur la théorie proposée par Pasquill, c’est-à-dire de Briggs (1973) ou de Turner (1964).

Suite à un rejet atmosphérique accidentel, le code MITHRA estime des activités instantanées (Bq.m⁻³) ainsi que des activités intégrées sur le temps (Bq.s.m⁻³) à différents points et instants définis par l’utilisateur. Pour modéliser les dépôts sur le sol, les phénomènes de diffusion, impact sur les poussières et obstacles présents dans l’atmosphère et sédimentation, ainsi que le lavage des bouffées par temps de pluie, sont pris en compte. La vitesse de dépôt sec est indépendante de la distance par rapport à l’émission ; elle dépend de la nature des radionucléides (aérosols ou vapeurs). Le dépôt par temps de pluie, qui se produit par lessivage de l’atmosphère par la pluie sur toute la hauteur du panache, dépend du taux de lavage du panache, fonction de l’intensité de la pluie. Ces résultats permettent d’estimer les coefficients d’appauvrissement et le dépôt associé pour les aérosols et les vapeurs. Pour les aérosols, une valeur de 5,10⁻³ m.s⁻¹ est proposée par défaut (Sehmel, 1980) mais est modifiable dans le calcul. Si cela est justifié, lorsque la taille des aérosols émis dans l’environnement est connue, la vitesse de dépôt par temps sec peut être calculée par la méthode de Florin (Renoux & Boulaud, 1998).

Dans le code MITHRA, pour évaluer la dispersion atmosphérique du tritium un module spécifique est utilisé ; il prend en compte la transformation du gaz HT en eau tritiée HTO Belot et al. (1996). Par temps sec, HTO peut être absorbé à la surface du sol ; sa vitesse de dépôt sec dépend de l’état de surface du sol et des conditions climatiques ; selon Belot et al. (1996), la valeur de V_d est comprise entre 10⁻³ et 10⁻² m.s⁻¹. La valeur de 3,10⁻³ m.s⁻¹ a été retenue. Par temps de pluie, comme la vapeur d’eau tritiée présente une forte similitude avec l’eau légère et est facilement captée par les gouttes de pluie, elle est facilement entraînée par la pluie. L’activité de l’eau de pluie en tritium est calculée comme présenté dans les travaux de Chamberlain (Chamberlain & Eggleton, 1964). Ces facteurs permettent d’évaluer les coefficients d’appauvrissement en tritium du panache ainsi que la concentration en eau tritiée dans le sol. Du fait de sa mobilité (infiltration, évaporation, absorption par les racines), l’eau tritiée ne reste pas dans le sol au-delà de la première année.

La décroissance radioactive est calculée à l’aide des équations de Bateman (1910).

Si la température du rejet est importante, par exemple en cas d’incendie de forte ampleur, il est possible d’estimer la surélévation du panache, à l’aide des formules de Briggs (Briggs, 1975) ou Holland (Brummage, 1968). La hauteur effective ainsi calculée est ensuite utilisée comme hauteur de rejet.

Dans le cas d’un rejet long au cours duquel les conditions météorologiques ne sont pas connues avec précision, il est possible d’utiliser un facteur de battement de vent. En effet, si le rejet dure longtemps, les conditions météorologiques, notamment la direction du vent ne sont pas constantes pendant le transfert. Le facteur de battement de vent intègre les fluctuations de direction du vent pendant le rejet, en augmentant la largeur du panache, conduisant à une diminution les activités dans l’axe du vent. Si les conditions météorologiques sont connues avec précision (rejet en cours ou prévisions disponibles), il est possible de définir des intervalles de temps pendant lesquels les données météorologiques (vitesse et direction du vent, stabilité atmosphérique et pluie) sont supposées constantes (cf. Fig. 2).

En situation d’urgence, les données météorologiques sont, soit des observations provenant de la station météorologique située sur le site ou à proximité dans le cas des rejets “en cours”, c’est-à-dire des calculs en mode “diagnostic”, soit des prévisions météorologiques, lorsque les calculs ont pour objectif de vérifier la nécessité de mise en œuvre de mesures de protection des populations avant que le rejet ne se produise. Ces prévisions proviennent de Météo France ou du système MEDICIS, développé au CEA (Achim, 2010).

Dans la “version crise”, les calculs sont systématiquement réalisés sur une grille de points, permettant de les présenter sous forme de courbes isovaleurs sur des fonds de carte.

Fig. 2 Définition des données météorologiques en situation accidentelle. Definition of meteorological data in accidental situation.

3.2 Rejets atmosphériques continus – Autorisation de rejet

Dans le cas des rejets atmosphériques émis en situation normale (rejets autorisés, prévus dans le référentiel de l’installation ou pour argumenter un dossier de demande d’autorisation), les calculs de dispersion sont réalisés avec le code GASCON (Monfort & Duchenne, 2012), basé sur le même principe que le code MITHRA.

Les données météorologiques sont déduites des observations réalisées sur le site ou à proximité pendant une ou plusieurs années.

La variabilité des conditions météorologiques au cours de l’année est prise en compte en associant une probabilité d’occurrence à chaque triplet (vitesse de vent, stabilité atmosphérique et présence de pluie). Pour cela, les observations sont réparties dans 18 secteurs dont la largeur est 20°, entre diffusion normale sans pluie (en rose sur la Fig. 3), diffusion faible sans pluie (en bleu) et diffusion normale avec pluie (en jaune). Le secteur “Nord” correspond aux vents compris entre 350 et 10°.

Les calculs de dispersion sont réalisés pour toutes les conditions météorologiques représentatives du site. Les résultats obtenus en chaque point sont pondérés par la fréquence d’occurrence de la condition dans le secteur étudié. Le code GASCON fournit des activités moyennes dans l’air (Bq.m⁻³) et des flux de dépôts (Bq.m⁻².s⁻¹) en différents points définis par l’utilisateur et sur une grille de calcul. Les activités et flux de dépôts sont les mêmes dans un secteur angulaire donné, la valeur fournie étant la valeur maximale correspondant à l’axe du secteur.

Fig. 3 Exemple de rose des vents (météorologie en fonctionnement normal). Wind rose example (meteorological data used for authorized releases).

3.3 Rejets liquides continus – Autorisation de rejet

Dans le cas des rejets liquides supposés émis à débit continu en rivière, les calculs de dispersion sont réalisés à l’aide du code ABRICOT (Guétat, 2004). Ce modèle suppose une dilution homogène immédiate instantanée il calcule les activités volumiques pour un point situé en zone de “bon mélange”, c’est-à-dire situé à une distance telle de l’émissaire pour que l’activité puisse être considérée comme homogène. ABRICOT permet de prendre en compte le fait que l’eau utilisée comme eau de boisson, eau d’irrigation ou comme lieu de pêche a transité par un étang et a subi de la décroissance radioactive pendant le transfert. Des coefficients prenant en compte les phénomènes d’adsorption sur les matières en suspension, la sédimentation dans le milieu liquide et la dilution peuvent être utilisés dans les calculs. Ces coefficients dépendent des radionucléides étudiés et du site d’intérêt.

4 Impact radiologique sur la population

Les évaluations d’impact sont menées pour des groupes de population dont les caractéristiques sont définies par l’utilisateur. Dans le cas des rejets atmosphériques, les groupes sont créés à partir des points de calcul auxquels des résultats de dispersion sont disponibles. Dans le cas des rejets liquides, le calcul se fait pour un groupe qui utilise de l’eau provenant de la zone de “bon mélange”.

En cas de rejet atmosphérique accidentel, de façon conservative, la population est supposée exposée en permanence par l’irradiation par le panache et par inhalation, mais il est possible de prendre en compte un taux de présence sur les dépôts pour les évaluations d’impact à long terme.

Les habitudes alimentaires utilisées dans les calculs correspondent à la part d’alimentation d’origine locale, pouvant être impactée par les rejets des installations ; elles dépendent du site et de la classe d’âge. Dans un même groupe, la répartition des temps de présence ou des origines de consommation est la même quelle que soit la classe d’âge. Les données caractéristiques du site (cultures, rations alimentaires, nature du sol…) sont proposées par défaut et peuvent être modifiées pour le calcul.

Les conséquences estimées, exprimées en terme de dose efficace et en dose à la thyroïde en situation accidentelle si de l’iode est présent, prennent en compte différentes voies d’exposition.

En cas de rejet atmosphérique, les voies d’exposition de la population sont :

• l’immersion dans le panache, qui conduit à une exposition externe par irradiation et à exposition interne par inhalation ;

• la présence sur le dépôt, qui conduit à une exposition externe par irradiation ;

• l’ingestion de végétaux cultivés, dans lesquels l’activité résulte des dépôts sur le végétal et, dans une moindre mesure, des transferts racinaires à partir des dépôts sur le sol ;

• l’ingestion de produits provenant d’animaux d’élevage ayant consommé des végétaux contaminés.

Le tritium suit un modèle spécifique et les voies d’exposition sont les suivantes :

• l’immersion dans le panache, qui conduit à une exposition interne par inhalation et par passage transcutané, égale à 50 % de la dose par inhalation de l’eau tritiée (Belot et al., 1996) ;

• l’ingestion de végétaux, dans lesquels l’activité ajoutée résulte des transferts internes à la plante suite aux échanges par les feuilles ou suite au dépôt sur le sol ;

• l’ingestion de produits provenant d’animaux ayant consommé des végétaux contaminés.

En cas de rejet liquide, les voies d’exposition de la population sont :

• la consommation d’eau de boisson provenant de la rivière ;

• l’ingestion de poissons ;

• l’ingestion de végétaux contaminés, soit par irrigation, soit après transfert par le sol ;

• l’ingestion de produits provenant d’animaux ayant consommé des végétaux contaminés ;

• la présence sur les dépôts présents sur les sols irrigués, qui conduit à une irradiation externe ;

• l’inhalation de particules remises en suspension à partir des dépôts apportés par irrigation.

Les résultats sont disponibles sous forme de tableaux et de graphiques, présentant par exemple la contribution des isotopes à la dose (cf. Fig. 4).

Dans les sorties, les hypothèses et paramètres sont rappelés. Dans le cas des rejets atmosphériques accidentels, dans le tableau de synthèse présentant les résultats, un code de couleur indique si les niveaux d’intervention en situation radiologique définis dans Code de la santé publique (cf. Tab. 1) sont atteints, en prenant en compte l’irradiation par le panache, l’inhalation et l’irradiation par les dépôts, intégrée sur 48 heures au plus.

Pour l’évaluation de la dose due à l’irradiation par le panache, estimée uniquement dans le cas des rejets atmosphériques, les coefficients de dose sont issus du rapport Federal Guidance 12 (Eckerman & Ryman, 1983). Les coefficients de dose pour estimer l’irradiation par les dépôts proviennent de cette même référence.

La dose par inhalation est évaluée en supposant que la population est à l’extérieur sans protection pendant le passage du panache. Les coefficients de dose interne efficace par inhalation proviennent de l’arrêté du 1^er septembre 2003 (JORF, 2003) pour des aérosols de diamètre 1 μm. Les coefficients de dose à la thyroïde ou les coefficients de dose efficace pour d’autres diamètres de particules proviennent des publications 71 ou 72 (ICRP, 1995a, 1995b) de la CIPR.

En situation accidentelle ainsi que suite à des rejets liquides, les rejets sont supposés se produire alors que la population est active, à l’extérieur des habitations. Les débits respiratoires utilisés, issus de la publication 66 de la CIPR (ICRP, 1994), correspondent à une activité physique modérée. Pour l’évaluation des conséquences des rejets atmosphériques émis en fonctionnement normal, les débits respiratoires horaires provenant également de la publication 66 de la CIPR, ont été calculés à partir du volume d’air inhalé quotidiennement, en fonction des différentes activités physiques ; ils sont plus faibles qu’en situation accidentelle. Les valeurs proposées sont modifiables pour le calcul dans la version expert.

Pour évaluer les doses par ingestion, les calculs effectués font intervenir les mécanismes de transfert des radionucléides de l’atmosphère ou de l’eau d’irrigation aux végétaux puis aux animaux et la consommation de produits d’origine locale.

Le transfert d’activité aux végétaux s’effectue, soit par captation des aérosols ou de l’eau d’irrigation par le végétal, soit par voie racinaire à partir des dépôts. L’activité présente dans les organes consommés se déduit du flux de dépôt vers le sol en considérant les rapports de captation (fraction interceptée par la partie aérienne du végétal), le temps de croissance des végétaux, le rendement de culture et des facteurs de transfert interne au végétal (“facteurs de translocation”). Le transfert de l’activité depuis les dépôts sur le sol dans les végétaux dépend des facteurs d’élimination des dépôts (lixiviation, exportation), fonction des caractéristiques du sol (densité, profondeur racinaire, composition), des durées de croissance et des facteurs de transfert vers les végétaux.

Dans le cas du tritium, la concentration de l’eau tritiée dans les végétaux est calculée conformément aux travaux de Belot et al. (1996). Elle résulte d’un bilan entre les entrées et les sorties dans le compartiment foliaire, en tenant compte de l’incorporation de tritium dans le végétal à travers les feuilles et par le sol. L’activité en tritium d’un végétal est contenue dans son eau et dans sa matière organique. La production de matière est supposée continue quel que soit le type de végétal et dépend essentiellement de facteurs climatiques. L’activité en tritium de la matière est en relation avec l’activité de l’eau de la plante. Il existe une différence entre le tritium facilement échangeable et se mettant en équilibre avec l’eau tritiée à laquelle le végétal est exposé, et le tritium en position non échangeable et intimement lié à la matière organique (tritium organiquement lié ou TOL). Comme le tritium ne reste pas dans le sol, il ne conduit pas à une dose par ingestion au-delà de la première année.

Pour les animaux d’élevage, l’incorporation de l’activité rejetée s’effectue essentiellement par ingestion de végétaux. Dans le cas du tritium, on détermine l’activité massique moyenne des végétaux consommés par les animaux, puis on évalue le transfert du tritium depuis les végétaux vers les produits animaux. Pour évaluer la part de TOL dans les produits animaux, le taux de matière sèche du produit animal est pondéré par un coefficient représentatif du fractionnement du tritium par rapport à l’hydrogène lors de son incorporation à la matière organique et du rapport des masses molaires de l’eau et des protéines et lipides.

En situation accidentelle, la dose par ingestion est intégrée sur la vie entière, c’est-à-dire 50 ans pour les adultes et 70 ans pour les enfants. En situation de fonctionnement normal, on évalue des doses annuelles, prenant en compte la durée de fonctionnement prévue de l’installation, intégrant ainsi l’accumulation des dépôts dans l’environnement.

Fig. 4 Contribution des isotopes à la dose efficace. Radionuclide contribution to effective dose.

5 Base de données

CERES utilise des bases de données contenant les caractéristiques des radionucléides (périodes, coefficients de dose, facteurs de transfert dans la chaine alimentaire) et des toxiques chimiques. Des bases de données contiennent les caractéristiques des sites (coordonnées des émissaires, données météorologiques, débit du milieu récepteur).

Tous les résultats de calcul sont stockés dans des bases de données ; les résultats de dispersion peuvent être visualisés sur des fonds de carte (cf. Fig. 5).

Fig. 5 Exemple de carte isovaleurs – Dose efficace intégrée sur 1 an – accident hypothétique sur un réacteur. Example of isovalue results. One year integrated effective dose – hypothetical accident of reactor.

6 Validation de l’application

Les résultats de dispersion obtenus avec les écarts-types de Doury sont validés par comparaison avec des expériences de traçage atmosphérique. Les résultats de dispersion atmosphérique et de conséquences hors ingestion fournis par le code MITHRA ont été comparés par exemple avec ceux fournis par le code KrX de l’IRSN (Monfort, 2017).

7 Conclusion

En développant la plate-forme CERES®, le CEA dispose de ses propres moyens pour évaluer l’impact des rejets de ses installations sur la population riveraine de ses sites. Cette plate-forme étant utilisée en situation d’urgence ou pour la rédaction de la partie “calcul d’impact” des dossiers réglementaires, c’est-à-dire le plus souvent avant les rejets réels, les données d’entrée nécessaires doivent être limitées et cet outil doit être simple et robuste. Les résultats obtenus sont conservatifs afin d’être confiant dans la pertinence de l’impact évalué sur la population. Cette plate-forme est un outil et l’expertise humaine reste nécessaire dans son utilisation.

Une version permet d’évaluer les conséquences de rejets de toxiques chimiques sur la population. La possibilité d’intégrer des réactions chimiques d’intérêt, comme la transformation de l’hexafluorure d’uranium (UF₆) en acide fluorhydrique (HF), va être étudiée.

Cette plate-forme va être enrichie par des modèles plus complexes, pouvant prendre en compte l’influence de la topographie si besoin.

Références

Liste des tableaux

Liste des figures

	Fig. 1 Interface de la plate-forme CERES®. User interface of CERES platform.
Dans le texte

	Fig. 2 Définition des données météorologiques en situation accidentelle. Definition of meteorological data in accidental situation.
Dans le texte

	Fig. 3 Exemple de rose des vents (météorologie en fonctionnement normal). Wind rose example (meteorological data used for authorized releases).
Dans le texte

	Fig. 4 Contribution des isotopes à la dose efficace. Radionuclide contribution to effective dose.
Dans le texte

	Fig. 5 Exemple de carte isovaleurs – Dose efficace intégrée sur 1 an – accident hypothétique sur un réacteur. Example of isovalue results. One year integrated effective dose – hypothetical accident of reactor.
Dans le texte