Soutenance mémoire
La gestion des déchets nucléaires en France
Définition d’un déchet nucléaire
Toute activité humaine produit des déchets. L’utilisation des propriétés de la radioactivité dans de nombreux secteurs engendre chaque année des déchets radioactifs. Selon l’Agence Internationale de l’Energie Atomique (AIEA), est considéré comme déchet radioactif « 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 » [1]. De son côté, l’Autorité de Sûreté Nucléaire (ASN) complète cette définition en ajoutant la notion de déchets ultimes, pour lesquels aucun traitement ou retraitement n’est envisageable dans les conditions techniques et économiques du moment, notamment par extraction de leur part valorisable ou par réduction de leur caractère polluant ou dangereux [2]. De ce fait, des substances radioactives déjà utilisées telles que l’uranium pouvant être réutilisable dans l’industrie ne sont pas perçues comme des déchets mais peuvent être au contraire considérées comme des matières valorisables.
Origine des déchets nucléaires
En France, environ 2 kg de déchets radioactifs sont produits par an et par habitant. A titre indicatif, les déchets industriels représentent 2500 kg par an et par habitant et les déchets ménagers 360 kg par an et par habitant [3]. La production d’électricité est à l’origine de 62 % du volume des déchets radioactifs produits. Ces déchets sont issus des différentes étapes du cycle du combustible. Les 38 % restants proviennent des laboratoires de recherche, ainsi que des centres hospitaliers de médecine qui utilisent des radionucléides, ou encore de la production et de l’entretien de l’armement nucléaire (ainsi que des réacteurs contenus dans des sous-marins à propulsion nucléaire) [4]. Les différentes étapes du cycle du combustible sont l’extraction de l’uranium à partir de minerais, la conversion de l’uranium en hexafluorure et son enrichissement, la fabrication des combustibles destinés à alimenter les centrales de puissance EDF, le retraitement des combustibles usés et le conditionnement des déchets produits lors du retraitement. Il faut aussi prendre en compte les déchets que constitueront les centrales qui atteignent leur fin de vie et qui devront être démantelées.
Classification des déchets nucléaires
Les déchets nucléaires émettent de la radioactivité et présentent des risques pour l’homme et l’environnement. A ce titre, ils doivent être gérés de manière spécifique. Le système de classification mis en place en France par l’AIEA permet de distinguer les déchets nucléaires suivant deux paramètres [4] :
• la période radioactive des radionucléides, déterminant le temps de décroissance de la radioactivité et qui permet de définir la durée de dangerosité du déchet. On distingue les déchets à vie très courte (période inférieure à 100 jours), les déchets à vie courte (la majorité des radionucléides contenus dans le déchet ont une période inférieure ou égale à 31 ans) et les déchets à vie longue (la majorité des radionucléides présents dans le déchet ont une période supérieure à 31 ans) ;
• le niveau de radioactivité initial du déchet, c’est-à-dire l’intensité du rayonnement qu’il émet et qui conditionne l’importance des protections à utiliser : on classe les déchets en activités très faible (TFA), faible (FA), moyenne (MA) ou haute (HA).
La gestion actuelle des déchets nucléaires
La gestion de ces déchets passe par des filières adaptées à leurs caractéristiques, basées sur l’identification, le tri, le traitement, le conditionnement, le transport et l’entreposage du déchet.
– Les déchets de très faible activité (TFA) proviennent essentiellement du démantèlement des installations nucléaires et présentent une période radioactive très courte (inférieure à 100 jours). Ces déchets sont stockés sur le site de production en attendant que leur radioactivité ait diminué.
– Les déchets de faible activité (FA) renferment principalement des radionucléides émetteurs de rayonnements β et γ de période inférieure ou égale à 31 ans et des émetteurs α à vie longue d’activité ne dépassant pas 3700 Bq/g après 300 ans. Malgré leur volume important, ceux-ci ne présentent donc qu’une nuisance faible, qui devient négligeable, de l’ordre de la radioactivité naturelle, au bout de 300 ans. Ils se composent essentiellement de déchets provenant des laboratoires de recherche et des utilisateurs médicaux ou industriels de radionucléides. Ils sont actuellement stockés en site de surface au Centre de la Manche et au Centre de Soulaines dans l’Aube.
– Les déchets de moyenne activité (MA) contiennent d’importantes quantités d’émetteurs α généralement des actinides, d’activité supérieure à 3700 Bq/g et de période supérieure à 31 ans. Ils proviennent principalement des usines du cycle du combustible (structures métalliques, coques et embouts constituant la gaine du combustible nucléaire, boues provenant des opérations de traitement des effluents) ainsi que des centres de recherche du CEA, et représentent environ 3 % du total du volume des déchets radioactifs et 4 % de la radioactivité. Ces déchets sont stabilisés au sein de matrices en bitume ou à base de ciment. Comme ils contiennent certains éléments à vie longue, ces déchets ne peuvent être stockés en surface et font actuellement l’objet d’un entreposage intermédiaire et provisoire à La Hague dans l’attente de la création d’un site de stockage adapté.
– Les déchets de haute activité (HA) contiennent des radionucléides émetteurs de rayonnement α , β et γ de période supérieure à 31 ans et sont constitués des produits de fission, d’activation et des actinides mineurs issus du traitement des combustibles usés ou du combustible usé lui-même si celui-ci n’est pas retraité. Ils représentent moins de 0,2 % des déchets radioactifs mais ce sont eux qui concentrent plus de 96 % de la radioactivité. Ces éléments sont particulièrement radiotoxiques , notamment les éléments présentant une radioactivité α (transuraniens), qui sont beaucoup plus radiotoxiques que les éléments radioactif β (produits de fission).
Depuis la loi du 30 décembre 1991, appelée loi Bataille [7], complétée par la loi de 2006 sur la gestion des déchets nucléaires [8, 9], un cadre législatif a été défini pour améliorer la gestion des déchets ultimes de haute ou moyenne activité à vie longue. Ainsi, pour les actinides mineurs (éléments les plus radiotoxiques), leur séparation des autres radionucléides suivie de leur transmutation dans un parc de réacteurs nucléaires à neutrons rapides (RNR) est envisagée. Pour les autres radionucléides, leur conditionnement pour un stockage en couches géologiques profondes est la solution qui reçoit le consensus le plus large. Un laboratoire souterrain, situé à Bure (Haute-Marne), a d’ailleurs été construit par l’ANDRA afin de valider la possibilité d’un stockage réversible ou irréversible de ces déchets [10].
Les déchets de type TFA, FA-VL, FMA-VC et MA-VL, qui présentent une activité et une concentration en radionucléides plus faibles que les déchets HA, sont quant à eux conditionnés par compactage ou par incinération puis enrobés dans une matrice cimentaire de type ciment Portland [11] (liants hydrauliques) ou dans des bitumes [12] (liants organiques). Ces liants sont réputés pour leur grande facilité de mise en forme, leur stabilité dans le temps et leur bonne résistance mécanique, tout en présentant un faible coût de production.
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Table des matières
INTRODUCTION GÉNÉRALE
1. LA GESTION DES DÉCHETS NUCLÉAIRES EN FRANCE
1.1. DÉFINITION D’UN DÉCHET NUCLÉAIRE
1.2. ORIGINE DES DÉCHETS NUCLÉAIRES
1.3. CLASSIFICATION DES DÉCHETS NUCLÉAIRES
1.4. LA GESTION ACTUELLE DES DÉCHETS NUCLÉAIRES
2. LA VITRIFICATION DES DÉCHETS NUCLÉAIRES DE HAUTE ACTIVITÉ
2.1. LES DÉCHETS ULTIMES : LES SOLUTIONS DE PRODUITS DE FISSION ET ACTINIDES MINEURS
2.2. LE VERRE COMME MATRICE DE CONFINEMENT DES DÉCHETS NUCLÉAIRES DE HAUTE ACTIVITÉ
2.2.1. Avantages du verre comme matrice de confinement
2.2.2. Cahier des charges industriel requis pour la formulation d’une matrice vitreuse de conditionnement
2.2.3. Le verre nucléaire R7T7 : composition et propriétés
2.3. LE PROCÉDÉ DE VITRIFICATION FRANÇAIS
2.3.1. Historique
2.3.2. Procédé de vitrification en pot métallique chauffé par induction
2.3.3. Procédé de vitrification en creuset froid
2.3.4. Autres procédés à l’étude
3. DESCRIPTION DES ÉTAPES D’ÉLABORATION D’UN VERRE
3.1. LES MÉCANISMES RÉACTIONNELS ENTRE FRITTE DE VERRE ET CALCINAT
3.2. LES PARAMÈTRES ET PROCESSUS INFLUENÇANT L’AVANCEMENT DES RÉACTIONS
3.3. NATURE DES HÉTÉROGÉNÉITÉS DANS LES VERRES NUCLÉAIRES
4. LA PROBLÉMATIQUE DU MOLYBDÈNE DANS LES VERRES NUCLÉAIRES
4.1. COMPOSITION DE LA PHASE MOLYBDIQUE (« YELLOW PHASE »)
4.2. IMPACTS DE LA PHASE MOLYBDIQUE SUR LE VERRE ET SUR LE PROCÉDÉ DE VITRIFICATION
5. CONCLUSION – RÉSUMÉ
6. RÉFÉRENCES BIBLIOGRAPHIQUES
CONCLUSION GÉNÉRALE
