82 Le tritium dans l’environnement II a été constitué par l’AIEA (Working Group 7 – « Tritium Accidents » lancé en janvier 2009), pour approfondir la modélisation des transferts de tritium à la suite à d’un rejet atmosphérique accidentel. L’étendue des travaux relatifs à ce sujet est particulièrement vaste. Un panorama complet, même peu détaillé, nécessiterait d’écrire les équations et paramètres associés à chacun des modèles pour faire ressortir précisément les analogies et les différences en termes de conceptualisation et de valeurs numériques. Dans les paragraphes qui suivent, ne sont donc présentées que les grandes lignes des travaux précités, auxquels le lecteur pourra se reporter pour de plus amples précisions. 7 1 1 1 Modélisation des interactions au niveau du sol Divers modèles permettent de simuler les transferts du tritium dans le système sol-plante, après un rejet atmosphérique de courte durée. Dans ces modèles, les échanges entre compartiments et les échanges avec l’air qui se trouve en contact avec le sol sont exprimés le plus souvent par un système d’équations différentielles linéaires du premier ordre qui traduisent le bilan des entrées et des sorties du tritium dans le compartiment hydrique de l’horizon superficiel du sol. D’une manière générale, les entréesdans ce compartiment sont, commedans le casd’une contamination chronique, les flux associés aux dépôts sec et humide de HTO sur le sol ; les sorties sont les flux associés à la réémission d’eau tritiée à partir du sol par évaporation, à l’absorption par les racines des plantes et aux pertes par migration verticale dans les horizons sousjacents. Les modèles diffèrent par le traitement ou non d’un de chacun de ces processus et par la façon dont ceux-ci sont formalisés. Ainsi, plusieurs approches sont classiquement utilisées pour modéliser les processus des dépôts du HTO atmosphérique au sol. Une première approche utilise le concept de vitesse de dépôt, selon lequel le flux arrivant à la surface du sol est égal à la concentration de la vapeur d’eau tritiée (HTO) dans l’air multipliée par la vitesse de dépôt. Dans ce cas, le processus de réémission est modélisé séparément, généralement par une équation du premier ordre dans lequel une fraction constante (par unité de temps) du tritium présent dans l’eau du sol s’évapore. Dans une seconde approche, le flux net d’eau tritiée est supposé proportionnel, par le biais d’une vitesse d’échange, au gradient de concentration volumique de la vapeur d’eau tritiée entre un niveau de référence, situé généralement à 1 m au dessus du sol, et la surface du sol. Lorsque le sol a été exposé à un apport de tritium et se trouve de nouveau en contact avec une atmosphère dépourvue d’eau tritiée, se produit le phénomène inverse du précédent, i.e., l’évaporation du tritium, modélisée de la même façon, avec la prise en compte d’une vitesse d’échange. Un troisième type de modèles considère un dépôt net (apport - pertes) modélisé par des coefficients de transfert constants. Des modèles différents sont également utilisables pour simuler les processus de diminution de l’activité du tritium dans le sol (évaporation, absorption racinaire et migration verticale vers les horizons sous-jacents du sol). Dans certains modèles, l’évaporation est traitée dans l’équation décrivant le dépôt. Lorsqu’elle fait l’objet d’un module séparé, les modèles intègrent soit des coefficients de transfert constants, soit un taux de réémission (égal au rapport entre la quantité de HTO réémis au fil du temps par la quantité totale de HTO déposée, exprimé en général en % par unité de temps). D’autres modèles, qui font appel à des calculs complexes de bilans d’énergie pour estimer le flux de vapeur d’eau tritiée émanant du sol, requièrent la détermination d’un grand nombre de paramètres micro-météorologiques, dont des mesures de terrain délicates à réaliser. L’absorption racinaire est, soit supposée égale à la transpiration du végétal (modélisations agronomiques connues), soit décrite à l’aide de coefficients de transfert constants. Les pertes par migration verticale peuvent être décrites par l’utilisation de coefficients de transfert constants ou par des équations classiques de migration ou encore par un panachage des deux approches. Pour les cas de contamination chronique, des approches similaires (comportant de multiples variantes) sont utilisables pour estimer la concentration moyenne de tritium dans l’eau du sol à l’équilibre : • l’établissement d’un bilan du tritium dans la couche de surface du sol, en faisant la différence des entrées (processus de dépôt sec et/ou humide) et des sorties (infiltration, absorption racinaire, réémission partielle) ; • une approche semi-empirique dans laquelle on suppose que la concentration de HTO dans le sol dépend essentiellement du dépôt humide par précipitation ou bien au contraire, qu’elle est due seulement au dépôt sec ; • une approche simplifiée dans laquelle la concentration de tritium dans l’eau du sol est supposée en équilibre avec celle du tritium dans la vapeur d’eau atmosphérique ; avec cette approche, la concentration de tritium dans l’eau du sol est considérée égale à un tiers de sa concentration dans la vapeur d’eau atmosphérique. 7 1 1 2 Modélisation des transferts de tritium aux végétaux Pour les cas de contamination chronique, les activités de tritium dans les plantes sont le plus souvent estimées à l’aide de modèles basés sur l’hypothèse de l’activité spécifique 11 avec différentes variantes : • l’activité spécifique de tritium dans tout le végétal ou du pool d’eau du végétal est identique à celle du tritium dans la vapeur d’eau atmosphérique ; • l’activité spécifique du tritium de tout le végétal est égale à celle du tritium de la vapeur d’eau atmosphérique, multipliée par la proportion de matière sèche du végétal ; • l’activité spécifique du tritium du pool d’eau du végétal dépend de l’effet du sol en prenant en compte explicitement ou implicitement des activités de tritiumdans la vapeur d’eau atmosphérique et dans la solution du sol (effet de dilution du HTO atmosphérique). Dans ces modèles, l’activité du tritium dans la matière organique de la plante (OBT) est déterminée de façon empirique en multipliant la concentration en eau libre de la plante par le rapport OBT/HTO à l’équilibre (généralement le rapport est pris égal à 0,9). Pour les cas de contamination accidentelle, plusieurs modèles décrivent les échanges plante-atmosphère selon des relations de type bilan, en additionnant le flux positif ou négatif de l’eau tritiée à travers les stomates du couvert végétal et l’apport éventuel d’eau tritiée à partir de l’eau du sol. Les modèles diffèrent par la considération ou non de différents processus et par la façon dont ceux-ci sont décrits : les dépôts de HTO atmosphérique sur la végétation sont déterminés de façon analogue aux dépôts au sol en utilisant une vitesse de dépôt, un coefficient d’échange ou un dépôt net modélisé par des coefficients de transfert constants. De même, les phénomènes de réémission de tritium par évaporation à partir de la plante, l’absorption racinaire et les processus de formation et d’élimination du tritium organique dans les plantes sont, selon les modèles, traités ou non explicitement. Selon les modèles, les processus de réémission de l’eau tritiée par évaporation à partir de la plante peuvent être décrits de façon indépendante des dépôts ou des vitesses d’échange ou encore, à l’aide de coefficients de transfert constants. L’absorption racinaire est supposée égale à la transpiration foliaire ou prise en compte par des vitesses d’échanges déterminées à partir des différences d’humidité, ou encore décrite à partir de coefficients de transfert constants. Enfin, les processus de formation et d’élimination du tritium organique dans les plantes sont décrits par l’utilisation de coefficients de transfert (constants ou variables avec les conditions environnementales) ou encore par l’utilisation de courbes de croissance de la plante. 11 Hypothèse selon laquelle le rapport isotopique 3H/1H reste le même dans tout ou partie des compartiments de l’environnement.
RkJQdWJsaXNoZXIy NjQ0NzU=