STRATEGIC ENVIRONMENTAL ASSESSMENT

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STRATEGIC ENVIRONMENTAL ASSESSMENT
(SEA) POUR LE PLAN DÉCHETS DE L’ONDRAF
RAPPORT PRINCIPAL
Maître de l’ouvrage:
ONDRAF
Numéro du document:
5249-506-073
Version:
06
Date:
4/06/2010
INFORMATION SUR LE DOCUMENT
Titre
Strategic Environmental Assessment (SEA) pour le Plan Déchets de l’ONDRAF
Sous-titre
Rapport principal
Titre abrégé
SEA Plan Déchets ONDRAF
Maître de l’ouvrage
ONDRAF
Numéro du document
5249-506-073
HISTOIRE DU DOCUMENT (LA RANGÉE SUPÉRIEURE EST LA VERSION ACTUELLE)
Version
Date
Remarques
06
4/06/2010
Version définitive – figures modifiées
05
2/06/2010
Version définitive
04
18/04/2010
Version intermédiaire
03
24/02/2010
Partie générale et annexes B et D adaptés aux commentaires de l’ONDRAF
Traduit par le bureau de traduction et revisé
02
24/02/2010
01
8/02/2010
Partie générale traduit par le bureau de traduction et revisé
RESPONSABILITE DU DOCUMENT
Date
Auteur(s)
Nele Aerts, Michèle Bauwens, Iris Catteeuw, Michiel Dockx, Elisabeth
Kuijken, Chris Neuteleers, Jo Rega, Hildegarde Vandenhove, Erna Van
Echelpoel, Katelijne Verhaegen, Wouter Verheyen, Johan Versieren,
Ewald Wauters
4/06/2010
Date
Screener(s)
Koen Couderé
4/06/2010
INFORMATION SUR LE FICHIER
Nom du fichier
C:\DOCUMENTS AND SETTINGS\EKU\MY DOCUMENTS\PROJECTEN\80-5249 SEA
AFVALPLAN NIRAS\506 - SEA\VERTALINGEN\FRANS\5249-506-073-05 SEA PLAN
DÉCHETS.DOCX
Date de réalisation
20/05/2010
Dernière mémorisation
07/06/2010
Date d’impression
07/06/2010
TABLE DES MATIÈRES
0
Préface................................................................................................................................. xvii
1.
Contexte du SEA ..................................................................................................................... 1
2.
1.1
Mission de l’ONDRAF et base juridique du Plan Déchets.................................................... 1
1.2
Pourquoi un Strategic Environmental Assessment (SEA) pour le Plan Déchets ?............. 2
1.3
Procédure ....................................................................................................................... 2
Contenu et objectifs du Plan Déchets .................................................................................... 5
2.1
Pour quelles catégories de déchets radioactifs le Plan Déchets est-il d’application ?........ 5
2.2
Quels principes sont appliqués par l’ONDRAF pour la gestion des déchets
radioactifs ?..................................................................................................................... 8
2.3
Les quatre dimensions de la gestion des déchets radioactifs à long terme ..................... 10
2.4
Contenu du Plan Déchets.............................................................................................. 12
3.
Liens avec la législation, la réglementation et la politique existante et avec les
objectifs de protection de l’environnement ......................................................................... 15
4.
Lien avec d’autres plans et programmes ............................................................................. 29
5.
Méthodologie......................................................................................................................... 31
5.1
5.2
5.3
6.
Le cadre d’examen ........................................................................................................ 31
5.1.1
Une large vision sur les incidences à considérer comme pertinentes............... 31
5.1.2
Différents cadre d’examen et options de gestion pour le court et le long
terme.............................................................................................................. 31
Le processus ................................................................................................................. 33
5.2.1
Le SEA, première étape d’un processus d’évaluation des incidences sur
l’environnement .............................................................................................. 33
5.2.2
Une consultation sociétale proactive à l’initiative de l’ONDRAF .......................... 35
La marche à suivre ........................................................................................................ 36
5.3.1
Impacts radiologiques pour une évaluation des incidences au niveau
stratégique ..................................................................................................... 36
5.3.2
Pas de délimitation territoriale ......................................................................... 37
5.3.3
Conditions de mise en œuvre des options de gestion étudiées ....................... 39
5.3.4
Robustesse .................................................................................................... 39
5.3.5
Evaluation des options de gestion sur la base de critères évidents.................. 41
5.3.6
Une large base de connaissances internationale et des analogies comme
base de l’évaluation ........................................................................................ 41
5.3.7
Importance des incidences cumulatives .......................................................... 42
5.3.8
Incidences transfrontières ............................................................................... 43
Situation existante ................................................................................................................ 45
| 5249-506-073
i
6.1
Géologie ....................................................................................................................... 45
6.1.1
6.1.2
Le socle paléozoïque ...................................................................................... 46
6.1.1.1
Les roches cambro-ordo-siluriennes ................................................ 46
6.1.1.2
Les roches dévono-carbonifères ...................................................... 48
Les couches de couverture ............................................................................. 48
6.2
Paysage ........................................................................................................................ 50
6.3
Utilisation des sols et végétation.................................................................................... 53
6.4
Qualité des sols............................................................................................................. 57
6.5
Eau ............................................................................................................................... 59
6.6
Air ................................................................................................................................. 61
6.7
Bruit .............................................................................................................................. 61
6.8
Santé ............................................................................................................................ 63
6.8.1
6.9
Considérations et définitions en guise d’introduction ....................................... 63
6.8.1.1
Le concept de santé ........................................................................ 63
6.8.1.2
Approche globale, acteurs et récepteurs .......................................... 64
6.8.1.3
La notion d’exposition ...................................................................... 64
6.8.1.4
La notion de nuisance ...................................................................... 65
6.8.1.5
Incidences sur la santé .................................................................... 67
6.8.1.6
La notion de risque .......................................................................... 68
6.8.2
Les récepteurs................................................................................................ 69
6.8.3
Les acteurs..................................................................................................... 69
6.8.3.1
Exposition actuelle aux facteurs de risques environnementaux
classiques les plus pertinents........................................................... 69
6.8.3.2
Exposition actuelle au rayonnement ionisant .................................... 73
Aspects socio-organisationnels ..................................................................................... 76
6.9.1
Superficie et population .................................................................................. 76
6.9.2
Utilisation des sols .......................................................................................... 78
6.9.3
Réseau de transport ....................................................................................... 79
6.10 Sécurité et safeguards................................................................................................... 82
7.
5249-506-073
Sécurité .......................................................................................................... 82
6.10.2
Safeguards ..................................................................................................... 84
Options de gestion étudiées dans le SEA et raisons pour leur sélection .......................... 87
7.1
ii
6.10.1
Options de gestion qui ne sont pas étudiées en détail dans le SEA................................ 87
7.1.1
L’immersion en mer ........................................................................................ 87
7.1.2
L’évacuation dans les fonds marins ................................................................ 87
7.1.3
L’évacuation dans l’espace ............................................................................. 88
7.1.4
L’évacuation dans une calotte glaciaire........................................................... 88
7.1.5
L’évacuation dans une zone de subduction océanique .................................... 88
7.1.6
Le dépôt en surface ........................................................................................ 89
| SEA Plan Déchets ONDRAF
7.2
7.1.7
L’évacuation par injection directe .................................................................... 89
7.1.8
L’évacuation par fusion de la formation hôte ................................................... 89
Options de gestion qui sont étudiées en détail dans le SEA ........................................... 90
7.2.1
7.2.2
7.2.3
7.3
8.
9.
Options de gestion à vocation définitive .......................................................... 90
7.2.1.1
Gestion active.................................................................................. 91
7.2.1.2
Gestion passive ............................................................................... 94
Options de gestion non définitives ................................................................ 110
7.2.2.1
Entreposage de longue durée, dans la perspective du choix
ultérieur d’une option de gestion à vocation définitive ..................... 111
7.2.2.2
Entreposage dans l’attente de l’application industrielle de
technologies nucléaires avancées.................................................. 113
L’option du statu quo .................................................................................... 123
Choix stratégiques concernant la gestion à long terme dans d’autres pays .................. 127
Aperçu des aspects evalués............................................................................................... 129
8.1
Court terme ................................................................................................................. 129
8.2
Long terme.................................................................................................................. 130
Description et évaluation des incidences .......................................................................... 133
9.1
Impact sur la nature..................................................................................................... 133
9.1.1
9.1.2
9.1.3
9.2
Incidences physiques ................................................................................... 133
9.1.1.1
Méthodologie ................................................................................. 133
9.1.1.2
Description des incidences pour le court terme .............................. 136
9.1.1.3
Evaluation des incidences pour le court terme ............................... 141
9.1.1.4
Description et évaluation des incidences pour le long terme ........... 143
Incidences radiologiques .............................................................................. 143
9.1.2.1
Méthodologie ................................................................................. 143
9.1.2.2
9.1.2.3
9.1.2.4
Description des incidences pour le long terme ............................... 150
9.1.2.5
Evaluation des incidences pour le long terme................................. 152
Incidences de composés chimiques toxiques dans les déchets radioactifs
et dans les barrières ouvragées .................................................................... 153
9.1.3.1
Méthodologie ................................................................................. 154
9.1.3.2
9.1.3.3
9.1.3.4
9.1.3.5
Impact sur le paysage, le patrimoine architectural et l’archéologie ............................... 156
9.2.1
Introduction .................................................................................................. 156
9.2.2
Méthodologie pour le court terme.................................................................. 158
9.2.3
Description des incidences pour le court terme ............................................. 159
9.2.4
Evaluation des incidences pour le court terme .............................................. 160
| 5249-506-073
iii
9.3
9.2.5
Méthodologie pour le long terme................................................................... 162
9.2.6
Description des incidences pour le long terme .............................................. 162
9.2.7
Evaluation des incidences pour le long terme ............................................... 165
Impact sur les ressources naturelles............................................................................ 165
9.3.1
9.3.2
9.4
9.4.2
9.4.3
9.4.4
iv
5249-506-073
9.3.1.1
Introduction.................................................................................... 165
9.3.1.2
Méthodologie pour le court terme ................................................... 167
9.3.1.3
9.3.1.4
9.3.1.5
Méthodologie pour le long terme .................................................... 177
9.3.1.6
9.3.1.7
Eau .............................................................................................................. 182
9.3.2.1
Introduction.................................................................................... 182
9.3.2.2
Méthodologie pour le court terme ................................................... 184
9.3.2.3
9.3.2.4
9.3.2.5
Méthodologie pour le long terme .................................................... 191
9.3.2.6
9.3.2.7
Impact sur la santé humaine........................................................................................ 192
9.4.1
9.5
Sol................................................................................................................ 165
Air ................................................................................................................ 192
9.4.1.1
Méthodologie ................................................................................. 192
9.4.1.2
Description des incidences ............................................................ 194
9.4.1.3
Evaluation des incidences.............................................................. 205
Bruit ............................................................................................................. 206
9.4.2.1
Méthodologie ................................................................................. 206
9.4.2.2
Description des incidences ............................................................ 211
9.4.2.3
Evaluation des incidences.............................................................. 220
9.4.3.1
Méthodologie ................................................................................. 223
9.4.3.2
9.4.3.3
9.4.3.4
9.4.3.5
Intégration des incidences sur la santé humaine ........................................... 238
9.4.4.1
Méthodologie ................................................................................. 238
9.4.4.2
9.4.4.3
9.4.4.4
9.4.4.5
Aspects sociétaux ....................................................................................................... 246
9.5.1
9.5.2
9.5.3
9.6
9.5.1.1
Délimitation du domaine ................................................................ 246
9.5.1.2
Incidences éventuellement significatives ........................................ 247
Description des incidences ........................................................................... 248
9.5.2.1
Incidences qui sont équivalents quelle que soit l’option de
gestion........................................................................................... 248
9.5.2.2
Entreposage perpétuel................................................................... 250
9.5.2.3
Dépôt géologique .......................................................................... 250
9.5.2.4
Mise en forages profonds............................................................... 252
9.5.2.5
9.5.2.6
9.5.2.7
Option du statu quo ....................................................................... 254
Evaluation des incidences ............................................................................ 255
Aspects financiers et économiques.............................................................................. 258
9.6.1
9.6.2
9.6.3
9.7
Méthodologie................................................................................................ 246
Méthodologie................................................................................................ 258
9.6.1.1
Délimitation de l’estimation des coûts............................................. 259
9.6.1.2
Facteurs qui influencent l’estimation des coûts............................... 259
9.6.1.3
Incertitude de l’estimation des coûts............................................... 260
9.6.1.4
Couverture des coûts et financement ............................................. 260
Description des aspects financiers et économiques ...................................... 262
9.6.2.1
9.6.2.2
9.6.2.3
9.6.2.4
9.6.2.5
9.6.2.6
Evaluation des aspects financiers et économiques........................................ 265
Aspects éthiques ......................................................................................................... 267
9.7.1
9.7.2
9.7.3
Méthodologie................................................................................................ 267
9.7.1.1
Introduction.................................................................................... 267
9.7.1.2
Délimitation de la dimension éthique .............................................. 267
9.7.1.3
Principes et valeurs éthiques pour l’évaluation des options de
gestion........................................................................................... 271
Les principes éthiques de l’AEN de l’OCDE .................................................. 277
9.7.2.1
Principes éthiques ......................................................................... 277
9.7.2.2
Fondement éthique de l’option de gestion à sélectionner ............... 278
9.7.2.3
La vision de l’AEN concernant la récupérabilité .............................. 278
Les principes éthiques de l’AIEA ................................................................... 280
9.7.3.1
Les principes de sûreté de l’AIEA................................................... 280
9.7.3.2
Equité intra- et intergénérationnelle par la participation publique .... 281
| 5249-506-073
v
9.7.3.3
9.7.4
9.7.5
9.8
Description des aspects éthiques.................................................................. 282
9.7.4.1
Aspects éthiques qui sont comparables pour toutes les options
de gestion ...................................................................................... 283
9.7.4.2
9.7.4.3
9.7.4.4
9.7.4.5
9.7.4.6
9.7.4.7
Evaluation des aspects éthiques ................................................................... 290
Sécurité et safeguards................................................................................................. 293
9.8.1
Méthodologie................................................................................................ 293
9.8.2
Hypothèses .................................................................................................. 294
9.8.3
Description pour le court terme ..................................................................... 294
9.8.3.1
Transport et post-conditionnement ................................................. 294
9.8.3.2
9.8.3.3
9.8.3.4
9.8.3.5
9.8.3.6
9.8.3.7
9.8.4
Evaluation pour le court terme ...................................................................... 302
9.8.5
Description pour le long terme ...................................................................... 303
9.8.6
10.
La vision de l’AIEA concernant la récupérabilité ............................. 281
9.8.5.1
Gestion active................................................................................ 303
9.8.5.2
Gestion passive ............................................................................. 303
Evaluation pour le long terme ....................................................................... 304
Robustesse des options de gestion ................................................................................... 307
10.1 Description de la robustesse pour le court terme ......................................................... 307
10.1.1
Entreposage perpétuel ................................................................................. 308
10.1.2
Dépôt géologique ......................................................................................... 308
10.1.3
Mise en forages profonds ............................................................................. 309
10.1.4
Entreposage de longue durée, dans la perspective du choix ultérieur
d’une option à vocation définitive .................................................................. 310
10.1.5
Entreposage dans l’attente de l’application industrielle de technologies
nucléaires avancées ..................................................................................... 312
10.1.6
L’option du statu quo .................................................................................... 312
10.2 Evaluation de la robustesse pour le court terme........................................................... 314
vi
5249-506-073
10.3 Robustesse pour le court terme et incidences non radiologiques ................................. 319
10.4 Description de la robustesse pour le long terme........................................................... 319
10.4.1
Gestion active............................................................................................... 320
10.4.2
Gestion passive ............................................................................................ 321
10.5 Evaluation de la robustesse pour le long terme............................................................ 325
10.6 Robustesse pour le long terme et incidences non radiologiques .................................. 328
11.
Proposition de mesures d’atténuation ............................................................................... 329
11.1 Nature ......................................................................................................................... 329
11.2 Paysage, patrimoine architectural et archéologie ......................................................... 331
11.3 Ressources naturelles ................................................................................................. 331
11.3.1
Sol................................................................................................................ 331
11.3.2
Eau .............................................................................................................. 331
11.4 Santé humaine ............................................................................................................ 332
11.4.1
Air ................................................................................................................ 332
11.4.2
Bruit ............................................................................................................. 333
11.4.3
11.5 Aspects sociétaux ....................................................................................................... 334
11.6 Sécurité et safeguards................................................................................................. 336
12.
Proposition de mesures de suivi ........................................................................................ 339
12.1 Nature ......................................................................................................................... 339
12.3.1
Sol................................................................................................................ 340
12.3.2
Eau .............................................................................................................. 340
12.4 Santé humaine ............................................................................................................ 340
12.4.1
Air ................................................................................................................ 340
12.4.2
Bruit ............................................................................................................. 340
12.4.3
13.
Lacunes dans les connaissances ...................................................................................... 343
13.1 Généralités.................................................................................................................. 343
13.2 Nature ......................................................................................................................... 343
13.5 Santé humaine ............................................................................................................ 345
| 5249-506-073
vii
13.5.1
Air ................................................................................................................ 345
13.5.2
Bruit ............................................................................................................. 345
13.5.3
14.
Conclusion .......................................................................................................................... 347
Références ................................................................................................................................... 351
Annexe A
Réponses aux questions et préoccupations issues de la consultation
sociétale .................................................................................................................... A-1
Annexe B
Choix stratégiques concernant la gestion de déchets de haute activité et/ou
de longue durée de vie dans d’autres pays ............................................................. B-1
B.1
Introduction ................................................................................................................. B-1
B.2
Aperçu des choix stratégiques pour la gestion des déchets de haute activité et/ou
de longue durée de vie ................................................................................................ B-2
B.3
Canada ....................................................................................................................... B-3
B.4
B.5
B.6
B.7
B.8
B.9
B.3.1
Situation ....................................................................................................... B-3
B.3.2
Processus décisionnel .................................................................................. B-4
Allemagne ................................................................................................................... B-8
B.4.1
Situation ....................................................................................................... B-8
B.4.2
Processus décisionnel .................................................................................. B-8
Finlande .................................................................................................................... B-10
B.5.1
Situation ..................................................................................................... B-10
B.5.2
Processus décisionnel ................................................................................ B-10
France ...................................................................................................................... B-11
B.6.1
Situation ..................................................................................................... B-11
B.6.2
Japon ........................................................................................................................ B-14
B.7.1
Situation ..................................................................................................... B-14
B.7.2
Pays-Bas .................................................................................................................. B-15
B.8.1
Situation ..................................................................................................... B-15
B.8.2
Espagne .................................................................................................................... B-17
B.9.1
Situation ..................................................................................................... B-17
B.9.2
B.10 Etats-Unis ................................................................................................................. B-19
B.10.1
viii
5249-506-073
Situation ..................................................................................................... B-19
B.10.2
B.11 Royaume-Uni ............................................................................................................ B-21
B.11.1
Situation ..................................................................................................... B-21
B.11.2
B.12 Suède ....................................................................................................................... B-26
B.12.1
Situation ..................................................................................................... B-26
B.12.2
B.13 Suisse ....................................................................................................................... B-31
B.13.1
Situation ..................................................................................................... B-31
B.13.2
B.14 Résumé du processus décisionnel dans les pays examinés ...................................... B-33
Annexe C
Robustesse sociétale ................................................................................................ C-1
C.1
Introduction ................................................................................................................. C-1
C.2
Conceptualisation de la robustesse sociétale............................................................... C-1
C.2.1
Conceptualisation de la robustesse sociétale en général............................... C-2
C.2.2
Conceptualisation de la robustesse sociétale dans le cadre de la gestion
des déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie........................... C-2
C.2.3
La robustesse sociétale rendue opérationnelle dans le cadre du SEA
pour le Plan Déchets de l’ONDRAF ................................................................. C-3
C.2.4
C.3
C.4
C.2.3.1
Flexibilité
.................................................................................. C-4
C.2.3.2
Autonomie .................................................................................. C-7
C.2.3.3
Sûreté
.................................................................................. C-8
La robustesse sociétale en tant que concept pluridimensionnel ..................... C-8
Description de développements sociétaux ................................................................. C-10
C.3.1
Développements scientifiques, innovants et technologiques ....................... C-10
C.3.2
Développements naturels ........................................................................... C-11
C.3.3
Développements spatiaux........................................................................... C-11
C.3.4
Développements socioculturels .................................................................. C-12
C.3.5
Développements politico-institutionnels....................................................... C-12
C.3.6
Développements macro-économiques ........................................................ C-12
C.3.7
Développements démographiques.............................................................. C-13
Visions de l’avenir ..................................................................................................... C-13
C.4.1
Structure des visions de l’avenir.................................................................. C-13
C.4.2
Court terme : l’année 2100 ......................................................................... C-14
C.4.3
C.4.2.1
Scénario 1 : BAU (Business As Usual) ......................................... C-15
C.4.2.2
Scénario 2 : chaos sociétal .......................................................... C-16
C.4.2.3
Scénario 3 : dictature ................................................................... C-17
Long terme : l’année 3000 .......................................................................... C-17
C.4.3.1
Scénario 1 : un nouveau visage pour le globe .............................. C-18
| 5249-506-073
ix
x
C.4.3.2
Scénario 2 : back to basics .......................................................... C-19
C.4.3.3
Scénario 3 : l’homme – version 3.0 .............................................. C-19
C.5
Confrontation de la robustesse sociétale aux visions de l’avenir ................................ C-20
C.6
Conclusions .............................................................................................................. C-30
C.7
Notions clé ................................................................................................................ C-30
Annexe D
Etude des possibilités de solution partagée pour la gestion des déchets de
haute activité et/ou de longue durée de vie ............................................................. D-1
D.1
Introduction ................................................................................................................. D-1
D.2
Le concept de gestion partagée................................................................................... D-2
D.3
Aperçu historique de l’étude d’un dépôt partagé .......................................................... D-3
D.4
Résultats de SAPIERR I et SAPIERR II ....................................................................... D-4
5249-506-073
D.4.1
Avantages et désavantages du dépôt partagé .............................................. D-5
D.4.2
Aspects liés à la sûreté et à la sécurité ......................................................... D-6
D.4.3
Base juridique et responsabilité juridique et financière .................................. D-6
D.4.4
Aspects économiques................................................................................... D-7
D.4.5
Aspects publics et politiques ......................................................................... D-7
D.4.6
Stratégie et plans ultérieurs .......................................................................... D-8
D.5
Vision de l’AIEA........................................................................................................... D-9
D.6
Vision de la Commission européenne ........................................................................ D-10
D.7
Vision de l’EDRAM .................................................................................................... D-10
LISTE DES FIGURES
Figure 1 :
Procédure SEA fédérale .................................................................................................. 3
Figure 2 :
Classification schématique des déchets radioactifs conditionnés ..................................... 6
Figure 3:
Les quatre dimensions de la gestion à long terme des déchets radioactifs ..................... 11
Figure 4 :
Différence entre les options de gestion à étudier pour le court et le long terme .............. 33
Figure 5 :
Approche par étapes pour l’évaluation des incidences sur l’environnement d’une
option pour la gestion à long terme des déchets des catégories B et C .......................... 34
Figure 6 :
Carte géologique de la Belgique .................................................................................... 45
Figure 7 :
Phases de l'histoire géologique de la Belgique .............................................................. 46
Figure 8 :
Le socle paléozoïque (roches cambro-ordo-siluriennes et roches dévonocarbonifères) en Belgique .............................................................................................. 47
Figure 9 :
Présence de dépôts permiens-jurassiques en Belgique – pré-Crétacé ........................... 49
Figure 10 : Carte géologique simplifiée de la Belgique .................................................................... 50
Figure 11 : Coupe du sous-sol belge du nord au sud ....................................................................... 52
Figure 12 : Les régions agricoles de la Belgique.............................................................................. 55
Figure 13 : Carte de l’utilisation des sols pour la Flandre ................................................................. 56
Figure 14 : Carte de l’utilisation des sols pour la Wallonie ............................................................... 56
Figure 15 : Sols pollués en Flandre (2006) ...................................................................................... 57
Figure 16 : Pollution d’anciens sites industriels en Wallonie (2008).................................................. 58
Figure 17 : Imperméabilisation du sol en Flandre (2006) ................................................................. 59
Figure 18 : Le bruit comme source de nuisance .............................................................................. 62
Figure 19 : Nuisances sonores rapportées pour différentes sources de nuisances........................... 63
Figure 20 : Densité de population par commune (1er janvier 2008) ................................................. 78
Figure 21 : Le réseau routier belge.................................................................................................. 80
Figure 22 : Les voies d’eau belges .................................................................................................. 81
Figure 23 : Le réseau ferroviaire belge ............................................................................................ 82
Figure 24:
Illustration de l'évolution dans le temps, dans les grandes lignes, pour l'option de
gestion « entreposage perpétuel » en Belgique ............................................................. 92
Figure 25 : Présentation schématique de l'entreposage perpétuel ................................................... 93
| 5249-506-073
xi
Figure 26 : L’architecture de référence pour le dépôt géologique de déchets vitrifiés ....................... 95
Figure 27 : Concept de référence pour le monolithe pour les déchets de catégorie B ...................... 95
Figure 28 : Concept de référence pour le super-conteneur pour les déchets de catégorie C ............ 96
Figure 29 : Concept de référence pour le scellement d’une galérie de dépôt à charge complète ...... 96
Figure 30 : Concept de référence pour la fermeture d’une installation de dépôt ............................... 97
Figure 31 : Illustration de l’évolution dans le temps, dans les grandes lignes, de l’option de
gestion « dépôt géologique » en Belgique, sur la base de l’hypothèse d’un dépôt
dans une formation argileuse peu indurée ..................................................................... 98
Figure 32 : L’extension de l’Argile de Boom dans le sous-sol belge ............................................... 102
Figure 33 : L’extension des Argiles Yprésiennes dans le sous-sol belge ........................................ 103
Figure 34 : Illustration de l’utilisation de l’espace d’une installation de dépôt géologique à la
surface ..................................................................................................................... 105
Figure 35 : Mise en forages profonds ............................................................................................ 106
Figure 36 : Illustration de l'évaluation dans le temps, dans les grandes lignes, de l'option de
gestion « mise en forages profonds » en Belgique ....................................................... 107
Figure 37 : Ecoulement des eaux souterraines à grande profondeur ............................................. 109
Figure 38 : Présentation schématique de l'entreposage de longue durée....................................... 111
Figure 39 : Illustration de l’évolution de la radiotoxicité du combustible irradié ............................... 116
Figure 40 : Illustration de l'évolution du dégagement thermique du combustible irradié .................. 118
Figure 41 : Cycle du combustible avancé avec réacteurs à eau légère (LWR) et ADS ................... 121
Figure 42 : Cycle du combustible avancé avec réacteurs rapides .................................................. 121
Figure 43 : Présentation schématique de l'option du statu quo ...................................................... 124
Figure 44 : Illustration de l’évolution dans le temps, dans les grandes lignes, de l’option du
statu quo ..................................................................................................................... 125
Figure 45 : Bâtiment B136 (Dessel) pour l'entreposage de déchets des catégories B et C ............. 126
Figure 46 : Objectif, aspects et sous-aspects pris en considération lors de l’analyse des
incidences à court terme ............................................................................................. 129
Figure 47 : Objectif, aspects et sous-aspects pris en considération lors de l’analyse des
incidences à long terme............................................................................................... 131
Figure 48 : Eclairage céleste artificiel (1998-2000) en pourcentage de l’éclairage céleste
naturel ..................................................................................................................... 140
Figure 49 : Sensibilité des organismes au rayonnement ................................................................ 144
xii
5249-506-073
Figure 50 : Facteurs du paysage ................................................................................................... 158
Figure 51 : Evolution du déplacement vertical au-dessus d’un dépôt géologique dans l'Argile
de Boom (pour des déchets radioactifs vitrifiés dans un super-conteneur après une
période de refroidissement de 50 ans et pour une distance de galerie de 50 m)........... 163
Figure 52 : Le dolmen de Wéris .................................................................................................... 164
Figure 53 : Carte d’association des sols de la Belgique ................................................................. 166
Figure 54 : Températures maximales autour du dépôt de déchets vitrifiés ..................................... 180
Figure 55 : Evolution du dégagement thermique pour les cycles du combustible considérés.......... 182
Figure 56 : Les incidences du bruit sur la santé humaine............................................................... 207
Figure 57 : Diminution du niveau de pression acoustique avec l’augmentation de la distance ........ 212
Figure 58 : Dose effective annuelle dans différentes situations et limites de dose annuelles
pour les activités et les interventions, comme elles sont définies dans la Publication
60 de la CIPR (202)..................................................................................................... 224
Figure 59 : Itinéraires d’exposition de l’homme à l’impact radiologique de flux qui peuvent
parvenir dans l’environnement ..................................................................................... 225
Figure 60 : Comparaison des doses calculées pour le dépôt géologique de déchets radioactifs
en Belgique (SAFIR 2), en Finlande (RNT-2008), en France (DOSSIER 2005), en
Allemagne (ENDLAGERUNG), en Suède (SR-CAN) et en Suisse (NAGRA) ................ 231
Figure 61 : Flux de radiotoxicité provenant de la formation hôte d’un dépôt géologique dans
une argile peu indurée. La « reference value » correspond au flux provenant des
engrais appliqués annuellement sur les sols agricoles flamands. ................................. 232
Figure 62 : Evolution de la radiotoxicité pour les cycles du combustible décrits ci-dessus .............. 234
Figure 63 : Evolution de la dose totale calculée pour le cycle du combustible A1 dans le cas
d'un dépôt géologique dans l'argile .............................................................................. 235
Figure 64 : Evolution de la dose totale calculée pour les cycles du combustible considérés
dans le cas d'un dépot géologique dans l'argile ........................................................... 236
Figure 65 : Lien entre interventions et impacts sociétaux .............................................................. 246
Figure 66 : Aperçu des théories éthiques les plus importantes ...................................................... 269
Figure 67 : Présentation schématique de la récupérabilité pendant les différentes phases d'un
dépôt geologique......................................................................................................... 280
Figure 68 : Robustesse et incidences sur l'environnement............................................................. C-4
Figure 69 : La robustesse sociétale comme concept pluridimensionnel ......................................... C-9
Figure 70 : Scénarios pour le court terme .................................................................................... C-15
Figure 71 : Scénarios pour le long terme ..................................................................................... C-18
| 5249-506-073
xiii
Figure 72 : Options pour une gestion partagée de déchets de haute activité et/ou de longue
durée de vie ................................................................................................................ D-3
Figure 73 : Aperçu schématique des programmes de travail de SAPIERR I................................... D-5
LISTE DES TABLEAUX
Tableau 1 : Coordonnées de l'ONDRAF ............................................................................................... 1
Tableau 2 : Aperçu de la réglementation concernant la protection contre les rayonnements
ionisants ....................................................................................................................... 16
Tableau 3 : Aperçu de la réglementation qui contribue à la réalisation des objectifs
environnementaux ......................................................................................................... 18
Tableau 4 : Inventaire indicatif en tenant compte d’une extension à 50 ans de l’exploitation de
Doel 1 et 2 et Tihange 1 ................................................................................................ 29
Tableau 5 : Caractéristiques des environnements-types................................................................... 38
Tableau 6 : Radiotoxicité et toxicité chimique d’un certain nombre d’éléments.................................. 68
Tableau 7 : Années de vie perdues en Flandre en raison de facteurs environnementaux ................. 73
Tableau 8 : Contribution en % par dose effective en Sv pour des incidences stochastiques sur
la santé pour des doses faibles et des débits de dose faibles, quelle que soit la
source ....................................................................................................................... 75
Tableau 9 : Population belge ........................................................................................................... 77
Tableau 10 :Utilisation des sols (en km2)........................................................................................... 79
Tableau 11 :Estimations de l’empreinte d’une installation de dépôt géologique (en km 2) ................. 104
Tableau 12 :Thèmes des incidences sur l’environnement découlant de la Loi du 13 février 2006
et aspects (partiels) étudiés dans ce SEA .................................................................... 130
Tableau 13 :Cadre de comparaison pour l’évaluation des incidences sur la faune et la flore pour
le court terme .............................................................................................................. 135
Tableau 14 :Tableau de scores pour les incidences sur la faune et la flora pour le court terme........ 136
Tableau 15 :Evaluation des incidences physiques sur la faune et la flore pour le court terme .......... 142
Tableau 16 :Cadre de signification pour les incidences radiologiques sur la faune et la flore ........... 146
Tableau 17 :Cadre de signification pour l’impact chimique sur la faune et la flore ............................ 155
Tableau 18 :Tableau de scores pour les incidences sur le paysage, le patrimoine architectural
et l’archéologie pour le court terme .............................................................................. 159
Tableau 19 :Evaluation des incidences sur le paysage, le patrimoine architectural et
l’archéologie pour le court terme.................................................................................. 161
Tableau 20 :Evaluation des incidences sur le paysage, le patrimoine architectural et
l’archéologie pour le long terme ................................................................................... 165
xiv
5249-506-073
Tableau 21 :Cadre de comparaison pour les incidences sur le sol pour le court terme..................... 169
Tableau 22 :Tableau de scores pour la perturbation physique du sol............................................... 171
Tableau 23 :Tableau de scores pour la pollution du sol ................................................................... 171
Tableau 24 :Tableau de scores pour les terrassements .................................................................. 172
Tableau 25 :Estimation de la perturbation du sol et de l’emprise par option de gestion (en ha) ........ 174
Tableau 26 :Estimation du terrassement par option de gestion (en m3) ........................................... 176
Tableau 27 :Evaluation des incidences sur le sol pour le court terme .............................................. 177
Tableau 28 :Cadre de comparaison pour les incidences thermiques sur le sol ................................ 178
Tableau 29 :Tableau de scores pour les incidences thermiques sur le sol ....................................... 178
Tableau 30 :Evaluation des incidences sur le sol pour le long terme ............................................... 182
Tableau 31 :Cadre de comparaison pour les incidences sur le système hydrologique pour le
court terme.................................................................................................................. 184
Tableau 32 :Tableau de scores pour l’incidence sur le niveau et les écoulements des eaux
souterraines ................................................................................................................ 185
Tableau 33 :Tableau de scores de l’impact sur la formation d'un contact hydraulique entre
aquifères ..................................................................................................................... 186
Tableau 34 :Tableau de scores pour le dessèchement et l’impact sur l’évacuation de crue à
cause d’une imperméabilisation croissante .................................................................. 187
Tableau 35 :Evaluation des incidences sur le système hydrologique pour le court terme ................. 190
Tableau 36 :Evaluation des incidences sur le système hydrologique pour le long terme .................. 192
Tableau 37 :Tableau de scores pour les incidences sur l’air ............................................................ 193
Tableau 38 :Estimation des quantités et du nombre de transports par option de gestion ................. 197
Tableau 39 :Evaluation des incidences sur l’air pour le court terme ................................................. 206
Tableau 40 :Cadre de signification pour les incidences sur le bruit .................................................. 209
Tableau 41 :Tableau de scores pour les incidences sur le bruit ....................................................... 209
Tableau 42 :Nombre maximum admissible de mouvements de transport par heure sur les
itinéraires d’amenée et d’évacuation en fonction de la zone traversée (VLAREM II,
annexe 2.2.1) et de la distance jusqu’à l’itinéraire d’amenée et d’évacuation ............... 213
Tableau 43 :Evaluation des incidences sur le bruit pour le court terme ............................................ 221
Tableau 44 :Evaluation des incidences radiologiques sur l’homme pour le court terme.................... 229
Tableau 45 :Evaluation des incidences radiologiques sur l'homme pour le long terme ..................... 237
| 5249-506-073
xv
Tableau 46 :Critères pour les incidences radiologiques sur la santé humaine.................................. 239
Tableau 47 :Tableau de scores pour les incidences radiologiques sur la santé humaine ................. 240
Tableau 48 :Evaluation des incidences radiologiques sur la santé humaine pour le court terme ...... 243
Tableau 49 :Evaluation des incidences radiologiques sur la santé humaine pour le long terme ....... 245
Tableau 50 :Evaluation des aspects sociétaux ................................................................................ 256
Tableau 51 :Evaluation des aspects financiers et économiques ...................................................... 266
Tableau 52 :Description de la récupérabilité dans les différentes phases d'un dépôt géologique ..... 279
Tableau 53 :Evaluation des aspects éthiques ................................................................................. 291
Tableau 54 :Evaluation de l’aspect sécurité et safeguards pour le court terme ................................ 303
Tableau 55 :Evaluation des aspects sécurité et safeguards pour le long terme ............................... 305
Tableau 56 :Evaluation de la robustesse pour le court terme........................................................... 315
Tableau 57 :Evaluation de la robustesse pour le long terme............................................................ 326
Tableau 58 :Questions et préoccupations de la consultation sociétale et référence aux éléments
de réponse .................................................................................................................. A-2
Tableau 59 :Aperçu des choix politiques concernant la gestion des déchets de haute activité
et/ou de longue durée de vie dans des pays européens ayant un programme
nucléaire actif ainsi qu’aux Etats-Unis, au Canada et au Japon.................................... B-3
Tableau 60 :Aperçu du processus décisionnel dans onze pays représentatifs ............................... B-34
Tableau 61 :Evaluation de la robustesse sociétale pour le court terme .......................................... C-22
Tableau 62 :Evaluation de la robustesse sociétale pour le long terme ........................................... C-27
xvi
5249-506-073
0
PRÉFACE
Le présent document constitue le Strategic Environmental Assessment (SEA) pour le Plan
Déchets de l’ONDRAF et propose une option de gestion à long terme pour les déchets de
haute activité et/ou de longue durée de vie en Belgique.
Selon la Loi du 13 février 2006, le Plan Déchets doit faire l’objet d’une etude d’incidences sur
l’environnement. Le SEA décrit et évalue les incidences du Plan Déchets sur
l’environnement dans un sens large et donne par conséqent une réponse à cette obligation.
Aide à la lecture
Le chapitre 1 détaille les raisons pour lesquelles le SEA a été rédigé et donne les
informations sur la procédure à suivre.
Le chapitre 2 décrit les objectifs et le contenu du Plan Déchets et explique à quels déchets
radioactifs il s’applique.
Le chapitre 3 reprend une liste de législation et de réglementation pertinentes relatives à la
protection contre les rayonnements ionisants et à la réalisation d’objectifs
environnementaux.
Le chapitre 4 évoque l’influence possible d’autres plans et programmes sur le Plan Déchets.
La gestion à long terme des déchets radioactifs est un sujet atypique pour une étude
d’incidences sur l’environnement. Le chapitre 5 décrit les particularités méthodologiques qui
en découlent.
Le chapitre 6 donne un aperçu de la situation existante, qui sert de base pour la description
et l’évaluation des incidences sur l’environnement.
Le chapitre 7 décrit les différentes options de gestion possibles pour les déchets de haute
activité et/ou de longue durée de vie.
Le chapitre 8 donne un aperçu des aspects qui sont pris en compte dans l’évaluation et
décrit leur lien avec l’objectif central d’une protection durable.
Le chapitre 9 décrit et évalue les incidences des différentes options de gestion. Cela
concerne les incidences sur l’environnement selon la Loi du 13 février 2006, mais également
les aspects sociétaux, économiques et éthiques et l’aspect sécurité et safeguards.
Le chapitre 10 contient une évaluation de la robustesse des options de gestion, c.-à-d. dans
quelles mesures celles-ci peuvent résister à des changements à court et à long terme.
Le chapitre 11 propose des mesures d’atténuation qui peuvent limiter les incidences
négatives sur l’environnement.
Le chapitre 12 traite des mesures de suivi.
Le chapitre 13 donne un aperçu des lacunes dans les connaissances qui influencent
l’évaluation des incidences.
Le chapitre 14, enfin, tire les conclusions du SEA.
0 Préface
xvii
Après une liste étendue de références suivent quelques annexes.
L’Annexe A donne les réponses à un certain nombre de questions et de préoccupations qui
ont été formulées lors de la consultation sociétale au printemps 2009.
L’Annexe B donne un aperçu des choix stratégiques d’autres pays concernant la gestion à
long terme des déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie.
L’Annexe C élabore le concept de robustesse sociétale et évalue la robustesse sociétale
des différentes options de gestion à l’aide de quelques visions de l’avenir pour le court et le
long terme.
L’Annexe D étudie la possibilité d’une gestion partagée (c.-à-d. multinationale) de déchets
radioactifs.
Enfin, un résumé non technique de ce SEA, destiné au large public, est disponible comme
document séparé.
Note
Les versions originales du SEA ainsi que du résumé non technique ont été écrites en
néerlandais. Ces documents sont disponibles en néerlandais, en français et en allemand.
xviii
5249-506-073
1.
CONTEXTE DU SEA
1.1
Mission de l’ONDRAF et base juridique du Plan Déchets
L’ONDRAF est l’Organisme National des Déchets Radioactifs et des matières Fissiles
enrichies et est l'initiateur du Plan Déchets. Les coordonnées de l’ONDRAF sont résumées
dans le Tableau 1.
Tableau 1 :
Coordonnées de l'ONDRAF
Nom
Organisme National des Déchets Radioactifs et des matières Fissiles
enrichies (ONDRAF)
Personne
de contact
Philippe Lalieux, Directeur Gestion à long terme
Adresse
Avenue des Arts, 14, B-1210 Bruxelles
Téléphone
+32 (0)2 212 10 82
Courriel
[email protected]
Fax
+32 (0)2 218 51 65
Sites Web
http://www.nirond.be et http://www.ondraf-plandechets.be
L’ONDRAF a été constitué en 1980 ; son fonctionnement est réglementé par l’Arrêté Royal du
30 mars 1981 (Moniteur belge 05/05/1981) « relatif à la fixation des missions et des
modalités de fonctionnement de l’ONDRAF », modifié et complété par divers arrêtés royaux.
La tâche essentielle de l’ONDRAF est la gestion à court, à moyen et à long terme des déchets
radioactifs et des matières fissiles enrichies excédentaires en Belgique.
Le fonctionnement de l’ONDRAF est régi par la législation, la réglementation, les traités et les
accords nationaux et supranationaux, qui sont énumérés de manière non limitative dans le
chapitre 4 du Projet de Plan Déchets.
L’ONDRAF est légalement tenu d’avoir un programme général de gestion à long terme des
déchets radioactifs qu’il prend en charge (article 2, § 3, 1. c de l’Arrêté Royal du 30 mars
1981) (1). L’ONDRAF a également été chargé en 2004 par sa tutelle, notamment, de préparer
et d’engager le dialogue sociétal à tous les niveaux et d’évaluer toutes les stratégies
possibles en matière de gestion à long terme des déchets des catégories B et C en vue de
permettre de décider de la solution de gestion à mettre en œuvre (2).
C’est pourquoi l’ONDRAF a pris l’initiative de rassembler dans un seul document, qu’il appelle
Plan Déchets (3) tous les éléments nécessaires pour permettre au gouvernement fédéral de
prendre en connaissance de cause une décision de principe en matière de gestion à long
terme des déchets des catégories B et C. Une telle décision de principe n’est pas une
décision de mise en œuvre immédiate d’une solution spécifique sur un site donné, mais bien
la première étape d’un processus décisionnel progressif et flexible. Elle revêt un caractère
conditionnel. Elle doit en effet être confirmée par différentes décisions successives au cours
du processus décisionnel, confirmant qu’elle peut être mise en œuvre d’une façon qui
répond aux impératifs de sûreté, de faisabilité et d’acceptabilité sociétale.
1 Contexte du SEA
1
1.2
Pourquoi un Strategic Environmental Assessment (SEA) pour le Plan
Déchets ?
Dans le champ d’application de la Loi du 13 février 2006 (4), on indique qu’une évaluation
des incidences sur l’environnement incluant une participation du public est exigée pour « le
programme général de gestion à long terme des déchets radioactifs prévu à l'article 2, § 3,
de l'Arrêté Royal du 30 mars 1981 déterminant les missions et fixant les modalités de
fonctionnement de l'organisme public de gestion des déchets radioactifs et des matières
fissiles, avec ses modifications » (article 6 §1, premier point).
Le Plan Déchets de l’ONDRAF (et en particulier le Projet de Plan Déchets), qui décrit le
programme général pour la gestion à long terme des déchets radioactifs, doit par
conséquent faire l'objet d'une étude des incidences sur l’environnement au niveau des plans
et des programmes.
Dans le présent document, cette étude des incidences sur l’environnement sera nommée,
comme mentionné précédemment « Strategic Environmental Assessment » (SEA,
appellation internationale), étant donné la nature stratégique du Projet de Plan Déchets.
La directive européenne 2001/42/CE (5), transposée en droit belge par la Loi du 13 février
2006 souligne l’importance de l’étude des incidences sur l’environnement et de la
participation publique (voir par. 1.3) pour les plans et programmes lorsqu’elle affirme que «
l’évaluation environnementale … (est) un outil important d'intégration des considérations en
matière d'environnement dans l'élaboration (…) de certains plans (…), parce qu'elle assure
que ces incidences de la mise en œuvre (…) sont prises en compte durant l'élaboration (...)
de ces derniers ».
Le SEA prend en considération les incidences du Projet de Plan Déchets sur
l’environnement. Le Plan Déchets de l’ONDRAF sera ensuite adapté et complété sur la base
des observations du SEA avant d’être soumis au Gouvernement.
Le SEA veille à une intégration des considérations environnementales, comme demandé par
la directive européenne, en procédant à une évaluation des incidences sur l’environnement,
au sens large du terme, des différentes options considérées par l’ONDRAF pour la gestion à
long terme des déchets radioactifs des catégories B et C.
1.3
Procédure
Le Projet de Plan Déchets et le Strategic Environmental Assessment (SEA) correspondant
sont en interaction mutuelle et suivent donc un processus intégré.
Dans une première phase, un document provisoire dénommé « Plan Déchets en
développement » (6) a été rédigé. Ce document a été mis à la disposition du public, à
l’occasion des consultations sociétales organisées par l’ONDRAF de manière proactive au
printemps 2009, afin de connaître les préoccupations et les questions du public concernant
la gestion à long terme des déchets de catégorie B et C avant la consultation officielle (voir
paragraphe 5.2.2). Les résultats de la consultation sociétale ont été pris en compte lors de la
rédaction du présent Projet de Répertoire et du Projet de Plan Déchets qui sont soumis au
Comité d'Avis.
Après réception de l’avis du Comité sur le Projet de Répertoire (début 2010), le SEA a été
rédigé. Le SEA et le Projet de Plan Déchets feront l’objet d’une consultation officielle, telle
que prévue par la Loi du 13 février 2006, Chapitre V, à partir de mi 2010. A cette occasion,
2
5249-506-073
l’ONDRAF demandera l’avis de la population en général, du Comité d’Avis, du Conseil Fédéral
pour le Développement Durable, des Gouvernements des Régions et de toutes les autres
instances que l’ONDRAF juge appropriées (comme l’Agence Fédérale de Contrôle Nucléaire,
l’AFCN).
Le Projet de Plan Déchets sera alors adapté et affiné sur la base de ces avis et des
enseignements et aspects importants dégagés du SEA. Le Plan Déchets définitif et le SEA
seront alors soumis au Gouvernement à l’automne 2010.
La procédure fédérale d’un SEA est illustrée à la figure ci-dessous.
Figure 1 :
Procédure SEA fédérale
1 Contexte du SEA
3
4
5249-506-073
2.
CONTENU ET OBJECTIFS DU PLAN DÉCHETS
2.1
Pour quelles catégories de déchets radioactifs le Plan Déchets est-il
d’application ?
Les déchets radioactifs proviennent de divers secteurs. Près de 80 % en volume proviennent
d’entreprises qui sont impliquées dans la production d’électricité à partir de l’énergie
nucléaire : en premier lieu, les centrales nucléaires1, mais aussi les usines de fabrication de
combustible nucléaire, les installations de traitement et de conditionnement de déchets, ainsi
que des organismes de recherche. Des substances radioactives sont également utilisées en
médecine, notamment pour les diagnostics. Dans l’industrie alimentaire, certains aliments
sont irradiés pour être stérilisés. Une autre application industrielle est la radiographie de
soudures pour la détection de défauts. Enfin, le démantèlement d’installations nucléaires qui
ne sont plus utilisées entraîne la production de déchets radioactifs (7), (8).
Dans son inventaire des déchets radioactifs, l’ONDRAF tient compte des déchets générés
pendant le fonctionnement et le démantèlement des installations nucléaires existantes
(centrales nucléaires commerciales, réacteurs de recherche, usines pour la production de
combustible nucléaire, installations de traitement et de conditionnement, installations pour la
production d’isotopes, …), ainsi que des déchets provenant d’applications médicales,
industrielles et de recherche, et ceci tant pour les activités historiques que pour les activités
actuelles et à venir.
Pour les déchets radioactifs conditionnés (c’est-à-dire les déchets qui sont immobilisés, par
exemple dans du ciment, du verre ou du bitume), on opère une distinction entre les
catégories A, B et C. La distinction est faite selon l’activité et la demi-vie. L’activité est liée au
risque de dégâts à la santé par les rayonnements radioactifs. La demi-vie d’un radionucléide
est le temps nécessaire pour que la moitié des noyaux radioactifs présents se désintègrent.
Les déchets de la catégorie A comprennent les déchets conditionnés de faible et de
moyenne activité et de courte durée de vie (demi-vie de l’ordre de 30 ans) et ne seront pas
traités plus en détail ici. En 1998, le Gouvernement a opté pour une solution de gestion
définitive, mais flexible et réversible. En 2006, il a été décidé que cette solution aura la forme
d’un dépôt en surface sur le territoire de la commune de Dessel. Actuellement, l’ONDRAF
élabore davantage cette solution dans le cadre d’un projet intégré, où le support sociétal
local et l’apport de valeur ajoutée sont indissociablement liés à la solution technique.
Les déchets de la catégorie B comprennent les déchets conditionnés de faible et de
moyenne activité, contaminés par des émetteurs alpha de longue durée de vie (demi-vie de
plus de 30 ans) dans des concentrations qui sont trop élevées pour qu’ils soient classés
dans la catégorie A, mais qui émettent trop peu de chaleur pour faire partie de la catégorie
C.
Les déchets de la catégorie C comprennent les déchets conditionnés de haute activité qui
contiennent des quantités importantes d’émetteurs bêta et gamma de courte et longue durée
de vie, de même que des quantités importantes d’émetteurs alpha de longue durée de vie
1
Sept centrales nucléaires commerciales: Doel 1 (412 MWe, 1974), Doel 2 (454 MWe, 1975), Doel 3 (1056
MWe, 1982), Doel 4 (1041 MWe, 1985), Tihange 1 (1009 MWe, 1975), Tihange 2 (1055 MWe, 1983), Tihange
3 (1065 MWe, 1985).
2 Contenu et objectifs du Plan Déchets
5
(demi-vie de plus de 30 ans). En raison de leur haute activité, ces déchets émettent
beaucoup de chaleur.
Figure 2 :
Faible activité
Moyenne activité
Haute activité
Le classement des déchets radioactifs conditionnés en 3 catégories est illustré
schématiquement par la Figure 2.
Courte durée de vie
A
A
C
Longue durée de vie
B
B
C
Classification schématique des déchets radioactifs conditionnés
Pour les déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie (c’est-à-dire les déchets des
categories B et C), une protection est nécessaire pendant des centaines de milliers d’années
pour protéger l’homme et l’environnement. C’est pourquoi ces deux catégories seront
examinées ensemble lors de la recherche d’un système de gestion à long terme. Ceci est en
conformité avec les recommandations internationales.
En Belgique, la gestion à long terme des déchets des catégories B et C est actuellement
encore au stade de la recherche avancée et du développement; le Gouvernement n’a pas
encore pris de décision concernant la manière dont la gestion à long terme doit s’effectuer.
Dans l’attente de celle-ci, les déchets en question sont entreposés de manière sûre.
Volumes
Conformément à la Loi du 31 janvier 2003 sur la sortie progressive de l’énergie nucléaire (9)
et à la Résolution de la Chambre du 22 décembre 1993 concernant le retraitement (10), les
volumes de déchets des catégories A, B et C sont estimés à l’aide des données disponibles
à ce jour, en fonction d’une exploitation pendant 40 ans des 7 réacteurs commerciaux et
tenant compte de l’application ou non d’un retraitement du combustible irradié (11), (12).
Une levée éventuelle du moratoire sur le retraitement du combustible irradié a un impact
important sur la gestion à long terme des déchets de la catégorie C, étant donné que ceci
modifie considérablement son volume.
Déchets de catégorie A : 69.900 m³
Déchets de catégorie B :
Avec retraitement : 11.100 m³
Sans retraitement : 10.430 m³
Déchets de catégorie C :
Avec retraitement : 600 m³
Sans retraitement : 4.500 m³
6
5249-506-073
L’impact sur les quantités de déchets de l’implementation éventuelle de la décision récente
visant à maintenir les plus anciens réacteurs (Doel 1 et 2 et Tihange 1) en exploitation
pendant 10 années supplémentaires, est davantage expliqué au chapitre 4, qui traite de
l’influence d’autres plans et programmes pertinents sur le Projet de Plan Déchets.
Combustible irradié et déchets ultimes
Pour produire de l’électricité pendant 40 ans, les réacteurs nucléaires belges existants vont
irradier environ 5400 tonnes de combustible nucléaire. Le maintien en activité des trois plus
vieux réacteurs dix ans de plus qu’initialement prévu est envisagé.
Avant l’entrée en vigueur en 1993 du moratoire sur le retraitement (10) en Belgique,
COGEMA (maintenant AREVA NC) avait déjà retraité à La Hague 672 tonnes de
combustible irradié dans les centrales nucléaires belges. Ce retraitement a conduit à la
récupération d’environ 6,3 tonnes de plutonium. Ce plutonium a été essentiellement utilisé
pour produire 66 tHM (tons of heavy metal, tonnes de métal lourd) de combustible MOX (un
mélange d’oxydes d’uranium et de plutonium), qui fut irradié dans les réacteurs belges (Doel
3 et Tihange 2) également. Une partie du plutonium de retraitement a été utilisé pour le
projet européen sur les réacteurs rapides (12).
Le retraitement de 632 tonnes de combustible irradié a généré 387 fûts de déchets vitrifiés
de haute activité et 528 fûts de déchets compactés. Ces derniers comprennent
principalement des coques et embouts compactés et des éléments de structure des
assemblages de combustible ainsi qu’une petite quantité de déchets technologiques
provenant de l’installation de retraitement. Quelques dizaines de fûts de déchets vitrifiés de
moyenne activité ont aussi été produits et vont être renvoyés de France. Pour le moment,
les 387 fûts de déchets vitrifiés de haute activité sont entreposés dans le bâtiment 136 de
Belgoprocess à Dessel. Les 528 fûts de déchets compactés seront également entreposés
dans le même bâtiment.
Dans le scénario qu’aucun retraitement n’aura plus lieu dans l’avenir, et si les centrales
nucléaires belges produisent de l’électricité pendant 40 ans, les quantités suivantes seront
générées :
528 fûts de 180 litres de déchets compactés provenant du retraitement (catégorie
B)
62 fûts de 180 litres de déchets vitrifiés de moyenne activité provenant du
retraitement (catégorie B)
387 fûts de 180 litres de déchets vitrifiés de haute activité provenant du retraitement
(catégorie C)
66 tHM de combustible irradié MOX
4 650 tHM de combustible irradié d’oxyde d’uranium
Les trois premiers flux doivent être considérés comme déchets ultimes, tout comme les
autres déchets radioactifs des catégories A et B qui sont produits maintenant ou qui seront
produits pendant l’exploitation des réacteurs commerciaux et leur démantèlement. Les
déchets ultimes sont des déchets qu’on ne peut plus valoriser ou dont on ne peut pas
réduire le caractère dangereux dans les conditions techniques et économiques actuelles, ou
dont il n’est pas raisonnable de penser qu’on pourra le faire à l’avenir. Bien que les déchets
vitrifiés de haute activité contiennent de petites quantités de neptunium, d’américium et de
curium (des actinides qui pourraient être éventuellement recyclés plus tard dans des
réacteurs de génération IV, voir paragraphe 7.2.2.2), aucun pays n’envisage de traiter ce
type de déchets à nouveau à l’avenir afin d’en éliminer ces éléments. Ce ne serait justifiable
7
ni d’un point de vue économique ni d’un point de vue de la protection contre les
rayonnements.
Les grands volumes de déchets historiques de catégorie B, provenant entre autres de
l’ancienne usine de retraitement Eurochemic à Dessel, sont également à considérer comme
déchets ultimes.
UMTRAP
Un autre dossier qui peut avoir une influence sur les quantités de déchets est le site
d’entreposage pour l’UMTRAP (Uranium Mill Tailings Remedial Action Programme)
d'Umicore à Olen. Ce site d’entreposage comporte des résidus de la production d’uranium et
de terres qui ont été excavées lors du démantèlement de l’usine de radium dans les années
’80. Les mesures nécessaires pour la protection de l’homme et de l’environnement ont été
prises. Le permis datant de la période de production a été converti en un permis pour
l’entreposage de déchets radioactifs. Une étude doit démontrer que ce site d’entreposage
peut être accepté comme installation de dépôt.
Actuellement, Umicore opte pour la gestion active de ces déchets par ses propres soins
(13). Dans l'hypothèse où, à l’avenir, on devait toutefois décider de les transférer à l’ONDRAF,
ceci représente une augmentation de la quantité de déchets de catégorie B d’environ 10.000
m3 (c’est-à-dire à peu près un doublement).
Transferts entre la catégorie A et la catégorie B
La licence d’exploitation de l’installation de dépôt en surface pour les déchets de catégorie
A (à Dessel) doit encore être obtenue. Elle contiendra des critères auxquels les déchets
doivent satisfaire pour être admis dans l’installation. Des déchets qui appartiennent
aujourd’hui à la catégorie A pourraient être transférés vers la catégorie B (ou l’inverse) après
l’application de ces critères.
2.2
Quels principes sont appliqués par l’ONDRAF pour la gestion des déchets
radioactifs ?
Pour la gestion des déchets radioactifs, l’ONDRAF suit un certain nombre de principes
directeurs qui forment également la base du Plan Déchets. Ceux-ci seront aussi
déterminants, en sus de la législation fédérale et de la réglementation communautaire en
vigueur concernant le Strategic Environmental Assessment (SEA), pour la manière dont le
SEA est conçu pour le Plan Déchets. Ces principes font l’objet d’une brève discussion ciaprès. Ils sont expliqués plus en détail dans le Projet de Plan Déchets.
Avant tout, les principes fixés dans la Déclaration de Rio de Janeiro en matière
d’environnement et de développement sont directeurs (14). Ces 27 principes mettent
notamment l’accent sur l’importance de la protection de l’environnement qui doit être une
condition au développement durable, sur l’équité intergénérationnelle, sur la participation
des citoyens, sur l’importance d’une approche de précaution, sur la prévention des impacts
sur l’environnement au-delà des frontières nationales et sur l’utilisation de l’étude des
incidences sur l’environnement pour évaluer les activités qui peuvent avoir une influence
défavorable sur l’environnement.
Les principes de la gestion des déchets radioactifs de l’AIEA (Agence Internationale de
l’Energie Atomique) (15) s’appuient sur des bases fortement apparentées à celles de la
Déclaration de Rio. C’est ainsi que ces principes affirment que l’environnement et la santé
8
5249-506-073
humaine doivent être protégés, au-delà des frontières nationales, non seulement pour les
générations actuelles, mais aussi pour les générations futures. Dans le cas des déchets
radioactifs, ce dernier aspect est évidemment d’une importance particulière, vu la très
longue durée pendant laquelle les déchets peuvent encore être nocifs ; les principes de
gestion des déchets radioactifs soulignent donc la nécessité de garantir la sûreté des
installations pendant toute la durée de la gestion. Les neuf principes AIEA sont énoncés ciaprès :
1.
Les déchets radioactifs doivent être gérés de façon qu'un niveau acceptable de
protection de la santé humaine soit assuré.
2.
Les déchets radioactifs doivent être gérés de façon qu'un niveau acceptable de
protection de l'environnement soit assuré.
3.
Les déchets radioactifs doivent être gérés de façon que leurs effets sur la santé
humaine et l'environnement au-delà des frontières nationales soient pris en compte.
4.
Les déchets radioactifs doivent être gérés de façon que leurs effets prévus sur la
santé des générations futures ne soient pas supérieurs aux niveaux pertinents qui
sont acceptables aujourd'hui.
5.
Les déchets radioactifs doivent être gérés de façon à ne pas imposer de contraintes
excessives aux générations futures.
6.
La gestion des déchets radioactifs doit s'inscrire dans un cadre juridique national
approprié, qui répartit clairement les responsabilités et prévoit des fonctions de
réglementation indépendantes.
7.
La production de déchets radioactifs doit être maintenue au niveau le plus bas qu'il
soit possible d'atteindre.
8.
Les liens d'interdépendance existant entre toutes les étapes de la production et de
la gestion des déchets radioactifs doivent être dûment pris en compte.
9.
La sûreté des installations de gestion des déchets radioactifs doit être assurée
comme il convient pendant toute leur durée de vie.
Les principes de sûreté (16) de l’AIEA reprennent le principe selon lequel « tous les
hommes et l’environnement, aujourd’hui et à l’avenir, doivent être protégés contre les
risques des rayonnements ionisants ». Ces principes de sûreté abordent également les
différentes responsabilités concernant les garanties de cette sûreté et la nécessité d’un
rapport coûts-efficacité socialement favorable entre le risque d’exposition aux rayonnements
ionisants d'une installation, d’une part, et l’avantage procuré par cette installation, d’autre
part. La protection contre le risque d’exposition à des rayonnements ionisants a pour but de
faire en sorte que personne ne coure un risque inacceptable.
Les principes de protection contre les rayonnements ionisants de la Commission
Internationale de Protection Radiologique (CIPR) (17), (18) reprennent notamment le
principe selon lequel l’exposition des personnes aux rayonnements ionisants doit être aussi
basse que raisonnablement possible, compte tenu de facteurs économiques et sociaux
(principe d’optimisation ou ALARA – As Low As Reasonably Achievable considering socioeconomic factors), les situations comportant un risque de rayonnements ionisants doivent
offrir, d’un point de vue social, plus d’avantages que de désavantages, et les expositions
doivent être limitées (limites et contraintes de doses).
Les principes de l’équité intragénérationnelle et intergénérationnelle peuvent être
considérés comme une confirmation de principes qui ont été abordés ci-dessus. L’équité
intragénérationnelle est liée à la répartition équitable d’avantages et de désavantages au
sein d’une génération. Pour la gestion des déchets radioactifs concrètement, ce principe a
trait aux charges qu’un groupe déterminé de citoyens au sein de notre société supporte ou
9
pourrait supporter aujourd’hui, en conséquence de l’option de gestion qui est choisie. Le
principe d’équité intergénérationnelle est identique, mais s’adresse aux générations futures:
celles-ci ne peuvent pas être amenées à supporter une partie disproportionnée des charges
et, ce faisant, être désavantagées dans leur développement.
L’approche « concentration et confinement » est considérée, sur le plan international,
comme l’approche adéquate pour la gestion de déchets radioactifs des catégories A, B et C
par opposition à l’approche « dilution et dispersion » (15), (19).
Il existe deux façons de gérer les déchets radioactifs d’une manière qui est en accord avec
les principes énoncées ci-dessus. Dans une gestion active, la sûreté et la protection de
l’homme et de l’environnement sont assurées en s’appuyant constamment sur des actes
posés par l’homme. Dans une gestion passive, la sûreté et la protection de l’homme et de
l’environnement sont assurées sans qu’une intervention de l’homme soit nécessaire (19).
Enfin, il faut rechercher une bonne gestion financière, c’est-à-dire une solution sûre et
rentable financée par celui qui est à l’origine des déchets.
2.3
Les quatre dimensions de la gestion des déchets radioactifs à long terme
Lors de la publication du rapport SAFIR 2 (7), (20), qui synthétisait les acquis scientifiques et
techniques en matière de gestion à long terme des déchets des catégories B et C en
Belgique, et fort de l’expérience qu’il était en train de bâtir en matière de participation des
communautés locales dans le cadre du projet de mise en dépôt des déchets de catégorie A,
l’ONDRAF avait déjà mis en exergue l’inadéquation d’une approche essentiellement basée sur
les notions d’évaluation scientifique du risque et de prévention quand il faut décider dans
une situation où subsistent de nombreuses incertitudes (21). Dans ce type de situation, qui
est celle de la gestion à long terme des déchets des catégories B et C, la prise de décision,
qui doit bien entendu être basée sur une argumentation scientifique solide, prend en effet la
dimension d’un enjeu de société. Outre la dimension technico-scientifique, le processus
décisionnel doit donc tenir compte des valeurs qui prévalent dans la société.
La notion du développement durable
Le terme durable pouvant prêter à confusion, il est utile de le redéfinir dans le cadre de la
situation spécifique où il est employé (22).
La notion de développement durable est apparue pour la première fois dans le rapport « Our
Common Future », aussi appelé « Rapport Brundtland », dont elle constitue le cœur (23).
Publié en 1987 par la Commission mondiale sur l’environnement et le développement des
Nations Unies, ce rapport établit un lien univoque entre croissance économique,
problématiques environnementales, pauvreté et développement. Le développement durable
y est envisagé comme un mode de développement qui répond aux besoins du présent sans
compromettre la capacité des générations futures de répondre aux leurs. Le développement
durable se fonde donc sur une prise de conscience des devoirs de la génération actuelle
envers les générations futures. La notion de développement durable ainsi que celles d’équité
intra- et intergénérationnelle ont été reprises par la suite dans le cadre des principes édictés
dans la Déclaration sur l’Environnement et le Développement des Nations Unies, faite à Rio
de Janeiro en 1992 (14). La manière dont ces valeurs et principes peuvent être expliquées
et appliquées est décrite en plus de détail lors de la discussion des aspects éthiques (voir
paragraphe 9.7.1.3).
10
5249-506-073
Parmi les principes et notions fréquemment associés au développement durable, on peut
notamment citer le principe de précaution, la vision à long terme, le principe du pollueurpayeur, la volonté de ne pas reporter des charges inacceptables sur d’autres populations (et
notamment les moins favorisées) ou sur les générations futures et la responsabilité sociétale
(22).
La Belgique s’est engagée dans la voie du développement durable par le vote de la Loi du 5
mai 1997 relative à la coordination de la politique fédérale de développement durable (24).
Selon l’ONDRAF, les solutions pour la gestion à long terme des déchets des catégories B et C
doivent être des solutions intégrées, c’est-à-dire des solutions qui assurent la protection de
l’homme et de son environnement tout en étant fondées sur une prise en compte équilibrée
des aspects techniques, économiques et sociétaux et en étant élaborées en concertation
avec l’ensemble des parties prenantes. Ces solutions sont dites « durables », en ce sens
qu’elles considèrent les trois dimensions propres au développement durable —
l’environnement, l’homme et la prospérité (qui comprend non seulement le profit économique
mais aussi le bénéfice sociétal) (25) — ainsi que la dimension technique et scientifique.
Cette dernière est « transversale » aux autres dimensions : elle constitue en effet la base
incontournable non seulement de l’élaboration des options de gestion et de l’évaluation de
leurs incidences, tant environnementales qu’économiques et sociétales, mais aussi de la
fiabilité de cette évaluation.
Les avancées techniques et scientifiques sont reconnues comme un des fondements du
développement durable en général (22) et de ses aspects environnementaux en particulier,
comme l’indique le programme Agenda 21 « A Blueprint for Sustainable Development »
adopté par la Conférence des Nations Unies sur l’Environnement et le Développement à Rio
de Janeiro en 1992. Chapitre 22 d’ « Agenda 21 » réaffirme l’importance primordiale d’une
gestion sûre et écologiquement rationnelle des déchets radioactifs (26).
Afin de concrétiser autant que possible la notion de solution durable, l’ONDRAF a choisi
d’évaluer, dans le Plan Déchets et le SEA qui l’accompagne, les options de gestion
considérées selon quatre dimensions.
Figure 3:
Les quatre dimensions de la gestion à long terme des déchets radioactifs
Les dimensions économique et financière ainsi que sociétale, qui renvoient notamment à la
nécessité d’assurer le financement de la gestion des déchets sans reporter de charges
excessives sur les générations futures, font aussi partie intégrante du principe de base
d’optimisation de la protection radiologique de l’homme et de l’environnement (également
appelé principe ALARA — As Low As Reasonably Achievable ou aussi faible que
raisonnablement possible), qui prescrit que la probabilité d’exposition, le nombre de
11
personnes exposées et l’importance de leurs doses individuelles doivent être maintenus à
un niveau aussi faible que possible, compte tenu des facteurs économiques et sociétaux. Il
comporte donc également une composante économique et une composante sociétale (18).
L’absolue nécessité de considérer et d’intégrer ces quatre dimensions lors de l’évaluation
des options considérées pour la gestion des déchets des catégories B et C a été mise en
avant par l’ensemble des participants à la consultation sociétale organisée par l’ONDRAF en
préalable à la rédaction du Projet de Plan Déchets et du Projet de Répertoire du SEA (27).
L’ONDRAF est toutefois conscient que l’approche du développement durable dépasse le
cadre de la gestion des déchets radioactifs, puisqu’elle implique par exemple une vision
beaucoup plus globale des impacts des options considérées sur la préservation des
ressources naturelles.
Le développement durable et le principe de précaution
La déclaration de Rio relie le concept de développement durable au principe de précaution
(Principe n° 15), qui fait le lien entre les situations de prise de risque en présence de grande
incertitude et la dimension scientifique et technique : « Pour protéger l’environnement, des
mesures de précaution doivent être largement appliquées par les Etats selon leurs
capacités. En cas de risque de dommages graves ou irréversibles, l’absence de certitude
scientifique absolue ne doit pas servir de prétexte pour remettre à plus tard l’adoption de
mesures effectives visant à prévenir la dégradation de l’environnement ». Dans son
acception de principe d’action, le principe de précaution pourrait se traduire par « dans le
doute, mets tout en œuvre pour agir au mieux » (28). Lors de la description des principes et
valeurs éthiques qui constituent la base de l’évaluation des options de gestion (voir
paragraphe 9.7.1.3), on explique davantage ce que cette interprétation implique
concrètement.
Dans le cadre de son Plan Déchets et du SEA, l’ONDRAF évalue les risques et identifie les
incertitudes scientifiques et sociétales liées aux différentes options considérées pour la
gestion des déchets des catégories B et C. Ensuite, la solution qui lui paraît le mieux à
même de prévenir les dommages que ces déchets peuvent causer à l’homme et à
l’environnement est proposé pour adoption au Gouvernement. L’ONDRAF réévaluera de
manière itérative les risques et incertitudes associés à la solution qui aura été adoptée au fur
et à mesure de son développement. Le processus de développement du Plan Déchets et du
SEA fait l’objet de plusieurs initiatives de consultation sociétale.
Les critères pour l’évaluation des options de gestion sont déduits des dimensions
environnementale et de sûreté, financière et économique et sociétale et éthique. La
quatrième dimension (scientifique et technique) constitue une base d’information nécessaire
pour pouvoir effectuer l’évaluation de tous les critères. Les options de gestion dont les
caractéristiques répondent le mieux à ces critères seront les plus à même d'atteindre
l’objectif central et doivent donc être préférées à d’autres options de gestion possibles.
2.4
Contenu du Plan Déchets
Dans le Plan Déchets (3) on décrit d'abord le contexte et l'assise : la mission de l'ONDRAF, le
domaine d'application du système de gestion pour les déchets radioactifs, l'organisation et le
financement de ce système de gestion et la nécessité de faire un choix politique au niveau
institutionnel concernant la gestion à long terme des déchets de haute activité et/ou de
longue durée de vie.
12
5249-506-073
Ensuite, on examine en détail les différentes options pour la gestion à long terme. L'examen
des conditions de mise en œuvre est résumé. Les aspects décisionnels et sociétaux sont
également abordés. La solution indiquée par l'ONDRAF – dépôt géologique sur le territoire
belge dans une formation argileuse peu indurée, et ceci dès que possible – est décrite avec
le processus décisionnel proposé par l'ONDRAF pour passer progressivement à l'exécution de
cette solution.
Le Plan Déchets attire aussi l'attention sur plusieurs questions non encore résolues qui ne
mettent pas en cause la nécessité d'une décision de principe concernant la gestion à long
terme, mais dont la réponse n'est pas de la compétence de l'ONDRAF. Un lien éventuel est
posé avec d'autres plans, programmes ou lignes politiques au niveau fédéral.
Enfin, il est demandé au gouvernement fédéral de prendre une décision de principe
concernant la gestion à long terme de déchets de haute activité et/ou de longue durée de
vie, et ceci sur la base de la proposition de l'ONDRAF.
13
14
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3.
LIENS AVEC LA LÉGISLATION, LA RÉGLEMENTATION ET LA POLITIQUE
EXISTANTE ET AVEC LES OBJECTIFS DE PROTECTION DE
L’ENVIRONNEMENT
On trouvera ci-après un aperçu de la réglementation et de la législation pertinentes. Il s’agit,
d’une part, de la réglementation concernant la protection contre le rayonnement ionisant et
d’autre part, de la réglementation qui contribue à la réalisation d’objectifs en matière de
protection de l’environnement.
3 Liens avec la législation, la réglementation et la politique existante et avec les objectifs de protection de l’environnement
15
Tableau 2 :
Aperçu de la réglementation concernant la protection contre les rayonnements ionisants
Texte réglementaire
Description
Sécurité et safeguards
03/04/2005 Convention internationale pour la répression des actes de terrorisme
nucléaire
Traité international relatif à la lutte contre le terrorisme nucléaire rendant possible la
coopération entre les Etats membres.
03/03/1980 Convention sur la protection physique des matières nucléaires
Traité international qui réglemente la protection des matières nucléaires pendant l’utilisation,
l’entreposage et le transport (international et national) selon des niveaux de sécurité fixés.
01/07/1968 Traité sur non-prolifération des armes nucléaires
Traité international relatif à la non-dissémination des armes nucléaires.
20/12/1957 Convention sur l’établissement d’un contrôle de sécurité dans le domaine de
l’énergie nucléaire
Traité international relatif aux contrôles externes des installations qui utilisent du combustible
nucléaire
Démantèlement des centrales nucléaires
11/04/2003 Loi sur les provisions constituées pour le démantèlement des centrales
nucléaires et pour la gestion des matières fissiles irradiées dans ces centrales
Décrit les mécanismes liés aux provisions pour le démantèlement des centrales nucléaires et
pour la gestion du combustible irradié dans lesdites centrales nucléaires ainsi que les
contributions aux coûts.
31/01/2003 Loi sur la sortie progressive de l’énergie nucléaire à des fins de production
industrielle d’électricité
Principes de la sortie progressive de la production industrielle d’électricité à l’aide de l’énergie
nucléaire et interdiction de nouvelles centrales nucléaires.
Protection de l’homme et de l’environnement
16
5249-506-073
05/09/1997 Convention Commune sur la sûreté de la gestion du combustible irradié et
sur la sûreté de la gestion des déchets radioactifs
Convention Commune sur la sûreté de la gestion du combustible irradié et sur la sûreté de la
gestion des déchets radioactifs
02/08/2002 Loi portant assentiment à la Convention Commune sur la sûreté de la
gestion du combustible irradié et sur la sûreté de la gestion des déchets radioactifs, faite
à Vienne le 5 septembre 1997
Cette loi entérine l’engagement belge de respecter les normes et les recommandations de
l’AIEA dans le Traité Commun.
20/09/1994 Convention sur la sûreté nucléaire
Traité international qui réglemente l’utilisation de l’énergie nucléaire de manière sûre et
responsable pour l'environnement : la sûreté comme priorité absolue dans toutes les
installations avec énergie nucléaire, protection contre le rayonnement des habitants et des
travailleurs, préparation aux accidents.
17/10/2003 Niveaux-guides d’intervention pour des situations d’urgence radiologiques
Fixation par l'AFCN de principes et de valeurs indicatives lors d’interventions radiologiques.
Description
08/06/2000 Recommandation 2000/473/Euratom concernant l’application de l’art. 36 du
traité Euratom relatif à la surveillance des taux de radioactivité dans l’environnement en
vue d’évaluer l’exposition de l’ensemble de la population
Recommandations de l’Euratom en matière de réseaux de mesure, de paramètres de mesure
et de stratégies de mesure pour exercer un contrôle sur le respect des normes de base, de
même que procédures de signalisation à la Commission.
D 96/29/Euratom – normes de base relatives à la protection sanitaire de la population et
des travailleurs contre les dangers résultant des rayonnements ionisants
15/04/1994 Loi relative à la protection de la population et de l'environnement contre les
dangers résultant des rayonnements ionisants et relative à l'Agence fédérale de
Contrôle nucléaire
Décrit la constitution et la composition de l’AFCN ainsi que les permis et les taxes pour
l’exploitation et la construction d’installations nucléaires.
20/07/2001 Arrêté royal portant règlement général de la protection de la population, des
travailleurs et de l'environnement contre le danger des rayonnements ionisants
Le RGPRI comprend la répartition d’installations dans lesquelles des manipulations nucléaires
sont exécutées, les conditions de permis, les niveaux d’exemption pour la protection des
travailleurs et de la population, …
09/07/2009 Arrêté de l’AFCN fixant des niveaux d'exemption en complément du tableau
A de l'annexe IA du règlement général de la protection de la population, des travailleurs
et de l'environnement contre le danger des rayonnements ionisants (RGPRI)
Niveaux d’exemption par nucléide, en complément au tableau B de l’annexe IA du RGPRI.
22/09/1992 Traité OSPAR
Traité international de protection du milieu marin dans la partie nord-est de l’océan Atlantique
par l’interdiction du déversement de déchets en mer et par la protection contre la pollution des
terres.
D 89/618/Euratom – Information de la population sur les mesures de protection sanitaire
applicables et sur le comportement à adopter en cas d’urgence radiologique
Mesures et procédures établies par l’Euratom pour l’information de la population en cas de
risque d’irradiation.
29/12/1972 Convention de Londres
Traité international qui vise la prévention de la pollution des mers comme suite à la mise en
décharge de déchets et autres matières : il comporte une interdiction générale sur le
déversement de déchets en mer.
22/06/1960 Convention internationale concernant la protection des travailleurs contre les
radiations ionisantes
Mesures de protection pour les travailleurs qui sont exposés aux rayonnements ionisants
pendant leur travail.
15/01/1965 Loi portant approbation de la Convention (n° 115) concernant la protection
des travailleurs contre les radiations ionisantes, adoptée à Genève le 22 juin 1960 par la
Conférence internationale du travail (O.I.T.), au cours de sa quarante-quatrième session
25/04/1997 Arrêté royal concernant la protection des travailleurs contre les risques
résultant des rayonnements ionisants
Comprend les obligations pour les travailleurs et les exploitants d’installations où des
travailleurs peuvent être exposés aux rayonnements ionisants et fixe les tâches des services
de médecine du travail.
29/03/1958 Loi relative à la protection de la population contre les dangers résultant des
radiations ionisantes
17
Description
Gestion à long terme des déchets radioactifs
CIPR (2007), The 2007 Recommendations of the International Commission on
Radiological Protection (Publication 103). Ann. ICRP 37 (2-4).
18/11/2002 Arrêté royal réglant l'agrément d'équipements destinés à l'entreposage, au
traitement et au conditionnement de déchets radioactifs
Réglemente les agréations d’équipements pour l’entreposage de déchets radioactifs,
l’instauration d’un système de qualité et les inspections régulières et occasionnelles des
installations.
CIPR (1998), Radiation Protection Recommendations as Applied to the Disposal of
Long-lived Solid Radioactive Waste (Publication 81). Ann. ICRP 28 (4).
AIEA (1996), International Basic Safety Standards for Protection against Ionizing
Radiation and for the Safety of Radiation Sources. Collection sûreté N° 115.
12/12/1997 Programme relatif à diverses dispositions, chapitre 3 relatives à l'inventaire
du passif nucléaire
90/03/1981 Arrêté royal déterminant les missions et fixant les modalités de
fonctionnement de l’ONDRAF
08/08/1980 Loi relative aux propositions budgétaires 1979-1980, article 179 §2
Tableau 3 :
Aperçu de la réglementation qui contribue à la réalisation des objectifs environnementaux
Description
Généralités
18
5249-506-073
Traité d’Aarhus (25/06/98)
Traité qui réglemente l’accès du public aux informations environnementales, à sa participation
au processus décisionnel et à son accès à la justice pour les affaires d’environnement.
Traité d’Espoo (25/02/91)
Traité qui réglemente l’étude des incidences sur l’environnement dans le contexte
transfrontalier.
Directive 2001/42/EG
Directive qui prescrit l’obligation d’établir l’évaluation des incidences sur l’environnement pour
certains plans et projets.
Directive IPPC (2008/1/EG)
Directive qui réglemente la prévention intégrée et la lutte contre la pollution par certaines
activités industrielles.
Description
Région flamande : Arrêté de la Région flamande du 6 février 1991 portant
fixation du Règlement flamand relatif au permis d’environnement (VLAREM)
Le VLAREM I traite de l’obligation de permis d’environnement et comporte une liste
d’installations incommodantes. Le VLAREM II reprend les conditions environnementales,
liées au permis d’exploitation d’une installation incommodante.
Région de Bruxelles-Capitale : Ordonnance du 22 avril 1999 fixant la liste des
installations classées de classe 1A (M. B. du 5 août 1999) + Arrêté du
Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale du 4 mai 1999 fixant la liste
des installations classées de classe 1B, 1C, 2 et 3 (M. B. du 7 août 1999)
L'ensemble des installations, équipements et activités qui peuvent entraîner un risque, une
nuisance ou une incommodité pour l’environnement et/ou la santé et la sûreté des personnes
sont des « installations incommodantes » qui exigent une déclaration ou un permis sur la
base de l’ordonnance. Une installation classée fait partie d’une classe en fonction du risque
qu'elle comporte pour le danger, la nuisance ou l’incommodité pour les personnes et
l’environnement. Les classes sont ordonnées par ordre décroissant d’incidence possible sur
l’environnement : 1A, 1B, 2 et 3.
Région wallonne : Décret du 11 mars 1999 relatif au permis d’environnement
(M. B. du 8 juin 1999) + arrêté du Gouvernement wallon du 4 juillet 2002 relatif à
la procédure et à diverses mesures d’exécution du décret du 11 mars 1999
relatif au permis d’environnement (M. B. du 21 septembre 2002)
Le permis d’environnement est un permis qui étudie l'incidence de l’exploitation sur
l’environnement. Il en existe trois catégories, basées sur l’influence des activités d’exploitation
sur l’environnement : classe 1 (le permis a trait aux activités qui entraînent potentiellement la
pollution la plus grande), classe 2 (le permis groupe les activités qui ne figurent pas dans les
classes 1 et 3), classe 3 (la déclaration d’environnement, pour les installations et les activités
qui n’ont pas d’influence importante sur l’homme et l’environnement).
Plans de secteur
Le plan régional est la retranscription de la réalité urbanistique de la région sous la forme
d’une carte. Les terrains sont groupés en zones sur base de leur nature et des activités qui
s'y déroulent. Outre ces données, on peut également y trouver des informations juridiques
comme le fait qu’un droit de préemption ou non existe au profit des pouvoirs publics.
Région flamande : Plans de secteur
Le plan de secteur est une carte sur laquelle figurent toutes les parcelles du territoire flamand,
accompagnées d’une légende sur la base de leur affectation urbanistique.
Région de Bruxelles-Capitale : Plan régional d’affectation du sol, « PRAS »
(Arrêté du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale adoptant le Plan
régional d’affectation du sol du 3 mai 2001)
Depuis son entrée en vigueur le 29 juin 2001, le PRAS est le cadre de référence pour tout ce
qui a trait, au cours des années à venir, à l’aménagement du territoire dans la région de
Bruxelles-Capitale. Le PRAS représente le sommet dans la hiérarchie des plans
d’ordonnancement. Chaque permis urbanistique qui est émis doit être en conformité avec
ledit PRAS.
Région wallonne : Plans de secteur
Il existe en Wallonie 23 plans de secteur. Ces plans de secteur sont des cartes sur lesquelles
figurent toutes les parcelles du territoire wallon, accompagnées d’une légende sur la base de
leur affectation urbanistique.
19
Description
Plans d’exécution spatial
Les plans d’exécution spatial du territoire existent à 3 niveaux : régional, provincial et
communal. Si un schéma de structure d’aménagement approuvé est présent, le plan
d’exécution spatial remplace le (la partie correspondante du) plan de secteur. Les plans
d’exécution spatial développent les accords généraux du schéma de structure
d’aménagement au niveau juridique. Les plans d’exécution spatial remplacent les plans
d’aménagement et les plans de secteur. Les plans d’exécution spatial visent à apporter des
modifications de faible ampleur au schéma de structure d’aménagement dans l’attente de
l’écoulement des dix années nécessaires pour l’établissement d’un nouveau schéma de
structure d’aménagement.
Région flamande : Décret portant organisation de l’aménagement du territoire
er
(18 mai 1999) – depuis le 1 septembre 2009 : Code flamand d’Aménagement
du Territoire » (c’est-à-dire une coordination du decret (modifié)).
Le code est la base juridique pour l’aménagement du territoire et l’urbanisme en Région
flamande et comporte notamment des dispositions relatives à la politique en matière de
planification, de permis et de maintien.
Région de Bruxelles-Capitale : Code bruxellois d’Aménagement du Territoire
(CBAT) du 9 avril 2004 (M. B. du 26 mai 2004)
Le CBAT constitue la base juridique de l’aménagement du territoire et de l’urbanisme à
Bruxelles, et promulgue principalement des règles et des conditions pour l’obtention d’un
permis d’urbanisme et pour les délais de réponse des instances publiques concernant les
demandes. Il stipule notamment aussi les travaux qui sont soumis à un permis d’urbanisme, à
l’avis préalable d’un fonctionnaire délégué ou à l’assistance d’un architecte.
Région wallonne : Décret wallon relatif à l’Aménagement du Territoire, à
l’Urbanisme et au Patrimoine (Code Wallon de l'Aménagement du Territoire, de
l'Urbanisme et du Patrimoine, CWATUP) (M. B. du 19 mai 1984)
Le CWATUP promulgue notamment des règles et des conditions pour les permis d’urbanisme
et pour les délais de réponse des instances publiques.
Schémas de structure d’aménagement
20
5249-506-073
Un schéma de structure d’aménegement est un document politique qui indique le cadre pour
la structure territoriale souhaitée. Il fournit une vision à long terme sur le développement
territorial de la zone en question. Il vise à apporter de la cohérence dans la préparation, la
fixation et l’exécution de décisions qui concernent l’aménagement du territoire.
Région flamande : schéma de structure d’aménagement pour la Flandre
(« Ruimtelijk Structuurplan Vlaanderen » ou RSV)
Des schémas de structure d’aménagement sont établis aux niveaux suivants : Région
flamande, provinces et communes. Le schéma de structure d’aménagement pour la Flandre
est une vision fondée scientifiquement sur la manière dont nous devons gérer notre espace
limité en Flandre de manière à obtenir une qualité territoriale aussi grande que possible. Il
s’applique depuis 1997 comme cadre de la politique territoriale. Le schéma de structure
d’aménagement indique que nous devons protéger les espaces ouverts restants au maximum
et revaloriser les villes de manière à ce qu’elles deviennent des endroits agréables à vivre.
Cette vision est élaborée selon quatre angles d’incidence : pour les zones urbaines, la zone
extérieure, les zones économiques et l’infrastructure opérationnelle.
Région de Bruxelles-Capitale : Plan de développement régional bruxellois
(PDreg)
Le PDreg est un plan d’orientation stratégique qui détermine les objectifs et les priorités de
développement. Il a une valeur indicative. Il traite de toutes les matières pour lesquelles la
région est compétente ou qui contribuent à son développement : logement, économie,
emploi, mobilité, environnement, sécurité, recherche, patrimoine, tourisme, commerce,
culture, politique sociale. Les communes peuvent aussi établir leur propre plan de
développement (PDcom).
Description
Région wallonne : Schéma de Développement de l'Espace régional
d'Aménagement (SDER)
Plans (régionaux) de politique environnementale
Le schéma de développement de l’espace régional d’aménagement sert à donner forme à
l’aménagement du territoire wallon. Il s’agit en effet d’un document général, adaptable et
conceptuel sur la base duquel les plans de secteur sont révisés et qui sert de fil conducteur
pour les décisions en matière de formes d’habitat, de milieu de vie, de trafic, de sols
industriels, de conservation de la nature, etc. En tant que déterminant pour l’avenir du
territoire, ce document est vital. Au niveau local, des schémas de structure communaux sont
établis en Wallonie, lesquels doivent être considérés comme le pendant des schémas de
structure d’aménagement communaux en Flandre.
Les plans de politique environnementale ne sont, en principe, pas obligatoires au niveau
juridique. Ils ont plutôt une valeur uniquement indicative pour les pouvoirs publics ou les
entreprises. Cette règle assez générale comporte néanmoins d’importantes exceptions, les
dispositions de plans définis pouvant avoir une valeur obligatoire.
Région flamande : Plan flamand de politique environnementale 2003-2007,
prolongé jusqu’en 2010
Le plan MINA 3 stipule les grandes lignes de la politique d’environnement qui doit être menée
par la Région flamande et par les provinces et les communes concernant les affaires d’intérêt
régional. Le plan doit surtout promouvoir l’efficacité, l’efficience et la cohérence interne de la
politique environnementale.
Région de Bruxelles-Capitale : /
En Région Bruxelles-Capitale, divers plans sont établis et exécutés : plans pour la lutte contre
la pollution de l’air et les économies d’énergie, plans pour la prévention et la gestion des
déchets, plans pour lutter contre le bruit urbain, plans pour l’aménagement d’espaces verts et
la gestion de l’eau, etc.
Région wallonne : Plan d'environnement pour le Développement Durable
(PEDD)
La Wallonie mène par là une politique propre pour la préservation de la nature et la protection
de la biodiversité. Pour mener une politique cohérente, le PEDD et d’autres instruments
politiques de la Région wallonne ont été mutuellement harmonisés. Ils contribuent
principalement au Plan régional d'Aménagement du Territoire (PRAT), qui a été introduit par
le CWATUP et au Plan de Mobilité. Dans le Plan régional d'aménagement du territoire et le
Plan de mobilité, on retrouve l’aspect développement durable au niveau régional.
Plans de mobilité
Région flamande : Plan de mobilité flamand
Le plan de mobilité flamand définit la politique flamande en matière de mobilité pour les
années à venir. Le plan tente de garantir l’accessibilité des villes et des villages, de donner à
chacun un accès équivalent à la mobilité, d’augmenter la sécurité du trafic, de réaliser une
mobilité viable et de diminuer la pollution de l’environnement.
21
Description
Région de Bruxelles-Capitale : Plan de transport régional (plan IRIS)
Un document stratégique pour 2015-2020. Concrètement, ce plan représente le volet mobilité
du plan de développement régional (PDreg) sur la base d’options ambitieuses intégrées dans
une logique de développement durable. Il décrit en détail une série d’objectifs et d’actions qui
doivent être entrepris à tous les niveaux de la mobilité, depuis l’aménagement du territoire
jusqu’à l’environnement, depuis les possibilités de stationnement jusqu’à la sécurité
personnelle, la mobilité des entreprises et la qualité de vie des habitants. Ce plan a été
actualité à l’heure qu’il est sur la base du projet d’un nouveau plan de secteur pour 20152020 ou « plan IRIS2 ». IRIS 2 est une mise à jour et se situe dans la ligne de la philosophie
du plan IRIS de 1998. Mais le plan initial a reçu un nouvel élan dans sa version actualisée.
Région wallonne : Plan de mobilité
L’intention est d’introduire un Plan wallon pour une mobilité durable (Powamodu).
Sol
22
5249-506-073
Région flamande : Décret du 27 octobre 2006 relatif à l’assainissement du sol et à la
protection du sol (M. B. du 22 avril 2008) + VLAREBO : règlement flamand du 14
décembre 2007relatif à l’assainissement du sol et à la protection du sol (M. B. du 20
février 2007)
Le décret flamand sur le sol et le VLAREBO prévoient une réglementation concernant la
pollution et l’assainissement du sol (identification, registre des terres polluées, règlement
relatif aux pollutions nouvelles et historiques du sol et au transfert de terres). Le VLAREBO
contient également des règles en matière de terrassement.
Région de Bruxelles-Capitale : Ordonnance du 5 mars 2009 relative à la gestion et à
l’assainissement de sols pollués (M. B. du 10 mars 2009)
L’ordonnance sur le sol a pour but de limiter et de ramener à un niveau acceptable les risques
de pollution pour l’homme et l’environnement.
Région wallonne : Décret du 5 décembre 2008 relatif à la gestion des sols (M. B. du 18
février 2009)
Le décret wallon sur le sol énonce notamment quand une obligation légale d’exécuter une
étude de sol s’applique (transfert du terrain, demande de permis d’environnement, arrêt d’une
activité dangereuse, etc.), qui est responsable de l’exécution de cette étude (auteur d’une
pollution, exploitant, propriétaire) et les différents niveaux d’étude qui doivent être parcourus
(étude de sol orientative, étude de sol descriptive et plan d’assainissement).
Région flamande : Décret du 4 avril 2003 relatif aux minerais de surface (M. B. du 25
août 2003) et arrêtés d’exécution (Règlement flamand sur les minerais de surface,
VLAREOP)
Ce décret relatif à la politique en matière de gestion des minerais de surface a pour objectif
de base, de pourvoir de manière durable, au profit des générations actuelles et futures, aux
besoins en minerais de surface. L’objectif de base est concrétisé notamment par l’extraction
d’une manière telle qu’un renforcement mutuel maximum soit créé entre les composantes
économiques, les composantes sociales et les composantes environnementales. De même,
le « Plan général des minerais de surface » s’inscrit dans cet objectif de base et est l’un des
instruments pour atteindre cet objectif.
Région flamande : Plan général des minerais de surface
Le plan général des minerais de surface comprend tous les aspects qui dépassent les plans
particuliers de minerais de surface et qui sont nécessaires, à la lumière de l’objectif de base
du décret sur les minerais de surface, pour pourvoir de manière durable aux besoins en
minerais de surface (primaires) (argile, limon, sable, …) au profit des générations actuelles et
futures.
Description
Région flamande : Plans particuliers des minerais de surface
Etant donné qu’un certain nombre d’éléments comme le mode et la profondeur d’extraction, la
valeur économique et le champ d’application du minerai, la présence géologique, etc.
peuvent différer fortement d’un type de minerai à l’autre, la planification des minerais de
surface est organisée sur la base d’un ensemble de plans des minerais de surface. Les points
particuliers des minerais de surface traitent une zone cohérente de minerais de surface dans
laquelle un minerai de surface particulier est principalement abordé.
Région de Bruxelles-Capitale : /
Région wallonne : Décret du 7 juillet 1988 des mines (M. B. du 27 janvier 1989) + Décret
du 27 octobre 1988 sur les carrières (M. B. du 8 juin 1989)
Le décret wallon sur les mines prévoit notamment une obligation de permis, des procédures
d’expropriation, etc. Le décret wallon sur les carrières spécifie notamment que les carrières
ne pourront être exploitées qu’avec un permis et que, dans certaines conditions, un droit
d’occupation et d'exploitation du terrain d'un tiers existe, etc.
Eau
Directive cadre sur l’eau (2000/60/CE)
La directive-cadre européenne sur l’eau a pour but d’obtenir une situation acceptable
concernant les eaux de surface et les eaux souterraines d’ici 2015. Ces objectifs seront
atteints par des plans de gestion des bassins hydrologiques et des programmes de mesures.
Région flamande : Décret du 18 juillet 2003 sur la politique intégrée de l’eau et
ses arrêtés d’exécution (M. B. du 14 novembre 2003)
Cette ordonnance transpose la directive-cadre sur l’eau (2000/60/CE) dans l’ordre juridique
de la Région flamande. On vise le développement, la gestion et la réparation coordonnées et
intégrées du système hydrographique de manière à ce qu’il réponde aux objectifs de qualité
pour l’écosystème et à l’utilisation multifonctionnelle actuelle. La gestion des eaux est
organisée par bassin (partiel). Chaque projet doit être soumis au contrôle de l’eau.
Région de Bruxelles-Capitale : Ordonnance du 20 octobre 2006 établissant un
cadre pour la politique de l’eau (M. B. du 3 novembre 2006)
Cette ordonnance transpose la directive-cadre sur l’eau (2000/60/CE) dans l’ordre juridique
de la Région de Bruxelles-Capitale.
Région wallonne : Décret du 27 mai 2004 relatif au Livre II du Code de
l’Environnement constituant le Code de l’Eau (M. B. du 23 septembre 2004) et
ses arrêtés d’exécution
Ce décret transpose la directive-cadre sur l’eau (2000/60/CE) dans la Région wallonne.
Directive sur les inondations – Directive 2007/60/CE
Région flamande : Décret du 24 janvier 1984 portant des mesures en matière de
gestion des eaux souterraines (M. B. du 5 juin 1984) et ses arrêtés d’exécution.
Réglemente la protection des eaux souterraines contre la pollution, la réglementation relative
au captage des eaux souterraines et à la responsabilité objective pour la diminution du niveau
des eaux souterraines.
Région de Bruxelles-Capitale : Loi du 26 mars 1971 sur la protection des eaux
er
souterraines (MB du 1 mai 1971) + Arrêté Royal du 21 avril 1976 réglementant
l’usage des eaux souterraines (M. B. du 25 juin 1976)
Réglemente la protection des eaux souterraines et l’utilisation des eaux souterraines.
23
Description
Région wallonne : Décret du 30 avril 1990 sur la protection et l’exploitation des
eaux souterraines et des eaux potabilisables (M. B. du 30 juin 1990)
Loi du 28 décembre 1967 relative aux cours d’eau non navigables (M. B. du 15 février
1968)
Réglemente la protection et l’exploitation des eaux souterraines et des eaux potabilisables.
Réglemente la gestion et les travaux relatifs aux cours d’eau non navigables.
Air
Directive-cadre et directives dérivées en matière de qualité de l’air
Forme la base de la politique de l’air au sein de l’Union européenne.
Directive NEC (2001/81/CE) en matière de plafonds d’émission
Fixe les objectifs de réduction, pour l'acidification, l’eutrophisation (pollution due aux engrais)
et de formation de l’ozone.
Bruit
Directive 2002/49/CE du Parlement européen et du Conseil du 25 juin 2002 relative à
l’évaluation et à la maîtrise du bruit ambiant
Flandre : Arrêté du Gouvernement flamand du 22 juillet 2005 relatif à
l'évaluation et à la gestion du bruit dans l'environnement et modifiant l'arrêté du
Gouvernement flamand du 1er juin 1995 fixant les dispositions générales et
sectorielles en matière d'hygiène de l'environnement (M. B. du 31 août 2005)
Méthodologie pour l’évaluation des nuisances occasionnées par des bruits nocifs ou
indésirables.
Région de Bruxelles-Capitale : Ordonnance(-cadre) du 17 juillet 1997 relative à
la lutte contre le bruit en milieu urbain (M. B. du 23 octobre 1997) + prévention
et lutte contre les nuisances sonores et les vibrations dans un environnement
urbain dans la Région de Bruxelles-Capitale (Plan 2008-2013)
Cette ordonnance a pour but de lutter contre les nuisances sonores dans un environnement
urbain. Elle a notamment défini que le gouvernement doit approuver et exécuter un
programme pour lutter contre les nuisances sonores. Le plan qui en est déjà à sa troisième
version, constitue un acte du gouvernement qui, sans perdre l’ordonnance de vue, décrit la
stratégie, les priorités et les actions qu’il entreprendra de manière distribuée sur les cinq
années à venir. Le plan est obligatoire pour toutes les entités administratives qui dépendent
de la Région.
er
Région wallonne : Décret du 1 avril 1993 modifiant la loi du 18 juillet 1973
relative à la lutte contre le bruit, habilitant le Ministre ayant l'environnement dans
ses attributions a subventionner l'achat de sonomètres et sources d'étalonnage
er
par les communes et les provinces (M. B. du 1 mai 1993)
Santé humaine
24
5249-506-073
Dans le cadre de la lutte contre les nuisances sonores, l’Union européenne établit une
approche commune dans le but d’éviter, de prévenir ou de diminuer les effets nocifs de
l’exposition au bruit ambiant. Cette approche est basée sur la détermination cartographique
conformément aux méthodes communes d’exposition au bruit ambiant, à la formation du
public et à la mise en œuvre de plans d’action au niveau local. Cette directive doit également
poser les bases du développement de mesures communes pour diminuer le bruit des sources
les plus importantes.
Cette loi et ses arrêtés d’exécution constituent la base légale pour la lutte contre le bruit en
Wallonie.
Description
Plan d’action national pour l’environnement et la santé (NEHAP)
Ce plan d’action sert de cadre de référence pour la réflexion relative à la prise de décisions
en matière d’environnement et de santé.
Règlement général pour la protection du travail (RGPT)
Le RGPT rassemble toutes les dispositions réglementaires et générales relatives à la santé et
la sécurité des travailleurs qui existaient déjà avant 1946, ainsi que les arrêtés qui ont été
promulgués depuis cette date.
Code du bien-être au travail (RGPT)
Pour permettre l’intégration rapide des directives européennes, le RGPT est progressivement
restructuré depuis 1993 pour constituer un code sur le bien-être au travail. Les nouveaux
arrêtés relatifs à la sécurité, à la santé et au bien-être au travail sont repris dans ce code.
Faune et flore
Directive Habitat (92/43/CEE) et Directive Oiseaux (79/409/CEE)
Traite de la délimitation de Zones de protection spéciales (ZPS) concernant la préservation
de la population d’oiseaux et des habitats naturels ainsi que de la flore et de la faune
sauvages.
Flandre : Décret du 21 octobre 1997 concernant la conservation de la nature et
le milieu naturel (M. B. du 10 janvier 1998) et ses arrêtés d’exécution
Réglemente la protection, le développement, la gestion et la réparation de la nature et des
milieux naturels. La délimitation des zones VEN et IVON est d’une grande importance.
Région de Bruxelles-Capitale : Ordonnance du 27 avril 1995 relative à la
sauvegarde et à la protection de la nature (M. B. du 7 juillet 1995) et ses arrêtés
d’exécution
Cette ordonnance vise la préservation de la nature, de la diversité, de l’utilité biologique et du
caractère intact du milieu naturel par des mesures de protection de la flore et de la faune
sauvages et des écosystèmes, du sol, du sous-sol et de l’eau, ainsi que par la réglementation
de la pêche.
Région wallonne : Loi du 12 juillet 1973 sur la conservation de la nature du 12
juillet 1973 (M. B. du 11 septembre 1973), modifiée par divers décrets wallons,
notamment le décret du 11 avril 1984 complétant la loi du 12 juillet 1973 sur la
conservation de la nature par des dispositions particulières pour la Région
Wallonn (M. B. du 17 avril 1985)
La loi sur la préservation de la nature est toujours d’application en Wallonie. Cette loi
comporte trois groupes de mesures de protection, à savoir pour les espèces végétales et
animales, pour les environnements naturels et pour les bois ainsi que pour les espaces
ruraux. Le but est de conserver la nature, la diversité et le caractère intact du milieu naturel
au moyen de mesures visant à protéger la flore et la faune, leurs communautés et leurs sites
de croissance, de même que le sol, le sous-sol, l’eau et l’air. Cette loi a constitué en Belgique
la première législation à développement global relative à la préservation de la nature, mais
avec un caractère défensif et une portée limitée en matière de politique naturelle axée sur des
zones.
Réglementation relative aux forêts
Région flamande : Décret forestier
Décret qui réglemente l’utilisation et la gestion intelligentes et durables des forêts flamandes.
C’est ainsi qu’il définit notamment le déboisement et les règlements compensatoires.
25
Description
Région de Bruxelles-Capitale : Ordonnance du 30 mars 1995 relatif à la
Fréquentation des Bois et Forêts dans la Région de Bruxelles-Capitale (M. B. du
23 juin 1995)
Cette ordonnance est la base légale pour la gestion et la protection des forêts publiques ; elle
reprend les anciennes règles de la loi de 1854 sur les forêts (qui fixe les règles pour les forêts
et les bois publics et est toujours d’application dans la Région de Bruxelles-Capitale). Dans la
Région de Bruxelles, c’est donc toujours la loi de 1854 sur les forêts publiques qui est
d’application (à l’exception du TITRE XI). Pour les forêts privées, c’est toujours la loi du 28
décembre 1831 sur la protection de bois et forêts appartenant à des particuliers (M. B. du 30
décembre 1831) qui est d’application.
Région wallonne : Décret du 15 juillet 2008 relatif au Code forestier (M. B. du 12
septembre 2008) et ses arrêtés d’exécution
En Région wallonne, c’est toujours le Code des forêts du 19 décembre 1854 (M. B. du 22
décembre 1854), avec les nombreux arrêtés d’exécution s’y rapportant, qui est d’application.
Traité de Ramsar (1971)
Le Traité de Ramsar était le premier pas vers la protection des oiseaux dans les zones
humides (« wetlands ») d’importance internationale. La Convention oblige les gouvernements
à protéger ces zones et à placer la protection de la nature dans les zones en question avant
les intérêts humains. Les wetlands sont, selon la Convention de Ramsar, toutes les zones
aquatiques et les petites îles, à l’exception de la mer au-dessous d’une profondeur de 6 m.
Ces zones doivent être d’une importance internationale significative s’agissant des aspects
écologiques, zoologiques, botaniques, limnologiques ou hydrologiques.
Paysage, patrimoine architectural et archéologie
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5249-506-073
Convention de Grenade (1985)
Lors de la conférence des ministres du Conseil européen, tenue à Grenade, le 3 octobre
1985, un accord a été atteint concernant la préservation du patrimoine architectonique de
l’Europe. La convention reconnaît que le patrimoine architectonique reflète de manière
irremplaçable la richesse et la diversité du patrimoine culturel de l’Europe, témoigne de la
valeur inestimable de notre passé et est le patrimoine commun de tous les Européens.
Loi du 7 août 1931 sur la conservation des monuments et des sites (M. B. du 5
septembre 1931), modifiée par un certain nombre de décrets
Réglemente la protection des monuments, des sites urbains et ruraux et des espaces
naturels ainsi que l’entretien, la réparation et la gestion d'espaces naturels protégés.
Région flamande : Décret du 3 mars 1976 réglant la protection des monuments
et des sites urbains et ruraux (M. B. du 22 avril 1976)
Réglemente la protection des monuments, des sites urbains et ruraux et des espaces
naturels ainsi que l’entretien, la réparation et la gestion des espaces naturels protégés.
Décret du 16 avril 1996 portant la protection des sites ruraux (M. B. du 21 mai
1996)
Ce décret réglemente la protection des sites ruraux situés en Région flamande, l’entretien, la
réparation et la gestion de sites ruraux protégés, d’ancrages et de sites patrimoniaux et fixe
les règles pour la promotion de la qualité générale des sites ruraux.
Région de Bruxelles-Capitale : Code Bruxellois de l’Aménagement du Territoire
(CBAT)
Les sites ruraux occupent une place importante dans le patrimoine immobilier. Il s’agit d’un
patrimoine « vivant » qui exige des soins particuliers en fonction de son évolution. La
Direction des Monuments et des Sites prend des mesures de protection, de conservation et
de restauration des sites ruraux, arbres, parcs et jardins. Elle établit un inventaire des arbres
remarquables dans l’espace public ou dans le domaine privé.
Description
Région wallonne : Décret wallon sur l’Aménagement du Territoire, l’Urbanisme
et le Patrimoine (CWATUP)
Dans le CWATUP, le volume III (art. 185 à 252 et le Volume IV, art. 450 (en partie) et 477 à
529) est consacré aux monuments, sites ruraux et fouilles. Depuis le 27 novembre 1997, la
notion de « site rural » a été reprise dans le CWATUP et il faut en tenir compte dans
l’aménagement du territoire (p.ex. pour l’établissement de plans, etc.).
Traité de Malte (1992)
Le Traité de Malte vise à mieux protéger le patrimoine culturel qui se trouve dans le sol. Il
s’agit de vestiges archéologiques, comme des établissements, des champs funéraires et des
objets usuels. Le point de départ du Traité est que le patrimoine archéologique nécessite et
doit recevoir une protection intégrale. Pour mieux protéger les archives du sol et limiter les
incertitudes pendant la construction de nouveaux quartiers, par exemple, il est proposé de
toujours exécuter une étude préalable sur la présence éventuelle de valeurs archéologiques.
Région flamande : Décret du 30 juin 1993 portant protection du patrimoine
archéologique (M. B. du 15 septembre 1993)
Réglemente la protection, la préservation, le maintien en état, la réparation et la gestion du
patrimoine archéologique.
Région de Bruxelles-Capitale : Code Bruxellois de l’Aménagement du Territoire (CBAT)
Les dispositions légales relatives à la préservation du patrimoine immobilier de la Région de
Bruxelles-Capitale ont été reprises dans le Code Bruxellois de l’Aménagement du Territoire
(CBAT), titre V, qui est entré en vigueur le 5 juin 2004, ainsi que dans divers arrêtés
d’application. Le CBAT a été modifié récemment par l’ordonnance du 14 mai 2009 (entrée en
er
vigueur le 1 janvier 2010).
Région wallonne : Décret wallon sur l’Aménagement du Territoire, l’Urbanisme et le
Patrimoine (CWATUP)
Dans le CWATUP, le Volume III (art. 185 à 252 et Volume IV, art. 450 (partie) et 477 à 529)
est dédié aux monuments, sites ruraux et fouilles.
Climat
Protocole de Kyoto
La mise en œuvre européenne du Protocole de Kyoto prévoit une réduction des émissions de
gaz à effet de serre en Belgique de 7,5 % d’ici à 2012 par rapport à l’année de référence
1990. Cet objectif de réduction a été subdivisé en une réduction de 5,2 % pour la Région
flamande, une réduction de 7,2 % pour la Région wallonne et une augmentation de 3,475 %
pour la Région de Bruxelles-Capitale. En outre, le Gouvernement fédéral s’est engagé à une
réduction de 4,8 Mtonnes de CO2-équivalents.
Région flamande : Plan flamand de politique climatique
Comprend des mesures qui représentent un supplément de réduction des émissions par
rapport à la politique actuelle et à trait à tous les gaz à effet de serre du protocole de Kyoto.
Région de Bruxelles-Capitale : Plan pour l’amélioration structurelle de la qualité
de l’air et la lutte contre le réchauffement climatique (2002 - 2010)
Ce plan représente une décision du Gouvernement de Bruxelles-Capitale qui mentionne la
stratégie, les priorités et les actions qu’il utilisera au cours de ces 10 années, même si des
révisions sont possibles. Le plan est impératif pour toutes les unités administratives qui
dépendent de la Région.
Région wallonne : Plan d’action de la Région Wallonne en matière de
changements climatiques (18 juillet 2001)
Il s’agit d’un plan d’action du Gouvernement de la Région wallonne contre les changements
climatiques.
27
28
5249-506-073
4.
LIEN AVEC D’AUTRES PLANS ET PROGRAMMES
Selon l’Annexe II de la Loi du 13 février 2006, le SEA doit notamment comporter une
esquisse du lien entre le plan de l’ONDRAF et d’autres plans et programmes pertinents.
En ce qui concerne les plans et programmes cités dans la Loi susmentionnée, le lien
principal, sinon unique, à ce stade de la prise d’une décision de principe, est celui avec le
plan ou programme relatif à la production et l’approvisionnement en électricité, prévu dans
l’article 3, § 1 de la Loi du 29 avril 1999 relative à l’organisation du marché de l’électricité.
Pour ce plan, une évaluation stratégique des incidences sur l’environnement selon la Loi du
13 février 2006 a d’ailleurs aussi été réalisée (29), (30).
La décision de prolongation de la durée d’exploitation des centrales électronucléaires est
étroitement liée aux moyens de production pour l’approvisionnement en électricité. Le 12
octobre 2009, le Conseil des ministres a décidé de prolonger de 10 ans la durée
d’exploitation des trois centrales les plus anciennes du parc nucléaire belge (Doel 1, Doel 2
et Tihange 1). Cette décision devrait encore être transposée dans un texte juridique. D’ici là,
la Loi du 31 janvier 2003 reste d’application.
La décision du Conseil des ministres fait suite à la remise le 30 septembre 2009 par le
groupe GEMIX de son rapport final sur le mix énergétique idéal pour la Belgique, qui formule
notamment plusieurs propositions relatives à la poursuite du nucléaire en Belgique (8). Ce
groupe d’experts nationaux et internationaux devait, conformément aux dispositions de
l’Arrêté Royal du 28 novembre 2008 (31), réaliser une étude destinée à présenter au
Gouvernement un ou plusieurs scénarios de mix énergétique idéal rencontrant
simultanément les exigences posées par la sécurité d’approvisionnement, la compétitivité et
la protection de l’environnement et du climat, ainsi que les coûts/bénéfices de ce ou ces
scénarios.
Tenant compte du cas où la décision de prolonger de 10 ans la durée d’exploitation des trois
centrales les plus anciennes serait maintenue, l’ONDRAF a réalisé une toute première
évaluation de l’impact de cette décision sur les quantités de déchets radioactifs à gérer, et
ceci, à titre strictement informatif (voir Tableau 4) (11). C’est en effet aux producteurs
concernés, en l’occurrence Electrabel et Synatom, de lui fournir, dès que possible, leurs
propres prévisions de production.
Tableau 4 :
Inventaire indicatif en tenant compte d’une extension à 50 ans de l’exploitation de
Doel 1 et 2 et Tihange 1
3
Catégorie
Volume (m )
A
70.900
B&C, si reprise du retraitement
11.900
B&C, si abandon du retraitement
15.400
Le volume total de déchets des catégories B et C, si les réacteurs Doel 1 et 2 et Tihange 1
seront exploités pendant 10 années supplémentaires, est estimé à 11.900 m³ avec
retraitement et à 15.400 m³ sans retraitement. Les 40 ans d’exploitation des autres centrales
commerciales et toutes les autres productions sont compris (8), (11).
4 Lien avec d’autres plans et programmes
29
Les volumes de déchets supplémentaires résultant de la prolongation éventuelle des trois
centrales nucléaires visées par la décision du Conseil des ministres ont été calculés par
règle de proportionnalité (rapport entre la puissance totale des trois unités concernées et la
puissance totale du parc nucléaire actuel). Ils ne prennent en compte que les déchets
d’exploitation, c’est-à-dire résultant du fonctionnement des centrales. Aucune estimation
n’est en effet actuellement disponible pour les volumes de déchets, potentiellement non
négligeables, qui pourraient être générés par des opérations de renouvellement ou de
rajeunissement des infrastructures.
La prolongation éventuelle de la durée d’exploitation de trois centrales nucléaires ne remet
en rien en question le besoin d’une décision de principe en matière de gestion à long terme
des déchets des catégories B et C. Elle le renforce même. Dans ses recommandations, le
GEMIX a ainsi indiqué qu’« il y a lieu de fournir tous les efforts nécessaires qui tiennent
compte de l’évolution technologique pour arriver à une solution définitive qui soit acceptable
du point de vue sociétal pour la gestion des déchets radioactifs de types B et C ».
Elle n’a par ailleurs aucun impact sur l’éventail des options de gestion considérées et sur
l’approche générale suivie pour l’évaluation des incidences environnementales prévue dans
le cadre du SEA.
Le Projet de Plan Déchets fait en outre le lien entre la gestion à long terme des déchets des
catégories B et C et une série de questions ouvertes de nature stratégique, réglementaire ou
décisionnelle qui sont susceptibles d’avoir une influence sur cette gestion. Outre la politique
énergétique de la Belgique déjà mentionnée, il s’agit entre autres de la levée ou non du
moratoire sur le retraitement des combustibles irradiés, du statut de ces combustibles
irradiés et de la décision ou non d’intervention sur des installations existantes d’entreposage
de déchets.
Au cours des autres étapes de la décision, qui peuvent éventuellement conduire à la
sélection d'un (de) site(s) où seront réalisées des installations pour la gestion à long terme
de déchets radioactifs des catégories B et C, des liens (et éventuellement des conflits)
peuvent se dégager, notamment avec des plans ou programmes régionaux. On peut penser
plus particulièrement aux plans qui réglementent l’utilisation de l’espace dans les régions,
comme les Plans régionaux en Région wallonne et les Plans d’exécution territoriaux en
Région flamande. A ce stade précoce du processus décisionnel, il n’est toutefois pas
judicieux d’approfondir ces aspects.
30
5249-506-073
5.
MÉTHODOLOGIE
5.1
Le cadre d’examen
5.1.1
Une large vision sur les incidences à considérer comme pertinentes
Puisque le SEA tient compte des quatre dimensions qui dirigent l’établissement du Plan
Déchets (voir paragraphe 2.3), il ne se limitera pas à l’étude des incidences sur
l’environnement au sens strict du terme. Concrètement, ceci signifie qu’en plus des thèmes
environnementaux classiques (notamment ceux décrits sous le point 6 de l’Annexe II à la Loi
du 13 février 2006), les thèmes économiques, sociétaux et éthiques seront également
abordés. En outre, il faut également considérer, lors de l’évaluation des incidences liées à
ces thèmes, la qualité des bases scientifiques et techniques des options de gestion. La
mesure dans laquelle les options sont « robustes » à l’égard d’évolutions futures
impossibles à prévoir (voir paragraphe 5.3.4) constitue également un point important.
Dans le chapitre 8, on abordera en détail la manière dont les thèmes ci-dessus sont traduits
en critères qui permettent l’évaluation des différentes options de gestion.
5.1.2
Différents cadre d’examen et options de gestion pour le court et le long terme
Le Plan Déchets et donc également le SEA sont caractérisés par un horizon temporel
exceptionnellement long. En effet, il faut plusieurs dizaines de milliers d’années (voire
beaucoup plus) avant que la radioactivité des déchets à gérer ne diminue. Pendant tout ce
temps, l’option de gestion doit être à même de garantir la sûreté de l’homme et de
l’environnement. Cette donnée pose des exigences spécifiques à la manière dont on aborde
l’évaluation des incidences dans le SEA, car la nature et l’importance des incidences des
options de gestion évolueront avec le temps.
Dans la pratique, une analyse séparée pour le court terme et le long terme est exécutée
dans ce SEA. Chaque période est caractérisée par des points d’attention, des critères
d’évaluation et des marches à suivre distincts.
Par « court terme », nous entendons une période d’environ 100 ans suivant la décision de
principe. C’est au cours de cette période qu’ont lieu la préparation, la construction,
l’exploitation et la fermeture éventuelle et/ou le démantèlement éventuel des installations
dédiées à la gestion à long terme des déchets radioactifs. Cette période est donc une phase
opérationnelle au cours de laquelle une série d’opérations ont lieu qui peuvent avoir une
incidence (radiologique tout comme non radiologique) sur l’environnement. A remarquer que
ceci est également valable dans le cas où aucune décision de principe ne serait prise (ce
qu’il est convenu d’appeler l’option statu quo) ou si l'on devait choisir de différer la décision
pendant une durée indéterminée. Dans ces cas également, un certain nombre d’actions sont
en effet nécessaires, ne serait-ce que pour consolider les mesures de sûreté et de protection
existant actuellement et les adapter à une période plus longue.
Cette phase étant caractérisée par de nombreuses et diverses activités dont l’impact sur
l’environnement est connu ou sera connu dans ses grandes lignes, il est judicieux de lui
associer une évaluation des incidences « classiques » sur l’environnement. Ces incidences
peuvent être assimilées à celles que l’on trouve dans l’Annexe II, point 6, de la Loi du 13
février 2006, à savoir les incidences sur « la diversité biologique, la population, la santé
humaine, la faune, la flore, les sols, les eaux, l’air, les facteurs climatiques, les biens
5 Méthodologie
31
matériels, le patrimoine culturel, y compris le patrimoine architectural et archéologique, les
paysages ».
Vu l’incertitude concernant la localisation de mise en œuvre et l’élaboration technique des
options de gestion, l’évaluation des incidences à court terme sera essentiellement, au cours
de cette phase (l’évaluation environnementale stratégique), une description qualitative basée
sur des jugements d’experts (voir paragraphe 5.3.6). Ces jugements permettront aux
décideurs de se faire une idée correcte des avantages et désavantages de chacune des
options de gestion au cours des cent premières années, mais ne contiendra aucune
évaluation précise des incidences. Au cours des phases suivantes de « l’approche par
étapes » (voir paragraphe 5.2.1), lorsque l’élaboration technique et l’(les) emplacement(s)
possible(s) seront mieux définis, il sera toutefois possible de se prononcer à ce sujet.
Le « long terme » vise une période qui commence après le court terme (c’est-à-dire après
100 ans) et qui peut durer de plusieurs dizaines à plusieurs centaines de milliers d’années.
Si nous pouvons en principe supposer une stabilité géologique pour cette période dans notre
région, les appréciations relatives aux évolutions sociales escomptées sont par contre
dépourvues de sens. De même, certaines évolutions naturelles (p.ex. au niveau de la
biosphère) sont très difficilement prévisibles.
Une évaluation des incidences selon la structure de l’Annexe II, point 6, de la Loi du 13
février 2006 n’est donc pas judicieuse pour le long terme. Il existe tout simplement trop
d’incertitudes, tant en ce qui concerne les conditions qui peuvent générer un impact qu’en ce
qui concerne les récepteurs humains et naturels qui peuvent subir cet impact. Pour le long
terme, on ne considèrera donc pas véritablement les impacts eux-mêmes mais la
vraisemblance que ces impacts se produisent. Si nécessaire, on fait une différenciation dans
le temps. Par exemple, en cas d’un dépôt géologique, des incidences thermiques sur la
formation hôte sont attendues après environ 1000 ans ; celles-ci sont décrites séparément.
Le cadre d’évaluation sera donc différent pour le court terme et le long terme. Pour le court
terme, notamment les domaines d’impact décrits dans l’Annexe II de la loi du 13 février 2006
sont pris en compte et la nature de ces impacts est décrite le plus complètement possible.
Pour le long terme, le cadre d’évaluation est plus concis ; c’est la vraisemblance pour les
incidences de se produire qui est essentiellement examinée.
Il existe encore une autre différence fondamentale entre le court terme et le long terme, qui
est liée au caractère imprévisible du trajet décisionnel futur.
Pour le court terme, il est possible d’évaluer les différentes options de gestion sur un même
pied. Nous connaissons en effet, dans les grandes lignes, la nature, le trajet décisionnel et le
planning des mesures à prendre au cours du siècle à venir pour chacune des options, y
compris au cas où la décision est reportée de plusieurs décennies. A court terme, les
développements autonomes naturels (ce sont les développements qui se produiront aussi si
le Plan Déchets n’est pas réalisé) peuvent être estimés et leurs incidences prises en compte
lors de l’évaluation. Ceci est moins évident pour les évolutions sociétales, mais des
hypothèses raisonnables peuvent néanmoins être émises.
Pour le long terme, le trajet décisionnel est par contre inconnu. Il est néanmoins à peu près
certain que différentes décisions seront prises (ou ne seront pas prises ce qui revient au
même) et qu’elles modifieront, amélioreront ou réduiront à néant les différentes options
proposées aujourd’hui, avec toutes leurs conséquences négatives ou positives. Ceci signifie
que pour le long terme, il n’est pas raisonnable de s’arrêter aux définitions des options de
gestion telles que nous pouvons les formuler actuellement. L’évaluation pour le long terme
se limite donc à une comparaison conceptuelle des options principales à savoir « gestion
passive » et « gestion active » (voir paragraphe 2.2 pour une définition de ces termes).
32
5249-506-073
Les options de gestion à évaluer seront donc différentes pour le court terme et le long terme,
respectivement. Pour le court terme, certaines options de gestion clairement circonscrites
seront examinées. Pour le long terme, le choix se limite au choix de principe entre gestion
active et gestion passive.
La Figure 4 donne six exemples de trajets de gestion possibles et montre qu’à long terme, le
choix fondamental est celui entre gestion active et gestion passive. Les options de gestion X
et Y sont des options provisoires possibles dans l’attente d’une option pour une gestion
active ou passive à long terme.
Court terme
Long terme
Gestion passive
Gestion active
Option de gestion Y
Gestion passive
Option de gestion X
Gestion passive
Option de gestion X
Gestion active
Option de gestion X
Figure 4 :
Option de gestion Y
Gestion passive
Différence entre les options de gestion à étudier pour le court et le long terme
5.2
Le processus
5.2.1
Le SEA, première étape d’un processus d’évaluation des incidences sur
l’environnement
Le Plan Déchets est un document stratégique et l’évaluation correspondante des incidences
sur l’environnement (SEA) a donc une haute teneur stratégique. Concrètement, ceci signifie
que le Plan Déchets et le SEA se concentrent sur les différences fondamentales entre des
options de gestion possibles, sans développer ces options en détail sur le plan technique et
sans se prononcer sur la ou les implantation(s) où ces options seront mises en œuvre. Le
niveau de développement technique des options aura bien évidemment des conséquences
sur le niveau de détail avec lequel les incidences peuvent être décrites
C’est la raison pour laquelle l’évaluation des incidences sur l’environnement doit être
considérée comme un processus comportant différentes étapes dont la première est le SEA.
Le processus prend dès lors la forme d’une « approche par étapes ».
Le principe de base de l’approche par étapes est simple : l’évaluation des incidences sur
l’environnement est effectuée au cours de différentes phases successives, avec pour
chaque phase un niveau de détail n’allant pas au-delà de ce qui est possible et défendable
compte tenu du niveau de détail du plan considéré et de la décision que le plan doit
supporter. Ceci signifie donc que certains aspects ou niveaux de l’évaluation seront reportés
à des phases ultérieures (plus axées sur le projet, moins stratégiques) dans la réalisation
5 Méthodologie
33
d’une solution durable pour la gestion des déchets radioactifs des catégories B et C. Ceci ne
signifie nullement que l’évaluation ne serait pas complète ou ne serait pas précise : lorsque
toutes les phases auront été parcourues, le plan et sa matérialisation auront, en effet, été
évalués dans le détail.
Une telle approche par étapes dans un SEA est spécifiquement autorisée par l’article 11 de
la Loi du 13 février 2006 qui indique « (…) Lorsque le plan ou programme fait partie d'un
ensemble hiérarchisé, le rapport sur les incidences environnementales peut tenir compte, en
vue d'éviter une répétition de l'évaluation du fait que l'évaluation des incidences sera
effectuée à un autre niveau de l'ensemble hiérarchisé ».
En outre, l’Annexe II de la même Loi indique que l’étude des incidences sur l’environnement
(dans ce cas, le SEA) doit seulement comprendre les informations exigées « compte tenu
des connaissances et des méthodes d'évaluation existantes, du contenu et du degré de
précision du plan ou du programme, du stade atteint dans le processus de décision et du fait
qu'il peut être préférable d'évaluer certains aspects à d'autres stades de ce processus afin
d'éviter une répétition de l'évaluation ».
La Figure 5 explicite le principe de l’approche par étapes.
L’APPROCHE PAR ETAPES DES ETUDES D’INCIDENCES SUR L’ENVIRONNEMENT
Etude stratégique des
incidences sur
l’environnement
(SEA)
Etude des incidences sur
l’environnement pour
l’option de gestion
choisie
Plan Déchets
Evaluation des options de
gestion à long terme
Etude des incidences
sur l’environnement
au niveau projet
Dossier de sûreté et de
faisabilité
Option connue
Evaluation de différentes
implantations et formes de
mise en œuvre d’installations
de gestion
Demande de permis
pour le projet
L’emplacement et les
détails techniques de
l’installation sont connus
Variantes de mise en
œuvre
Décision de principe
(~ 2010)
Figure 5 :
Décision sur l’emplacement
et la forme de mise en œuvre
(~ 2020 ?)
Octroi de permis
(~ ?)
Approche par étapes pour l’évaluation des incidences sur l’environnement d’une
option pour la gestion à long terme des déchets des catégories B et C
Dans le présent processus SEA, l’accent est placé sur le support de la décision de principe,
comme mentionné précédemment. Les impacts spécifiques au projet, le choix des
implantations ou les projets techniques détaillés ne sont donc pas encore à l’ordre du jour
34
5249-506-073
dans ce processus SEA, mais seront abordés au cours des étapes ultérieures de l’approche
par étapes.
Au cours des phases suivantes, l’option de gestion sélectionnée devra être développée plus
en détail et l’évaluation sera axée sur les variantes d’emplacement et/ou de mise en oeuvre.
Outre les aspects sûreté et fiabilité, cette évaluation prendra également en compte des
considérations environnementales ( « safety and feasibility case » intégré). Les effets à court
terme pourront dès lors être décrits et évalués de manière détaillée, si possible en termes
quantitatifs.
Au cours d’une dernière étape, lorsque l’implantation et les détails techniques de l’option de
gestion choisie sont connus, une EIE de projet doit soutenir le choix entre d’éventuelles
variantes de mise en oeuvre et permettre l’octroi des permis (notamment les permis
nucléaires et d’environnement).
Après l’octroi d’un permis de construction et d’exploitation, les incidences radiologiques et
non radiologiques sur l’environnement seront évaluées de manière plus détaillée, par
exemple au moment de la révision des permis et au cours du suivi et du contrôle réguliers
des installations.
5.2.2
Une consultation sociétale proactive à l’initiative de l’ONDRAF
Etant donné que l’ONDRAF reconnaît l’utilité et l’intérêt d’une implication précoce des
différents segments de la société dans la prise de décision, il a organisé une consultation
sociétale de sa propre initiative préalable à l’élaboration du Projet de Plan Déchets et du
SEA. Cette consultation avait pour but d’informer la population du fait que l’ONDRAF souhaite
établir un Plan Déchets et également de donner forme au Projet de Répertoire et au Projet
de Plan Déchets sur la base des idées, questions et préoccupations qui animent le public à
propos de la gestion à long terme des déchets de haute activité et/ou de longue durée de
vie.
Comme support à la consultation sociétale, un certain nombre de documents et de
présentations résumant les informations de base pertinentes ont été mis à disposition. Les
citoyens ont pu consulter ces documents et donner leur avis via le site web dédié de
l’ONDRAF (http://www.ondraf-plandechets.be).
Dans le cadre de cette consultation sociétale, une conférence interdisciplinaire a été
organisée à l’intention des spécialistes et des scientifiques de diverses disciplines, de même
que huit dialogues, auxquels ont pu participer des groupements sociaux et les citoyens
intéressés. Au cours de la consultation, les participants ont eu la possibilité de poser leurs
questions et d’exposer leurs préoccupations concernant la gestion à long terme des déchets
de haute activité et/ou de longue durée de vie. Une synthèse de ces questions et
préoccupations est donnée dans l’Annexe A. Le rapport complet de la consultation (27) est
aussi disponible sur le site web de l’ONDRAF.
Les résultats de ce processus ont été pris en compte lors de l’établissement du Projet de
Répertoire et du Projet de Plan Déchets. Pour l’évaluation des différentes options de
gestion, le SEA tient compte des questions et des préoccupations qui ont été exprimées au
cours des dialogues. Dans l’Annexe A, un lien est établi entre ces questions et les éléments
du SEA qui leur apportent une réponse.
D’autre part, l’ONDRAF a confié à la Fondation Roi Baudouin l’organisation d’un processus
participatif indépendant (qui a pris la forme d’une Conférence Citoyenne), ayant pour thème
le processus décisionnel concernant la gestion à long terme de déchets de haute activité
et/ou de longue durée de vie. La composition du groupe de participants reflète la diversité de
5 Méthodologie
35
la société belge actuelle. Cette Conférence Citoyenne a lieu fin 2009 / début 2010 et ses
résultats ont été inclus dans l’élaboration du Projet de Plan Déchets et du Plan Déchets (32).
Tant la consultation sociétale que la Conférence Citoyenne seront dirigées et évaluées par
des comités indépendants.
5.3
La marche à suivre
5.3.1
Impacts radiologiques pour une évaluation des incidences au niveau stratégique
Le SEA est associé à un plan pour la gestion à long terme des déchets radioactifs des
catégories B et C. Il est donc évident qu’en plus des impacts « classiques », les impacts
radiologiques seront également pris en compte.
Les impacts radiologiques dont il sera tenu compte pour l’évaluation des incidences au
niveau stratégique sont les suivants :
Pour le court terme, qui coïncide pour la plupart des options avec la phase
opérationnelle (transport des déchets radioactifs, (re)conditionnement des déchets,
construction d’installations, exploitation et fermeture et/ou démantèlement
éventuels), les impacts radiologiques sur l’homme et sur la nature découlant de ces
différentes actions successives seront pris en compte.
Pour le long terme, les incidences radiologiques qui émanent des déchets
radioactifs mis en dépôt ou entreposés sont prises en compte, tant dans des
conditions « normales » que dans le cas d’événements perturbants ou accidentels.
Les incidences sur l’homme et sur la nature sont considérées.
L’intention n’est absolument pas, dans le cadre du SEA, de réaliser des calculs de doses
spécifiques pour l’homme ou la nature. La nature stratégique de l’étude, la description
générique des options de gestion et l’incertitude concernant la ou les implantations où
l’option de gestion serait mise en oeuvre concourent toutes à conclure que des calculs de
doses dans ce cadre ne sont ni réalisables, ni souhaitables. Les données résultantes
seraient, en outre, très difficiles à interpréter en termes de décision politique, et une grande
incertitude existerait concernant la signification réelle des différences entre les options.
Ceci ne signifie toutefois pas que l’on ignorera les connaissances et les acquis existants. Il
existe, en effet, une base de connaissances très étendue concernant les incidences
radiologiques du traitement, du transport, de l’entreposage et du dépôt des déchets
radioactifs. En outre, des dossiers de sûreté ont déjà été constitués dans d’autres pays pour
des projets spécifiques, liés ou non à un site d’implantation, qui se trouvent à un stade
avancé. En Belgique, une base de connaissances importante existe actuellement
concernant la gestion à long terme des déchets des catégories B et C (voir p.ex. (7)). Cette
base de connaissances servira bien entendu à soutenir et étoffer les avis émis par les
experts. Lorsque des chiffres existent dans la bibliographie, ceux-ci seront utilisés, précisés
et interprétés. Si leur degré de précision et de fiabilité est suffisant, et ceci dans une mesure
égale pour chacune des options de gestion, des avis quantitatifs seront bien entendu émis.
Outre ces informations quantitatives, la robustesse des options de gestion constituera un
important élément d’évaluation. La mesure dans laquelle les évolutions qui ne peuvent pas
être prévues complètement peuvent influencer dans un sens négatif les éléments qui
soutiennent la sûreté à long terme doit être incluse dans l’évaluation qualitative des impacts
36
5249-506-073
radiologiques des options de gestion. Le concept de robustesse est élaboré dans le
paragraphe 5.3.4.
Il va de soi que des calculs de doses devront toutefois être réalisés dans le cadre
d’évaluations ultérieures si la décision de principe se traduit par un projet concret (lié à un
site d’implantation) (voir paragraphe 5.2.1). A ce stade, des indicateurs pertinents seront
utilisés qui permettent de suivre et d’évaluer l’impact radiologique de l’installation sur
l’homme et l’environnement.
Pour le présent SEA, on tiendra notamment compte des guidances pertinentes sur le plan
des principes de sûreté généraux et de la stratégie de sûreté pour la gestion à long terme
des déchets radioactifs actuellement en cours d’établissement par l’Agence Fédérale de
Contrôle Nucléaire (AFCN).
5.3.2
Pas de délimitation territoriale
Le fait que ce SEA se rapporte à une décision de principe entraîne qu’aucune délimitation
territoriale précise de la zone du plan ou de la zone des incidences ne peut être donnée.
Une décision éventuelle concernant l’emplacement de l’installation de gestion à long terme
de déchets radioactifs des catégories B et C n’est en effet pas encore à l’ordre du jour.
Plusieurs options de gestion posent évidemment indirectement des exigences
d’implantation ; c’est ainsi que le dépôt final géologique implique la présence d’une couche
géologique appropriée (des détails sur les options de gestion et leurs limitations sont donnés
au chapitre 7). Pourtant, ceci ne mène en aucun cas à un avis précis sur le site où cette
option devrait être mise en œuvre dans le cadre du Plan Déchets.
A l’exception de l’option du statu quo, les options de gestion peuvent être considérées tant
dans un cadre national que dans un cadre partagé (c.-à-d. multinational). Une option
nationale est, par définition, réalisée en Belgique. Une option de gestion partagée est
susceptible d’être réalisée tant en Belgique qu'à l’étranger, compte tenu du principe de
réciprocité.
L’absence d’une délimitation territoriale a essentiellement des conséquences sur l’évaluation
pour le court terme ; pour le long terme, en effet, nous tenons uniquement compte de la
vraisemblance d’occurrence de certaines incidences inacceptables, sans les lier à une
implantation déterminée.
L’absence d’une délimitation territoriale peut être abordée de manières diverses lors de
l’évaluation des impacts, notamment l’emploi d’environnements-types et l’emploi de critères
non liés à l’implantation.
L’incertitude concernant l’environnement récepteur peut être compensée en travaillant avec
des environnements-types (19). Bien entendu, ceux-ci doivent déjà être adaptés le mieux
possible aux exigences d’implantation liées à une option de gestion déterminée. De même,
des évaluations de sûreté effectuées antérieurement pour ces options de gestion peuvent
fournir des informations, par exemple sur la distance minimale par rapport à une zone
résidentielle de manière telle que le risque (radiologique) reste acceptable. Ceci peut encore
être complété par des hypothèses qui spécifient l’environnement avec un niveau de détail tel
qu’elles constituent une base suffisante pour la description et l’évaluation des incidences. Il
convient toutefois de veiller à ce que l’environnement-type reste suffisamment générique, de
manière à ce que les conclusions gardent une large pertinence. Pour les impacts
radiologiques, l’environnement-type peut être assimilé à la biosphère de référence telle
qu’elle est par exemple définie dans les recommandations de l’AIEA (33).
5 Méthodologie
37
Dans ce SEA, nous définissons quatre environnements-types : zone urbaine, zone agricole,
zone naturelle et zone industrielle. Ces environnements-types font l’objet d’une description
succincte ci-dessous. Dans le Tableau 5, les caractéristiques les plus importantes sont
résumées.
Une zone urbaine est caractérisée par une haute densité de population et un degré
élevé d’émissions atmosphériques et sonores en raison du transport et de
l’habitation. La faune et la flore naturelles sont quasiment absentes. Le régime
hydraulique est perturbé : les eaux pluviales ne peuvent pas s’infiltrer dans le sol
très durci et s’écoulent en direction des bassins et des cours d’eau. Ceci entraîne
une augmentation du débit et accroît le risque d’inondations. La pollution des eaux
pluviales qui s’écoulent pénètre dans les eaux de surface.
L’agriculture est l’ensemble des activités économiques grâce auxquelles le milieu
naturel est adapté pour la production de végétaux et d’animaux à usage humain.
Ceci a une influence sur la faune et la flore, constituée, d’une part, de plantes
agricoles et de bétail, et d’autre part, de communautés biotiques spécifiques. Le sol
et l’eau sont perturbés par les pratiques agricoles (irrigation, pollution avec des
pesticides, …). L’élevage du bétail est responsable d’une partie importante des
émissions de gaz à effet de serre (méthane). La densité de la population et
l’intensité des émissions sonores sont faibles.
Une zone naturelle présente des caractéristiques marquantes en relation avec la
faune et la flore et les caractéristiques paysagères (p.ex. grande étendue, grande
biodiversité). Le sol et l’eau sont (relativement) naturels et non perturbés. La
densité de population et l’intensité des émissions atmosphériques et sonores sont
faibles par rapport aux zones urbaines.
Une zone industrielle est désignée en tant que telle dans les plans de secteur ou
les plans d'exécution spatial. Il s’ensuit que la densité de population est faible.
L’intensité des émissions atmosphériques et sonores est élevée en raison des
activités industrielles et du transport. Le risque de pollution du sol et de l’eau est
augmenté. La faune et la flore sont absentes ou fortement perturbées.
Tableau 5 :
Caractéristiques des environnements-types
Zone urbaine
Densité de
population
Elevée : > 295 / km
Emissions à
l’atmosphère
Zone agricole
2
Zone naturelle
2
Zone industrielle
2
2
Faible : < 295 / km
Faible : < 295 / km
Faible : < 295 / km
Haute intensité
Haute intensité en
cas d’élevage de
bétail
Faible intensité
Haute intensité
Emissions sonores
Haute intensité
Faible intensité
Faible intensité
Haute intensité
Sol et eau
Perturbés
Influencés par
l’agriculture
Naturels
Perturbés
Faune et flore
Perturbées
Spécifiques :
plantes agricoles,
bétail
Naturelles
Perturbées
Une autre solution pour aborder l’incertitude sur l’environnement consiste à travailler avec
des critères non liés à l’implantation. C’est ainsi que pour la qualité de l’air on peut
considérer les émissions de l’installation (c’est-à-dire la quantité rejetée) au lieu des
38
5249-506-073
immissions (c’est-à-dire la concentration résultante dans le milieu récepteur). Notamment
pour le long terme, des critères non liés à l’implantation sont indiqués parce que l’incertitude
sur (l’évaluation de) l’environnement est très grand. Un aperçu des critères pour le court et le
long terme est donné au chapitre 8.
Comme approche complémentaire pour l’évaluation des incertitudes liées à l’absence de
délimitation territoriale, une première évaluation des conditions de mise en œuvre des
différentes options est exécutée dans le SEA (voir paragraphe 5.3.3).
5.3.3
Conditions de mise en œuvre des options de gestion étudiées
Les options de gestion seront évaluées sur la base des facteurs qui sont déterminants pour
la sélection d’un site où les installations pour la gestion à long terme des déchets des
catégories B et C pourraient être implantées. Les conditions limites applicable à chaque
option peuvent différer selon l'option : c’est ainsi que d’un point de vue scientifique et
technique, il peut y avoir plus de limitations pour un site où un dépôt géologique est mis en
œuvre que pour un site où est implantée une installation d’entreposage.
L’absence de données précises concernant la conception des ouvrages pour les différentes
options de gestion sera compensée en travaillant avec des concepts-type. Un concept-type
comprend une description selon des lignes guides des actions, constructions (bâtiments,
installations,…) et autres propriétés qui sont spécifiques à une option déterminée, compte
tenu des exigences et des limitations liées à la réalisation de cette option dans un contexte
belge.
Les concepts-type pour les différentes options de gestion sont décrits dans le paragraphe
7.2. Pour plus de détails sur les conditions de mise en œuvre en Belgique, voir (34), (35) et
(36).
5.3.4
Robustesse
Les évolutions impossibles à prévoir précisément à long terme entraînent un haut degré
d’incertitude. Pour les analyses du SEA, nous devons tenir compte de ces incertitudes. Une
confiance trop grande dans les certitudes existantes, les structures sociales et les
connaissances technologiques risque de mener à une confrontation des générations futures
à des événements et des impacts contre lesquels elles ne sont pas armées.
L’incertitude est une donnée, et la mesure dans laquelle les différentes options de gestion
sont exposées à l’incertitude relative aux changements est la même pour toutes les options.
Ce qui diffère toutefois est la mesure dans laquelle ces changements incertains ont des
conséquences sur le bon fonctionnement de l’option elle-même et sur les impacts qui en
découlent (dont le moindre n'est pas l'impact radiologique). La mesure dans laquelle une
option de gestion est moins ou plus influencée par (l’incertitude) des changements peut être
désignée par le terme de robustesse. La robustesse est donc une propriété intrinsèque de
l’option de gestion.
Les changements mentionnés ci-dessus peuvent être de différentes sortes :
Evolutions naturelles
Changements dans la stabilité physique et technique intrinsèque de l’option de
gestion
Evénements non naturelles externes
Evolutions sociétales
5 Méthodologie
39
Même si la nature et l’importance des changements futurs sont inconnues (et cela vaut
certainement pour les évolutions sociétales), il est possible de se prononcer sur la mesure
dans laquelle les différentes options de gestion peuvent répondre aux critères d’évaluation
(voir chapitre 8) dans des circonstances changeantes. Les solutions qui sont les plus aptes à
cet égard sont les plus robustes.
L'évaluation de la robustesse des options de gestion peut s'appuyer en partie sur une base
de connaissances internationale. Dans les évaluations de sûreté, en effet, on examine
toujours un certain nombre de scénarios d'évolution possibles qui peuvent avoir une
influence sur l'option de gestion. Dans le rapport SAFIR 2 (7), les scénarios d'évolution pour
une installation de dépôt géologique sont établis sur la base de caractéristiques,
d'événements et de processus pertinents possibles (Features, Events and Processes ou
FEPs). Le scénario d'évolution normale part d'une dégradation progressive de la capacité de
confinement du système de dépôt à cause de processus naturels. En outre, on examine
également un certain nombre de scénarios d'évolution altérée divers :
Evolutions naturelles :
Réchauffement climatique dû à l'effet de serre
Activation d'une faille tectonique à travers de la formation hôte et de
l'installation de dépôt
Glaciation sévère : formation d'une calotte glaciaire au-dessus de l'installation
de dépôt et attaque de la formation hôte et des barrières ouvragées par
l'érosion
Changements dans l'installation de dépôt elle-même :
Mauvais scellement des galeries principales et du puits d'accès, avec migration
des radionucléides comme conséquence
Défaillance prématurée d'une barrière ouvragée (c.-à-d. de la matrice de
conditionnement ou de l'emballage des déchets)
Formation de gaz dans les galeries de dépôt et création d'une voie de
migration préférentielle pour les radionucléides sous la pression du gaz
Evénements externes non naturels :
Forage d'un puits de captage d'eau dans l'aquifère sous la formation hôte au
voisinage immédiat de l'installation de dépôt ; utilisation de l'eau pompée pour
l'irrigation et comme eau potable
Forage d'exploration à travers l'installation de dépôt
On remarquera que ces scénarios d'évolution ont été développés pour le dépôt géologique.
Pour d'autres options de gestion, d'autres évolutions peuvent être plus pertinentes. Pour des
installations d’entreposage en surface, on étudie par exemple aussi l'influence d'une
inondation, d'une explosion ou d'une décharge dans l'environnement, d'une tornade et de la
chute d'un avion (37).
Une discussion systématique de la robustesse à l'égard des évolutions sociétales ne se
retrouve toutefois pas dans la bibliographie concernant les évaluations de sûreté. L'AIEA
(38) et l’Agence pour l’Energie Nucléaire (AEN) de l’OCDE (39) renvoient toutefois à la
pertinence de changements sociétaux pour la gestion des déchets radioactifs, mais n'y
associent pas de scénarios d'évolution clairement décrits. C'est pourquoi nous développons,
pour le SEA relatif au Plan Déchets, la notion de robustesse sociétale. Dans l'Annexe C,
nous décrivons les différents aspects de la robustesse sociétale, nous développons
40
5249-506-073
plusieurs scénarios d'évolution pour le court et le long terme et nous examinons la manière
dont ces évolutions peuvent influencer les différentes options de gestion.
Une évaluation globale de la robustesse des options de gestion (en partant d'évolutions
naturelles, de changements internes, d'événements externes non naturels et d'évolutions
sociétales) se retrouve dans le chapitre 10.
La robustesse d’une option de gestion déterminée dans des circonstances changeantes est
liée directement à la fiabilité de l’évaluation des incidences résultantes, faite dans le SEA.
Si toutes les autres variables sont constantes, la fiabilité de cette évaluation dépendra
principalement de la robustesse de l’option. Une évaluation préalable de la robustesse des
options de gestion est donc un élément essentiel du SEA : elle permet d’estimer la fiabilité
de l’évaluation des incidences.
5.3.5
Evaluation des options de gestion sur la base de critères évidents
La description et l’évaluation des incidences se feront sur la base de critères. Un critère est
l'expression mesurable et reproductible d'un impact défini. De bons critères répondent à
plusieurs conditions :
Ils sont acceptés par les différentes parties concernées comme pertinents dans le
contexte spécifique de leur utilisation. Dans le présent processus SEA, on opte
donc pour des critères qui sont judicieux au niveau d’une décision de principe. Les
critères dont on n’escompte pas d’influence sur la décision de principe sont écartés,
mais peuvent toutefois être éventuellement inclus dans une phase ultérieure de
l’approche par étapes. Pour évaluer leur pertinence, on tient compte, dans le
présent SEA, des limites de la description des incidences, notamment le fait qu’il
existe une différence entre le court terme et le long terme (voir paragraphe 5.1.2) et
que l’implantation n’est pas connue (voir paragraphe 5.3.2).
Ils sont mesurables, c’est-à-dire que pour chaque option de gestion, des données
de nature qualitative ou quantitative peuvent être générées. Dans le cas présent, il
s’agira essentiellement de données qualitatives, notamment parce que
l’implantation et la mise en œuvre technique des options de gestion ne sont pas
encore à l’ordre du jour au cours de cette phase stratégique. Les données
quantitatives gagneront en importance au fur et à mesure de l’avancement du
processus décisionnel et de l’évolution du niveau de l’approche par étapes dans
l’étude des incidences sur l’environnement.
Ils sont simples à interpréter. Cette condition revêt une importance supplémentaire
vu la nature stratégique du présent SEA.
Un aperçu des critères pour l’évaluation des incidences pour le court et le long terme est
présenté dans le chapitre 8.
5.3.6
Une large base de connaissances internationale et des analogies comme base de
l’évaluation
Dans la mesure où ce SEA se trouve à un niveau stratégique et part d’options de gestion
dont les détails doivent encore être élaborés au cours de phases ultérieures, aucun effort
n’est consenti pour calculer l’ampleur des impacts ou les estimer sur la base de modèles.
Toute tentative en ce sens procurerait un faux sentiment de précision, précision qui à l’heure
actuelle ne peut pas être obtenue pour toutes les options et qui, en dernière analyse, n’est
pas nécessaire pour pouvoir prendre une décision de principe.
5 Méthodologie
41
La description et l’évaluation des incidences sont donc basées sur un jugement d’expert. Le
jugement d’expert s’appuiera sur, et sera soutenu par, la base de connaissances très large
qui a été accumulée au niveau international au cours des dernières décennies concernant
les différentes options de gestion. A cet égard, il faut remarquer qu’au niveau international,
l’attention s’est surtout portée sur le dépôt géologique. Les autres options de gestion ont
néanmoins fait l’objet soit de programmes de recherche exploratoires, soit de considérations
stratégiques par rapport au dépôt géologique (voir chapitre 7).
Grâce à une collaboration intense au cours des ans au niveau international (dans le cadre
notamment de l’AIEA, de l’Union européenne et de l’OCDE) et grâce à des contacts
multilatéraux avec des organismes de gestion de déchets radioactifs dans de nombreux
pays, l’ONDRAF (et via l’ONDRAF, également les experts qui réalisent le SEA) a accès à cette
base de connaissances qui se trouve d’ailleurs pour une grande part dans le domaine public.
Sur la base de ces études et d’analogies avec des plans étudiés précédemment ou ailleurs
ou avec des installations similaires déjà existantes, il est possible d’émettre un jugement
d’expert scientifiquement fondé, sans devoir procéder, au cours de cette phase de l’étude, à
l’exécution de calculs (basés sur des modèles spécifiques) dont l’utilité est discutable, vu la
nature stratégique de la décision à prendre. Si des données quantitatives pertinentes
peuvent être générées sur base d’analogies, elles seront bien évidemment utilisées.
A remarquer que le jugement d’expert se rapporte aux impacts des différentes options de
gestion, mais n'aboutit pas à un classement préférentiel global ou à un avis concernant la
sélection d’une option préférentielle déterminée. Cet avis sera toutefois inclus dans le Plan
Déchets, pour préparer la décision de principe qui sera prise par le Gouvernement.
5.3.7
Importance des incidences cumulatives
Le terme « incidences cumulatives » signifie l’impact combiné du plan, programme ou projet
étudié et d’autres activités (40). L’étude des incidences cumulatives permet d’améliorer le
résultat de l’étude des incidences sur l’environnement : grâce au champ d’application élargi
et à l’approche plus intégrée, des considérations en relation avec l’environnement et le
développement durable peuvent être incluses à un stade précoce dans le processus
décisionnel. Dans le cadre de l’étude des incidences cumulatives, le but n’est toutefois pas
de décrire toutes les incidences cumulatives imaginables, mais de se concentrer sur les plus
pertinentes pour l’homme et l’environnement.
L’analyse des incidences cumulatives sera certainement pertinente pour l’évaluation des
impacts à court terme. Une question importante est par exemple de savoir comment les
riverains seront influencés par l’ensemble des actions au cours des phases successives de
la gestion : études de terrain, construction de l’installation, exploitation et (en fonction de
l’option de gestion choisie) fermeture et/ou démantèlement. Dans la mesure où le « court »
terme dure toutefois déjà relativement longtemps (près de 100 ans), il faudra tenir compte
d’incertitudes considérables.
D’autres incidences cumulatives importantes sont liées à une gestion centralisée des
déchets radioactifs en Belgique. La plupart des activités en relation avec la gestion à court et
à moyen terme des déchets des catégories A, B et C et la future installation de dépôt pour
les déchets de catégorie A sont centralisées sur les sites de Mol et Dessel (nord-est de la
Belgique). Si une option de gestion centralisée est mise en oeuvre, l’impact radiologique de
la nouvelle installation aura une incidence cumulative compte tenu de ce qu’il y a déjà des
installations. La réglementation actuelle sur le plan de la protection contre les rayonnements
ionisants (41) tient compte des incidences cumulatives d’une gestion centralisée ; c’est ainsi
par exemple que la dose admise provenant d'une installation spécifique représente
seulement une fraction de la limite réglementaire de dose totale pour la population.
42
5249-506-073
Dans la mesure où le SEA contient surtout des évaluations qualitatives (par exemple : aucun
calcul de dose prévu), la prise en considération d'incidences cumulatives sera également de
nature qualitative.
5.3.8
Incidences transfrontières
Le Plan Déchets et le SEA sont établis dans le but de pouvoir prendre une décision
stratégique judicieuse. Aucune zone (ou site) n’a été désignée pour la mise en œuvre de
l'un ou l'autre système de gestion à long terme éventuel. L’évaluation des options de gestion
possibles sera effectuée de manière qualitative et à un niveau générique, sans être
spécifique à un emplacement.
C’est pourquoi aucune incidence transfrontière ne peut être étudiée au cours de cette phase.
Ceci est également motivé par les articles 6, 1. iv et 13,1. iv de la Convention Commune sur
la sûreté de la gestion du combustible irradié et sur la sûreté de la gestion des déchets
radioactifs (42), qui a été approuvée dans la Loi du 2 août 2002 (43).
Les articles 6, 1. iv et 13, 1. iv stipulent clairement, quant au choix du lieu d’implantation des
installations prévues pour une gestion sûre du combustible irradié ou des déchets
radioactifs, que les Parties Signataires à la Convention doivent se consulter, pour autant
qu’elles risquent de subir les conséquences de ces installations et que les données
générales à propos de l’installation doivent être transmises auxdites Parties Signataires, si
elles le souhaitent, afin de leur permettre d’évaluer elles-mêmes, du point de vue de la
sûreté, les incidences éventuelles de l’installation sur leur propre territoire.
Toutefois, l’ONDRAF informera de façon proactive les Etats membres européens au sujet de
la réalisation d’un SEA dans le cadre de la rédaction du Plan Déchets. Sur la base de
l’intérêt exprimé, un échange d’informations plus ciblé pourra être organisé ensuite. Les
remarques éventuelles reçues des Etats membres seront prises en compte.
5 Méthodologie
43
44
5249-506-073
6.
SITUATION EXISTANTE
6.1
Géologie
Etant donné qu’aucun emplacement spécifique n’est considéré dans ce SEA, un aperçu
sommaire de la géologie de la Belgique dans son ensemble est présenté. Une carte
géologique simplifiée est reproduite sur la Figure 6.
Figure 6 :
Carte géologique de la Belgique
Source : Service géologique de Belgique
La stratigraphie est la science qui étudie la succession des dépôts sédimentaires,
généralement arrangées en couches (ou strates). Elle permet d’établir une chronologie
relative. Sur le plan stratigraphique, on peut subdiviser les formations géologiques présentes
en Belgique en deux grands groupes :
Celles appartenant au socle paléozoïque, parmi lesquelles on observe des massifs
cambro-ordo-siluriens et des roches dévono-carbonifères plus récentes. Ces
formations affleurent surtout dans le sud de la Belgique.
6 Situation existante
45
Celles formant la couverture, que l’on rencontre principalement dans le nord de la
Belgique.
La figure ci-dessous donne un aperçu des phases les plus importantes de l’histoire
géologique de la Belgique.
Figure 7 :
Phases de l'histoire géologique de la Belgique
La description qui suit des différentes formations géologiques et leur présence en Belgique
sont principalement basées sur les travaux de Vandenberghe et Laga (44) ainsi que ceux de
Wouters et Vandenberghe (45).
6.1.1
Le socle paléozoïque
6.1.1.1 Les roches cambro-ordo-siluriennes
Les roches cambro-ordo-siluriennes ont été plissées, fracturées et soulevées lors des
phases tectoniques liées à la formation de montagnes au Paléozoïque. En Belgique, elles se
46
5249-506-073
présentent sous la forme de massifs disséminés dans les roches paléozoïques plus récentes
(essentiellement dévoniennes et carbonifères).
Plusieurs massifs datant du Cambrien et de l’Ordovicien affleurent dans les Ardennes
(Figure 8) : les Massifs de Rocroi et Givonne, le petit Massif de Serpont et le Massif de
Stavelot ou Massif des Fagnes qui se poursuit en Allemagne. La ride du Condroz, constituée
des roches un peu plus récentes (ordoviciennes et siluriennes), affleure le long de la Sambre
et de la Meuse dans la Province de Namur.
Figure 8 :
Le socle paléozoïque (roches cambro-ordo-siluriennes et roches dévonocarbonifères) en Belgique
Le socle paléozoïque présent dans le nord et le centre de la Belgique est appelé Massif du
Brabant. Il est constitué des roches datant du Cambrien au Silurien et n’affleure qu’au sud
de Bruxelles (vallées de la Senne, la Dendre et la Gette) et dans les environs de Jodoigne
(Figure 6). Le Massif de Brabant est en effet généralement recouvert de plusieurs dizaines à
plusieurs centaines de mètres de sédiments beaucoup plus récents. Les roches les plus
fréquentes sont des roches détritiques fines à caractère souvent turbiditique (p.ex. schiste,
quartzophyllades et quartzites). Les petits massifs ardennais présentent les mêmes
variations lithologiques.
Les massifs de Rocroi, Givonne et Stavelot ont été exploités pour la qualité exceptionnelle
de leurs ardoises. Quelques exploitations de taille très limitée sont également connues dans
le Massif du Brabant.
Le socle cristallin localisé sous ces massifs n’a que peu été observé par sondage. Il est donc
pratiquement inconnu en Belgique. Une étude géophysique a toutefois permis de montrer
que le socle cristallin est sismiquement transparent (c’est-à-dire absence de stratification).
47
6.1.1.2 Les roches dévono-carbonifères
Après la formation et la structuration des massifs cambro-ordo-siluriennes, ceux-ci ont été
progressivement recouverts par la mer au Dévonien et au Carbonifère. Les dépôts
sédimentaires qui se sont produits au cours du Dévonien inférieur se sont limités à la partie
méridionale de la Belgique, à savoir le Bassin de Dinant et les Ardennes. Il s’agit d’une
succession assez monotone de sédiments arénacés, avec de la base au sommet, une
succession de conglomérats, de grès et de schiste (dont le matériel détritique provenait de
l’érosion des massifs émergés). Ensuite, la sédimentation s’est étendue vers le nord durant
tout le Dévonien moyen, jusqu’à atteindre le Bassin de la Campine au Givetien. Au même
moment, la sédimentation au sud du Massif du Brabant était de type plateforme carbonatée,
une situation qui a perduré pendant le Frasnien (récifs calcaires). Le Famennien est
caractérisé par un retour à une sédimentation détritique terrigène (psammites et schiste).
Le Carbonifère inférieur (Figure 8) se caractérise par une succession de cycles transgressifs
/ régressifs et le dépôt de roches carbonatées. Des dépôts de sel se sont produits
localement entre les couches calcaires du Bassin de Mons.
Le Carbonifère supérieur est connu pour ses gisements de charbon. Le schiste le plus
ancien est encore d’origine marine, tandis qu’en raison du soulèvement croissant du
territoire, des faciès continentaux peu profonds apparaissent, avec le développement de
dépôts de tourbe épais. Etant donné que la formation des montages s’étend du sud vers le
nord, ce sera d’abord dans le Bassin de Namur que des couches de charbons apparaîtront.
Elles ne seront formées qu’au Westphalien dans le Bassin de la Campine. A partir de cet
instant, les dépôts deltaïques dominent en Belgique.
La plupart des formations géologiques dévono-carbonifères présentes en Belgique ont été
affectées par l’orogénèse Varisque (voir Figure 8).
6.1.2
Les couches de couverture
La couverture comprend des roches du Paléozoïque tardif (Permien) et du Mésozoïque
(Trias, Jurassique et Crétacé), mais est principalement constituée des sédiments d’âge
tertiaire.
Les sédiments permiens et jurassiques sont présents dans la partie nord-est du Bassin
de la Campine (schiste crayon dans le Graben de la vallée de la Roer). En Lorraine, on
rencontre encore des couches d’âge triassique et jurassique (conglomérats, grès,
schiste, marnes et calcaire). Dans le Graben de Malmédy, des conglomérats permiens ont
été conservés (Figure 9).
48
5249-506-073
Figure 9 :
Présence de dépôts permiens-jurassiques en Belgique – pré-Crétacé
Les dépôts du Crétacé sont présents sur une grande partie de la Flandre mais n'affleurent
pratiquement nulle part. Ce n’est qu’en un nombre très limité d’endroits dans le sud-est du
Bassin du Demer, de la Vallée de la Dyle, de la Vallée du Geer, dans les régions des
Fourons et dans le Bassin de Mons que des dépôts crétacés sont observés en surface
(Figure 10).
Les dépôts tertiaires sont présents pratiquement partout en Flandre (Figure 10). Ils sont
uniquement recouverts par les dépôts quaternaires et affleurent à différents endroits.
Le Tertiaire est subdivisé en Paléogène et Néogène. Le Paléogène comprend notamment
les Argiles Yprésiennes. Le Néogène est surtout présent en Flandre septentrionale et est
constitué de couches de sable qui peuvent atteindre une épaisseur importante (jusqu’à 100
m) et qui forment l’aquifère la plus étendue de la Flandre. L’Argile de Boom forme la base
imperméable de cette épaisse séquence de sable.
49
Figure 10 :
Carte géologique simplifiée de la Belgique
Les dépôts quaternaires, qui forment pratiquement partout les sédiments de surface, sont
essentiellement d’origine continentale. Ce n’est qu’à proximité de la côte que l’on rencontre
des dépôts marins. La couche quaternaire n’a généralement que quelques mètres
d’épaisseur, mais atteint néanmoins une épaisseur de 30 à 40 m localement. Elle est
constituée d’une alternance de sable, de limon et d’argile (avec localement des graviers et
de la tourbe).
Etant donné l’importance des couches tertiaires et quaternaires lors du développement du
paysage, notamment en Flandre, on détaillera, dans le paragraphe consacré au paysage
(paragraphe 6.2), l’histoire géologique de ces couches.
6.2
Paysage
L’histoire géologique des dépôts tertiaires et quaternaires en Belgique sert de base pour
comprendre le développement du paysage actuel.
Au cours de la période de régression marine qui a suivi le dépôt de l’Argile de Boom à
l’Oligocène, la Belgique a été émergée dans son ensemble. Aucun nouveau sédiment
nouveau ne s’y est donc déposé à cette époque, au contraire l’érosion a partiellement
dégradé les dépôts sédimentaires antérieurs. Au cours du Miocène récent (il y a 10 à 5
millions d’années), la Flandre a été complètement immergée pour la dernière fois.
Finalement, la mer s’est totalement retirée, notamment en raison du soulèvement continu du
Massif de Brabant.
50
5249-506-073
Le Quaternaire a commencé il y a environ 1,6 million d’années et n’est toujours pas terminé.
Cette période a connu de longues périodes de grand froid (glaciations). Nous nous trouvons
actuellement entre deux périodes glaciaires. Au début du Quaternaire, seule la partie
septentrionale de la province d’Anvers se trouvait encore sous la mer. L’eau y était toutefois
peu profonde et cette zone devait être comparable à l’environnement actuel des îles
Wadden aux Pays-Bas. Seul un matériau très fin s’y dépose, des siltites avec localement un
niveau argileux.
Il y a environ 600.000 ans, dans le Limbourg, la sédimentation était de type fluviatile
continental sur la terre ferme. Lorsque les sommets montagneux européens étaient un peu
plus élevées qu’à l’heure actuelle, la Meuse et le Rhin devaient charier des quantités
considérables de matériel détritique issu de l’érosion de ces points hauts. Ces fleuves ne se
jetaient pas à l’époque séparément dans la mer, mais s’écoulaient ensemble quelque part
dans le Limbourg belge. A proximité de l’embouchure, ils ont commencé à s’écouler plus
lentement. De ce fait, ils ont déposé des paquets épais de sable grossier et de gravier au
nord de Maastricht. L’épaisseur totale de ces dépôts atteignait parfois une vingtaine de
mètres. Ce gravier a résisté à l’érosion, de sorte que nous voyons émerger celui-ci
aujourd’hui sous la forme du plateau campinois.
Le volume des calottes glaciaires aux pôles et des glaciers augmenta très fortement au
cours des âges glaciaires. Par exemple, l’ensemble de la Scandinavie était enfoui sous une
épaisse couche de glace. Il y a 200.000 ans, au cours de l’avant-dernière période glaciaire,
la calotte glacière scandinave atteignait Amsterdam. Toute cette eau, accumulée sous la
forme de glace à divers endroits, avait toutefois été enlevée à l’océan. Ceci entraîna une
diminution drastique du niveau des mers (jusqu’à 130 m inférieur à ce qu’il est aujourd’hui).
La Manche et la plus grande partie de la mer du Nord se sont dès lors retrouvées
asséchées, ce qui entraina une érosion importante du substrat. Le réseau hydrographique
moderne de la Flandre, qui existait alors déjà dans ses grandes lignes, creusait ces vallées
profondément. Tous les cours d’eau allaient vers l’ouest. L’Escaut inférieur, à partir de
Rupelmonde, n’existait pas encore à l’époque.
Ceci entraîna la formation de la « Vallée flamande », une grande vallée oblongue avec un
axe principal d'est en ouest. A cette époque, celle-ci avait une largeur moyenne de 10 à 20
km (et jusqu’à 40 km au nord-ouest de Gand). Il y a 100.000 ans, à la fin de cette période
glaciaire, les calottes glaciaires fondirent et le niveau de la mer remonta. La mer envahit une
partie de la Vallée flamande, jusqu’à l’embouchure de la Dendre et de la Senne et jusqu’à
proximité de Malines. La vallée fut ensuite recouverte partiellement de sable et de quelques
fines couches d’argile (épaisseur maximale de 30 m).
Après le retrait de la mer de la Vallée flamande, l’érosion reprit et le relief fut nivelé. Les
vallées des rivières furent remplies de matériaux provenant des zones intermédiaires. A
certains endroits, ce matériau fut déposé sous la forme de cônes de déjection. Les cours
d’eau lourdement chargés en particules détritiques finirent par remplir complètement leur
propre lit. Il y a 10.000 ans environ, l’eau trouve une nouvelle voie vers la mer via l’Escaut
inférieur.
Le vent influenca également l’évolution géologique de la Flandre. En raison des calottes
glaciaires fortement étendues, une zone de haute pression régnait en permanence dans
l’Europe septentrionale. Les forts vents de nord-ouest qui en résultaient avaient libre cours
sur le territoire nu de la mer du Nord mis à sec au cours des périodes glaciaires. C’est ainsi
que de grandes masses de sable fin purent être transportées jusqu’en Flandre où les
terrains les plus anciens sont recouverts de couches de sable parfois épaisses de 2 m. Des
particules encore plus fines purent être poussées encore plus loin. Nous les retrouvons
aujourd’hui, dans les parties méridionales de la Flandre, sous la forme de limon. Jusqu’au
début de notre ère, la mer avait un accès encore relativement libre dans la région actuelle
51
des Polders. Cette région a dû avoir l’aspect d’une zone recouverte d’eau sur une faible
profondeur, qui fut progressivement remplie de sable et d’argile.
Le résultat de la combinaison de tous ces événements successifs est parfaitement illustrée
dans la coupe ci-dessous.
Figure 11 :
Coupe du sous-sol belge du nord au sud
Le nombre de couches géologiques et l’épaisseur de ces dernières augmentent vers le nordest. L’Argile de Boom affleure au sud d’Anvers et est recouverte par des couches épaisses
plus récentes vers le nord-est.
Au sud du massif du Brabant la structure géologique est beaucoup plus complexe. Ici des
couches beaucoup plus anciennes affleurent. Du nord au sud nous retrouvons d’abord le
Massif du Brabant (une anticline massive), puis le Massif de Namur (une syncline massive),
le Massif de Dave (très compressé à la hauteur de Dave, de sorte que l’on ne puisse plus
parler d’un massif proprement dit), le Bassin de Dinant (qui comprend le Condroz et la
Fagne et Famenne) et finalement le Massif des Ardennes.
Au sud des Ardennes on retrouve de nouveau des fonds marins récents en pente (Pays de
Gaume) ; ce dernier fait partie du bassin étendu de Paris. Les Ardennes rencontrent à l’est
l’Eiffel allemand, un massif avec des caractéristiques géologiques semblables. A l’ouest les
Ardennes s’étendent vers l’Artois en France et vers le sud de l’Angleterre, où les couches
qui affleurent dans les Ardennes se retrouvent à des profondeurs de plus en plus
importantes. Au cours des ères géologiques récentes, la mer a creusé un chemin à travers
52
5249-506-073
cette dernière anticline, créant ainsi la Manche. Les roches crayeuses de Dover en
Angleterre et de Cap Gris Nez en France, qui font partie de la même couche, en témoignent.
Les traces humaines les plus anciennes en Flandre datent de l’Age de Pierre précoce
(Paléolithique moyen, il y a 250.000 à 35.000 ans). Jusqu’à l’époque romaine, l’impact de
l’homme sur le paysage était relativement limité. La croissance de la population et les
progrès techniques acquis depuis le Moyen-âge ont fait qu’il ne reste aujourd’hui que peu de
choses du paysage « naturel ». Le paysage est constamment modifié et peut être considéré
comme un système constitué d’un très grand nombre de couches diverses qui ont été
conservées dans une mesure plus ou moins grande. Le paysage, comme nous le
connaissons actuellement en Flandre, est généralement plus récent que 1000 à 2000 ans.
Les paysages agricoles les plus récents se retrouvent dans les Polders qui n’ont été
aménagés qu’au début du 20ième siècle (p.ex. Polders Prosper et Hedwige au nord
d’Anvers).
Malgré le fait que le sous-sol en Wallonie est nettement plus ancien que celui de la Flandre,
il n’y subsiste, à part du relief et des rivières, que très peu du paysage naturel. On n’y
retrouve que peu de traces de la forêt naturelle originale, qui a été coupée à grande échelle
pendant le Moyen-âge pour les besoins de l’agriculture. Ainsi de grandes superficies de
fagnes, de terres de culture et de prairies ont été créées. L’industrialisation elle aussi
(exploitation minière, sylviculture, industrie) a conduit à des changements importants du
paysage. Ainsi, à partir du milieu de la 19ième siècle, la superficie boisée a doublé,
essentiellement à cause de la plantation de forêts de production (résineux).
Le paysage actuel subit donc des transformations très rapides en comparaison avec le
substrat sous-jacent.
6.3
Utilisation des sols et végétation
Les caractéristiques abiotiques en un endroit déterminé conditionnent localement la
végétation qui y apparaîtra. Une description de ce système constitue donc un prérequis
nécessaire à la compréhension de la couverture végétale. Le milieu abiotique peut, en
première approximation, être représenté par le type de sol. Etant donné que la Belgique a un
passé géologique complexe (voir paragraphes 6.1 et 6.2), une grande diversité de types de
sols apparaît en surface. La végétation diffère donc fortement d’une région à l’autre. La
courte introduction qui suit sur la distribution des différents types de sol en Belgique souligne
grossièrement la couverture végétale.
La région des Polders comprend les polders et les dunes côtières attenantes. En fonction
de la situation géographique, une distinction est faite entre polders maritimes et polders de
l’Escaut. Près de la moitié des polders est utilisée comme prairie, principalement dans les
zones d’alluvions. Sur les terrains de plus hautes altitudes, on rencontre principalement des
terres de culture. Ceci montre une nette différence entre le dos de la crique et la terre
alluviale.
Dans le nord de la Belgique, la région sablonneuse et la Campine sont caractérisées par
des dépôts nivéo-éoliens sablonneux provenant des périodes glaciaires. Les végétations
typiques de ces types de sols sablonneux plus pauvres sont les forêts de résineux avec
notamment le pin sylvestre, les différentes espèces de landes, les végétations de dunes de
sable très fin, …
Au centre de la Belgique, on trouve la région limoneuse dont le sous-sol est constitué d’un
ensemble de limon quaternaire. Les sols limoneux font partie des sols les plus productifs. La
53
plupart de ces sols sont de ce fait futilisés à des fins agricoles, à l’exception de quelques
massifs boisés (forêt de Soignes, forêt de Meerdaal, …). A côté de ces terres agricoles
étendues, on retrouve des forêts de feuillus et de plantes qui sont adaptées à ces sols
limoneux. Des prairies se rencontrent également au bord des zones les plus humides. La
région sablo-limoneuse forme la transition entre le nord sablonneux et la région limoneuse
et présente les caractéristiques de ces deux régions.
La partie septentrionale de la Haute-Belgique englobe la zone comprise entre le sillon
Sambre et Meuse et le Plateau ardennais. Le relief y est beaucoup plus prononcé et varié
que dans la région limoneuse et est fortement découpé par le réseau hydrographique. A
l’exception du sillon Sambre et Meuse, d’une partie du Pays de Herve, des Fagnes et de la
Famenne, le paysage est très ondulé à montueux et caractérisé par des plateaux assez
plats. La Famenne est constituée d’une très grande dépression. Les prairies se trouvent sur
les sols mal drainés, les bois sur les sols ou le substrat rocheux est peu profond tandis que
les zones agricoles se trouvent sur les sols plus épais et bien drainés.
Les Ardennes constituent un plateau ondulé étendu, fortement entaillé par les cours d’eau.
Le relief est étroitement lié à la nature lithologique des roches affleurantes. Les parties
hautes du paysage sont toujours constituées de formations de grès difficilement érodables,
tandis que les dépressions sont généralement constituées d’ardoises ou de schiste plus
facilement érodables. Les Ardennes proprement dites ne comportent pas de roches
calcaires. L'élément le plus remarquable de l’utilisation des sols en Ardennes est la très
grande extension des forêts, tant sur les hauts plateaux humides et les flancs raides des
vallées. Les zones à tourbières et les sols limoneux pierreux très humides environnants sont
encore partiellement en friche. La végétation naturelle des forêts est caractérisée par la
transition des forêts de chênes mixtes (vers 450 m d'altitude) aux forêts de hêtres mixtes.
Cette couverture végétale naturelle a toutefois été considérablement modifiée par l’homme
avec la plantation massive d’épicéas. Les forêts ont été défrichées pour l’agriculture sur les
plateaux à drainage favorable et où les sols sont relativement épais. Le nord-est des
Ardennes est couvert presque exclusivement de prairies.
La Lorraine belge est caractérisée par des sols très variés qui soulignent la structure
géologique du sous-sol. Des couches d'âges divers et de compositions différentes
descendent doucement vers le sud, de sorte qu’elles affleurent selon des bandes
d’orientation ouest-est en formant des cuestas (dos de collines asymétriques avec une pente
forte au nord et une pente douce au sud). L’utilisation des sols y est très variée. On
rencontre des prairies sur des sols humides peu perméables comme les marnes, les argiles,
les sols limoneux humides et les terres alluviales. Les terres de culture sont caractérisées
par des sols limoneux plus secs, des sols sablo-limoneux, des sols sableux limoneux et des
sols argilo-limoneux. Ces dernières présentent un substrat de grès calcaire et de calcaire.
Les forêts sont surtout présentes sur les pentes raides (aux fronts de cuestas) ou sur les
sols sablonneux ou calcaires secs. La végétation naturelle des forêts est constituée de
populations de hêtres, parfois dégradées en forêts de chênes et de bouleaux, sur les sols
sablonneux secs (46).
54
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Figure 12 :
Les régions agricoles de la Belgique
Outre le sol, l’homme est un deuxième facteur déterminant pour la nature présente. En
Belgique, il n’y a (presque) plus de systèmes complètement naturels. Partout, la nature a été
transformée et exploitée par l’homme. Une grande partie de la nature que nous connaissons
en Belgique (et par extension dans l’ensemble de l’Europe de l’Ouest) provient de systèmes
d’utilisation des terres traditionnels. C’est ainsi que la lande résulte du levage de mottes et
que les pâturages humides où les fleurs abondent trouvent leur origine dans leur fauchaison
annuelle. Ce système semi-naturel a fait place, au milieu du siècle précédent, à des
systèmes agricoles plus intensifs. Par la fumure et le drainage, des sols marginaux
importants pour la nature ont été également mis en exploitation. Cette intensification a
entraîné la perte d’une bonne partie des espaces naturels. Les écosystèmes semi-naturels,
comme la bruyère et les prairies de fauche humides, n’existent plus aujourd’hui que dans
des réserves naturelles et doivent leur survivance à la gestion de la nature.
La nature en Belgique est illustrée ci-après à l’aide de la carte d’utilisation des sols (Figure
13 et Figure 14) et de quelques chiffres récapitulatifs. En 2000, la Belgique comptait environ
693.000 ha de forêts, ce qui correspond à un indice forestier de 22,7%. Sur ceux-ci, 146.000
ha se trouvent en Flandre (indice forestier de 11%), 1700 ha à Bruxelles et 545.000 ha en
Wallonie (indice forestier de 32,4%). Une grande partie de la forêt flamande se retrouve en
Campine. Elle est constituée principalement de résineux. La surface boisée en Flandre est
fortement fragmentée et continue à diminuer, y compris ces dernières années. Sur la carte
de l’utilisation des sols de Wallonie, on peut voir que les ensembles forestiers sont beaucoup
55
plus étendus qu’en Flandre. Dans cette région, la superficie des forêts a augmenté au cours
de la dernière décennie.
Figure 13 :
Carte de l’utilisation des sols pour la Flandre
Figure 14 :
Carte de l’utilisation des sols pour la Wallonie
Les réserves naturelles sont délimitées au niveau régional en Belgique. La préservation de
la biodiversité représente toutefois une préoccupation transfrontalière. De très nombreux
traités internationaux donnent une place prioritaire à la protection de la nature et de la
biodiversité. Dans l’Union européenne, la Directive Oiseaux (79/409/CEE) et la Directive
Habitat (92/43/CEE) sont les pierres angulaires de la politique européenne de la nature.
Dans ces directives européennes, des accords sont établis concernant la protection de la
nature qui valent pour tous les Etats membres. L’Europe souhaite réaliser un réseau
européen de zones (ce qu’il est convenu d’appeler le réseau Natura 2000) où la protection
des espèces animales et végétales les plus vulnérables et de leurs habitats occupent une
position centrale.
56
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En Flandre, il existe 38 zones pour la Directive Habitat et 24 zones pour la Directive
Oiseaux, ce qui donne au total plus de 165.000 ha de zones protégées. En Wallonie, 240
zones Natura 2000 ont été délimitées ce qui correspond à 221.000 ha. Dans la région de
Bruxelles-Capitale se trouvent 3 zones pour la Directive Habitat, d’une superficie totale de
2300 ha.
6.4
Qualité des sols
Les sols et l’utilisation des sols en Belgique ont déjà été décrits dans le paragraphe 6.3. On
trouvera ci-après une courte discussion de la qualité des sols.
Les sols sont dégradés par différentes activités humaines : agriculture et sylviculture,
industrie, tourisme, extension de l’urbanisation, … Cette dégradation peut être entraînée par
la pollution, mais aussi par l’érosion ou le compactage par exemple.
La carte ci-dessous (tirée de (47)) fournit une indication de la présence de sols pollués en
Flandre. Les zones industrielles clés sont aisément identifiables.
Figure 15 :
Sols pollués en Flandre (2006)
La Wallonie présente également des sols pollués. A titre d’illustration, on trouvera ci-après
une carte (tirée de (48)) de sites à réaménager, qui dans le passé ont généralement connu
une activité économique et dont le sol est souvent pollué.
57
Figure 16 :
Pollution d’anciens sites industriels en Wallonie (2008)
Le compactage du sol est une conséquence de l’imperméabilisation croissante (construction
ou surface revêtue comme les routes et chemins, etc.). Les eaux pluviales qui tombent sur
des surfaces imperméables (revêtues) ne peuvent pas s’infiltrer et s’écoulent en direction
des eaux de surface. La réserve en eaux souterraines est donc moins alimentée et le sol se
dessèche progressivement. Les apports augmentés vers les eaux de surface peuvent
entraîner des crues importantes, voire des inondations. La Figure 17 (tirée de (47)) indique
la proportion de surface revêtue par commune en Flandre.
58
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Figure 17 :
6.5
Imperméabilisation du sol en Flandre (2006)
Eau
La surface occupée par l’eau en Belgique est de 3462 km 2 soit 11% de la superficie totale.
La Flandre fait partie de deux districts hydrographiques internationaux : le district
hydrographique international de l’Escaut (88,2% de la surface de la Flandre) et le district
hydrographique international de la Meuse (11,8% de la surface de la Flandre). La faible
disponibilité d’eau en Flandre (841 m 3 par habitant et par an) découle principalement de la
densité élevée de la population, ce qui fait qu’une quantité d’eau importante est nécessaire
pour la satisfaction des besoins de base de la population. La consommation en eau totale en
Flandre (à l’exclusion de l’eau de refroidissement) a présenté, sur la période de 1991 à
3
2003, une tendance à la baisse, d’un peu moins de 850 millions de m par an à environ 725
3
millions de m par an (47).
Les réserves d’eau douce wallonnes s’élèvent environ à 13 milliards de m3 par an. Les
précipitations représentent la source la plus importante d’eau douce. Le volume d’eau qui
s’infiltre en direction des nappes phréatiques varie aussi par région. Une grande partie de
3
l’eau s’écoule vers les rivières, fleuves et cours d’eau, mais environ 80 millions de m vont
s’évaporer ou être consommés par l’industrie ou comme eau potable (y compris en Flandre
et à Bruxelles). Des eaux souterraines exploitées, 81,5% est utilisé pour la production d’eau
potable, 8,4% à des fins industrielles et 8,1% pour les activités extractives (2006) (48).
Les activités humaines entraînent une perturbation du cycle de l’eau, d’où une diminution de
la quantité et de la qualité de l’eau. Ces perturbations interviennent de différentes manières
dans le cycle de l’eau et peuvent être réparties en 3 groupes (49) :
causes qui diminuent ou empêchent l’infiltration des eaux pluviales, ce qui entraîne
leur écoulement plus rapide en surface :
extension de la surface revêtue (construction, voirie, égouts)
59
exploitation agricole modifiée, qui fait que le sol absorbe moins d’eau et que les
eaux pluviales s’écoulent plus rapidement à la surface
disparition de petits éléments du paysage (microrelief, végétation à l’extérieur
des parcelles et le long des routes, fossés, …)
causes qui diminuent le laminage des eaux de surface :
évacuation plus rapide des eaux de surface par des travaux de gestion comme
la pose de tuyaux, la rectification et l’approfondissement de fossés et de cours
d’eau
disparition de zones d’inondation naturelles en raison du remblayage et de
l’emprise à d’autres fins
captage d’eaux de surface pour l’agriculture, l’industrie et l’approvisionnement
public en eau potable
causes qui diminuent le laminage des eaux souterraines et qui entraînent une
diminution de l’infiltration :
captage
d’eaux
souterraines
pour
l’approvisionnement public en eau potable
l’agriculture,
l’industrie
et
drainage
rabattement de la nappe phréatique pour les travaux d’infrastructure,
l’aménagement de routes, les travaux de construction, l’industrie extractive et
les extractions de gravier et de sable
pompage pour l’évacuation d’eaux souterraines (polluées)
enfoncement en raison de la percée de couches relativement imperméables
lors de l’exécution de travaux d’infrastructure
affouillements
Selon le rapport de l’OCDE traitant de l’évaluation de la politique environnementale belge de
2007 (50), la part de la population qui est raccordée à une installation d’épuration des eaux
usées est passée, ces dix dernières années, de 26 à 46%, grâce aux efforts communs des
trois régions belges. La concentration en matières polluantes a, par conséquent, diminué
dans de nombreuses eaux de surface et la vie aquatique est devenue plus riche. Les
déversements industriels dans l’eau continuent à diminuer. Les objectifs de réduction, qui
ont été fixés par la Conférence internationale sur la Protection de la mer du Nord, ont été
atteints pour 25 substances sur 37.
Malgré ces efforts, la Belgique doit toujours affronter de grands défis sur le plan de la
pollution de l’eau. En premier lieu, l’agriculture très intensive dans certaines parties de la
Belgique continue à avoir une incidence très dommageable sur les réserves d’eau du pays
(avec des indicateurs qui démontrent que la densité du cheptel bovin et l’utilisation de
pesticides et d’engrais azotés figurent parmi les plus élevées de l’OCDE). Dans un nombre
important et croissant de couches aquifères, on retrouve des concentrations élevées en
nitrates et en pesticides. En deuxième lieu, la qualité de l’eau dans de très nombreux cours
d’eau, fleuves et rivières, en particulier dans les parties plus densément peuplées du pays,
reste toujours loin au-dessous du niveau de ce qui est exigé d’ici à 2015 selon la directive
cadre de l’UE sur l’eau (2000/60/CE). En troisième lieu, la Belgique, malgré ses efforts, n’a
toujours pas atteint les limites de la directive européenne concernant le traitement des eaux
usées urbaines (91/271/CEE).
60
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6.6
Air
Attendu que le site où l’option de gestion sera réalisée n’est pas encore connu, il n’est pas
possible de décrire en détail la qualité de l’air à cet endroit.
En raison de la nature des activités prévues, on peut toutefois supposer que celles-ci ne
seront pas réalisées dans des zones où la population ou bien les activités industrielles sont
importantes. En ce sens, on peut poser que la qualité de l’air à hauteur du site de gestion
correspondra à la qualité de l’air aux emplacements dits de base. Ceci est en fait une
supposition du « cas le plus défavorable ». Dans les grandes lignes, les niveaux de
concentration moyens annuels suivants peuvent être postulés :
SO2: 3 à 6 µg/m3
NO2: 15 à 25 µg/m3
PM10: 20 à 30 µg/m3 (cette concentration dépend étroitement de la météorologie et
des concentrations de base augmentées ou non)
PM2,5: 15 à 20 µg/m3
Déposition de poussières : 50 à 100 mg/m2 par jour
De tels niveaux de concentration sont nettement inférieurs aux valeurs limites actuelles et
futures déjà fixées. On peut donc partir de l’hypothèse qu’un impact limité à moyen sur la
qualité de l’air ne devrait pas entraîner le dépassement de valeurs limites.
On peut également supposer que les émissions de micropolluants tels que les HAP, les
métaux lourds et le benzène satisfairont aux objectifs à l’endroit où les options de gestion
seront réalisées.
6.7
Bruit
Les sources sonores perturbantes déterminent, avec les bruits naturels et les bruits propres
à la zone, le climat sonore à un endroit déterminé. L’homme est en mesure de différencier
les divers composants, de les percevoir et de les évaluer. L’utilisation de sources sonores
(appareils, machines, etc.) a fortement augmenté depuis les années ‘80 mais avait déjà
commencé depuis la révolution industrielle. La quantité d’émissions sonores qu’elles
émettent (le niveau de puissance acoustique) est une caractéristique importante pour la
perception du bruit émanant de différentes sources.
La diffusion du bruit dépend des conditions atmosphériques et des obstacles qui se trouvent
sur le trajet du bruit, et donc aussi de la hauteur à laquelle la source sonore se trouve. La
transmission du bruit est, dans la pratique, limitée à des distances de quelques kilomètres
au maximum. Ceci considéré, le bruit est un problème environnemental local. La
réglementation a donc été constituée en ce sens (p.ex. VLAREM II (51) en Flandre pour les
installations classées comme incommodantes ou les valeurs indicatives pour le bruit de la
circulation routière dans l’optique de la prise de mesures).
Bien qu’une source sonore individuelle (p.ex. une entreprise) entraîne uniquement une
perturbation aux environs immédiats, toutes les sources ensemble (p.ex. la circulation
routière) perturbent la quasi-totalité du territoire de la Belgique. Le nombre de sources
sonores est si grand et si varié qu’en Belgique les bruits de l’activité humaine peuvent être
perçus pratiquement toujours. C’est pourquoi l’exposition au bruit représente aussi un
problème national. Dans le rapport flamand MIRA-T de 2008 (52) on indique que le bruit
61
reste la source la plus importante de nuisance avec 10,2% de personnes gravement ou
extrêmement incommodées. Ceci a été constaté sur la base des enquêtes triennales (SLO2,
enquête écrite sur l’environnement de vie) exécutées pour le compte du Gouvernement
flamand.
Figure 18 :
Le bruit comme source de nuisance
Les sources de bruit dans l’environnement résidentiel peuvent être subdivisées en trois
catégories :
Sources régulières : transport (notamment circulation routière) et sources
stationnaires (notamment entreprises industrielles). Pour le transport (route, chemin
de fer, aéroport de Zaventem), les nuisances acoustiques en Belgique ont été
cartographiées à l’aide de modèles de calcul (53).
Sources incidentes : par exemple activités de construction et de démolition ou
activités d’entretien. En raison de leur caractère incident, leurs nuisances
acoustiques sont difficiles à cartographier.
Activités dans l’habitation et autour de celle-ci : échelle d’activités des habitants,
comme faire et reproduire de la musique, bricolage et entretien des jardins. En
raison de leur caractère incident, leurs nuisances acoustiques sont difficiles à
cartographier.
Ce sont surtout la circulation et le transport qui représentent, dans le cadre de vie actuel,
une pression croissante sur le climat sonore. En outre, les activités économiques (industrie,
commerce et services) et la recréation bruyante représentent une production sonore
importante. La cohabitation d’un grand groupe de personnes sur une surface relativement
réduite entraîne déjà une nuisance importante en raison des bruits de voisinage.
Sur la figure qui suit, on reproduit la perception des nuisances de la population par rapport
au type de source sonore (54).
62
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Figure 19 :
Nuisances sonores rapportées pour différentes sources de nuisances
En raison du caractère de plus en plus silencieux des véhicules et des machines individuels,
les niveaux sonores au voisinage de l’habitation – et donc la perturbation – n’augmentent
toutefois pas proportionnellement à l’augmentation des activités. On s’attend à ce que ceci
restera le cas pendant longtemps.
Attendu que l’emplacement n’est pas connu dans ce SEA, aucune indication claire ne peut
être incluse concernant la qualité sonore sur le site.
6.8
Santé
6.8.1
Considérations et définitions en guise d’introduction
6.8.1.1 Le concept de santé
L’Organisation mondiale de la santé (OMS) décrit la santé comme suit: « l’état complet de
bien-être physique, mental et social et non seulement l’absence de maladie ou d’affection ».
La santé est donc considérée comme un concept global qui va plus loin que l’absence de
maladie et de maux. Le bien-être et la qualité de vie dépendent d’un nombre impressionnant
de facteurs, tant psychologiques que sociétaux ou liés à l’environnement. La définition est
très large et ne permet donc pas de quantification objective et complète, ni pour le présent,
ni pour l’avenir. La santé humaine est, en effet, déterminée par une quantité de facteurs et
de paramètres, comme la charge héréditaire, les types de comportement humains
(notamment les habitudes au niveau de l’alimentation, de la boisson, du tabac et du
sommeil), les conditions de vie sociales et économiques, la qualité de l’environnement local
et supralocal dans lequel on vit, les activités, la problématique de la sécurité dans
l’environnement dans lequel on vit et la qualité de l’environnement dans tous ses aspects.
Dans le cadre de ce SEA, il serait impossible (et ce n’est pas non plus le but) de procéder à
une évaluation objective et très détaillée de la présence ou non de tous ces facteurs et
paramètres déterminants pour la santé et, sur cette base, d’émettre un jugement significatif
sur l’état de santé local de la population belge, soit dans la situation existante, soit en cas de
mise en œuvre d’une option déterminée pour la gestion des déchets de haute activité et/ou
63
de longue durée de vie. Les facteurs et les paramètres qui déterminent la santé sont d’abord
trop nombreux. L’influence (degré d’exposition) de tous les paramètres externes mentionnés
ci-dessus, la perception et les conséquences directes ou indirectes desdits paramètres sont,
en outre, très différentes pour chaque individu. Les données sur l’état de santé individuel
des personnes sont, enfin, confidentielles et ne sont donc pas disponibles. Une approche
globale des risques potentiels pour la santé est donc proposée et commentée ci-après.
6.8.1.2 Approche globale, acteurs et récepteurs
On a tenté d’approcher globalement les influences sur la santé humaine, à partir de la
caractérisation des divers compartiments environnementaux, dans la situation existante et à
l’avenir. Il s’agit notamment ici de données qui ont trait aux compartiments
environnementaux représentés par l’air, le bruit et le rayonnement ionisant. Il s’agit ici des
acteurs directs.
Ensuite, on détermine et on évalue l’exposition tant effective que potentielle de populations
humaines (les récepteurs) aux acteurs les plus importants, et ceci pour les différentes
options de gestion.
Ceci doit permettre, en fin de compte, de procéder à un jugement nuancé des facteurs
de risque qui déterminent notamment l’état de santé ou qui le détermineront à
l’avenir, et non pas de l’état de santé des récepteurs eux-mêmes.
De plus amples détails sur la méthodologie suivie sont donnés dans le paragraphe 9.4.4.1.
6.8.1.3 La notion d’exposition
Les facteurs de risque environnementaux influencent la santé par le biais d’une exposition.
L’homme peut être exposé de différentes manières à des facteurs de risques externes :
Par inspiration ou inhalation, p.ex. de polluants atmosphériques de divers types
Par absorption ou ingestion, p.ex. d’aliments comportant des résidus, l’absorption
de liquides dans des situations accidentelles ou lors de loisirs aquatiques
Par contact avec la peau ou contact dermique, p.ex. lors de la manipulation de
substances ou de liquides dangereux dans des conditions de travail ou non ou lors
de loisirs aquatiques
Par la perception physique, p.ex. d’émissions sonores, de vibrations ou de stimuli
visuels
Par l’exposition au rayonnement : dans ce cas, au moment ou pend ant la période
d’exposition, il n’y a généralement aucune perception ou impression sensorielle, au
sens classique du terme.
En ce qui concerne l’exposition aux rayonnements ionisants, on distingue deux catégories.
L’irradiation intervient lorsque le récepteur se trouve à proximité d’une source radioactive.
La source du rayonnement peut aussi être d’origine naturelle (rayonnement cosmique, voir
ci-après). Si le récepteur rentre réellement en contact avec le matériau radioactif, une
contamination peut éventuellement survenir. Cette contamination peut être extérieure
(exposition par contact dermique) ou intérieure (par inhalation ou par ingestion).
Pour l’évaluation des incidences sur la santé humaine, il faut donc vérifier dans quelle
mesure il pourrait être question d’exposition réelle ou potentielle et ceci pour les différentes
options de gestion. L’exposition présente les composantes suivantes :
64
5249-506-073
La dose ou concentration, c’est-à-dire la quantité ou l’intensité d’une source ou d’un
acteur déterminé
La distance par rapport à la source ou à l’acteur
La durée de l’exposition
L’exposition aux agents chimiques est généralement exprimée sous la forme du contenu
massique :
Comme concentration, p.ex. concentration d’immission pour un polluant déterminé
dans l’air inspiré
Comme dose, p.ex. par kilo de poids corporel ou par cm² d’épiderme du récepteur
L’exposition peut également être exprimée par unité de temps (p.ex. absorption d’une
concentration déterminée sur une durée d’un jour ou d’un an). Certaines normes, comme
par exemple l’ADI (Acceptable Daily Intake), expriment la dose maximale acceptable en tant
que masse par unité de temps (mg par jour ou mg par jour et par kilo de poids corporel).
L’exposition aux agents physiques exprime plutôt la teneur en énergie que le contenu
massique (p. ex. émissions sonores, émissions lumineuses). Dans le cas spécifique du
rayonnement ionisant, la dose effective a pour unité le (milli)Sievert (mSv). La dose est
souvent indiquée par unité de temps et est alors dénommée débit de dose (p.ex. en mSv/a).
La dose collective pour un groupe de population (groupe de récepteurs) est la somme des
doses pour tous les membres de ce groupe. Son unité est le manSievert (manSv). La dose
que l’on reçoit dépend de l’intensité et des caractéristiques de la source de rayonnement, du
type de rayonnement et de la durée de l’exposition.
La dose ou concentration à laquelle un récepteur est exposé à partir d’une source naturelle
ou non naturelle déterminée dépend bien entendu aussi de la distance entre la source et le
récepteur et des barrières naturelles ou ouvragées éventuelles entre les deux.
La puissance de la source, la distance, la présence de barrières et la durée de l’exposition,
d’une part, et la sensibilité du récepteur, d’autre part, déterminent ensemble s’il peut être
question d’incidences sur la santé.
Toutefois, si les récepteurs humains ne sont exposés à aucun moment (parce que la source
a été enlevée, ou parce que des barrières suffisantes ont été construites, ou une
combinaison des deux), il ne sera pas question, dans les conditions normales, d’incidences
réelles sur la santé. Dans ce cas, un risque (potentiel, inhérent) peut encore subsister. Ce
risque ne peut entraîner des effets réels que dans certaines conditions. Toute politique
environnementale doit être axée sur l’évitement des effets réels (prévention).
6.8.1.4 La notion de nuisance
Facteurs de risque environnementaux traditionnels et nuisances
Dans le cas d’acteurs chimiques et physiques traditionnels (non ionisants), les nuisances
doivent souvent être associées à la phase d’aménagement ou de réalisation d’un projet : il
ne s’agit généralement pas d’activités qui influencent la santé à long terme.
Temporairement, des activités sont perçues comme dérangeantes ou perturbantes,
ennuyeuses ou tout simplement irritantes (par exemple, les nuisances entraînées par les
poussières, les nuisances sonores, les nuisances vibratoires, le mouvement des camions et
des bulldozers, …).
65
Lors de travaux d’aménagement, de telles influences ne peuvent pas toujours être
quantifiées par des critères objectifs étant donné le délai relativement court et le caractère
non continu ou non complètement systématique de la phase d’aménagement. Il existe
souvent trop de facteurs d’incertitude pour pouvoir décrire l’influence des travaux
d’aménagement de manière suffisamment fiable et, donc, quelque peu rationnelle. Par
conséquent, il est également impossible d’en déduire avec une grande certitude dans quelle
mesure des incidences sur la santé vont intervenir pour les récepteurs. Ce que l’on peut
toutefois faire, c’est organiser les travaux d’aménagement de manière à ce que les facteurs
dont on sait par l’expérience qu’ils peuvent entraîner des nuisances, ou bien soient
complètement exclus, ou bien soient maîtrisés (c’est-à-dire maintenus dans certaines
limites) ou, à tous égards, prévoir un cadre de normes et de recommandations auxquelles
les activités d’aménagement doivent satisfaire (p.ex. interdire l’utilisation de certaines
machines bruyantes pendant les travaux d’aménagement ou imposer que ces machines
répondent à des normes sonores déterminées). L’influence doit être maintenue aussi faible
que possible à la source, selon le principe ALARA (As Low As Reasonably Achievable).
L’évaluation des incidences pour la santé humaine peut donc consister à vérifier si ces
règles sont respectées et si l’exposition potentielle du récepteur est ou peut être
suffisamment empêchée.
Il va de soi que pendant la phase d’exploitation (c’est-à-dire après que les travaux
d’aménagement sont terminés), il peut aussi être question de nuisances permanentes. Ici
aussi, les influences à la source doivent d’abord être aussi limitées que possible (ALARA).
La quantification des sources lors de la phase d’exploitation est généralement un peu plus
facile en raison de la durée prolongée de cette phase. Des observations longues et
répétées, lors desquelles des mesures et des échantillonnages sont exécutés, sont
généralement possibles, et souhaités aussi, au cours de la phase d’exploitation. Pour autant
que les sources puissent être quantifiées et que des informations soient présentes dans la
bibliographie scientifique concernant la relation dose-réponse entre certains facteurs de
nuisance, d’une part, et les aspects de santé, d’autre part, on peut tirer directement des
données de mesure les incidences sur la santé qui pourraient en découler. Etant donné
toutefois que pour la phase d’exploitation, une approche préventive est nécessaire, une
évaluation de la situation par rapport à la santé humaine peut également se produire en
vérifiant dans quelle mesure l’exposition de récepteurs est empêchée dès le départ.
Les nuisances peuvent entraîner des incidences sur la santé, mais celles-ci peuvent aussi
intervenir sans qu’il soit question de nuisances.
Rayonnement ionisant et nuisances
Les rayonnements ionisants ne sont pas perceptibles par les sens, sauf s’il s’agit de cas
sévères (p.ex. accidents graves ou situations de guerre). C’est pourquoi la notion
traditionnelle de « nuisances » n’est pas applicable ici. Dans le cas de facteurs
environnementaux traditionnels, les nuisances perçues ont en fait une fonction de signal : un
problème d’environnement existe (qui peut ou doit être résolu ensuite). Dans le cas du
rayonnement ionisant, ces signaux perceptibles par les sens du récepteur ne sont
généralement pas présents. Etant donné que les conséquences du rayonnement ionisant
peuvent être très graves pour la santé de l’homme, sans que quelque chose soit ressenti ou
perçu, seule une approche préventive très poussée, avec un équipement technique qui
répond au principe ALARA, avec des appareils de contrôle et de protection du rayonnement
optimisés (en conformité avec les Meilleures Techniques Disponibles et les normes ainsi
que les standards applicables) représente la seule approche possible. Cette approche peut
encore être complétée, en outre, par le suivi permanent de l’exposition éventuelle chez les
travailleurs et dans l’environnement.
66
5249-506-073
En fonction de la nature et de la quantité du rayonnement ionisant, de même que de la
durée de l’exposition, des incidences sur la santé interviendront ou non chez les récepteurs.
6.8.1.5 Incidences sur la santé
Acteurs traditionnels, chimiques et physiques
Il serait irréalisable d’énumérer toutes les incidences possibles sur la santé qui sont la
conséquence d’une exposition aiguë ou chronique aux différents facteurs de risque
environnementaux connus à l’heure qu’il est. Certains de ces facteurs de risque ont fait
l’objet, au cours de ces dernières décennies et font encore l’objet à l’heure actuelle, d’une
attention de plus en plus grande en raison de la gravité des incidences qui peuvent y être
associées en cas d’exposition de longue durée ou en raison de l’importance des populations
qui sont frappées ou l’ont été (amiante, dioxines, poussières fines).
Des corrélations évidentes entre l’apparition de ces facteurs de risque et les incidences sur
la santé ont été démontrées de manière indubitable dans des études scientifiques.
Sur la base de relations dose-réponse constatées scientifiquement, on indique à quelles
incidences sur la santé peut donner lieu l’exposition à une dose déterminée d’une matière
déterminée (teneur, concentration, …). Les incidences sur la santé sont très diverses par
nature et peuvent être graves ou non en fonction du degré d’exposition.
Rayonnement ionisant
Le rayonnement ionisant entraîne des dommages pour l’ADN. La gravité de l’incidence est
déterminée par le type de rayonnement, la dose de rayonnement absorbée et la sensibilité
au rayonnement du tissu touché. Si l’exposition est supérieure à une valeur seuil
déterminée, un syndrome de rayonnement peut finalement apparaître, avec une issue fatale
dans certains cas (55). L’absorption d’énergie entraîne un dommage biologique qui peut
ensuite conduire à des réactions tissulaires, au cancer, à des malformations congénitales et,
éventuellement à la mort.
Les incidences du rayonnement ionisant sur la santé humaine sont subdivisées en
incidences précoces et tardives. Des doses de rayonnement instantanées très élevées (audessus d’une valeur seuil de l’ordre de 1 Gy) entraînent des incidences immédiates, parfois
aussi appelées déterministes. La gravité de ces incidences augmente avec la dose. Le
rayonnement peut endommager des cellules, entraînant la mort de la cellule ou une perte de
fonction. Si la dose de rayonnements est élevée et de nombreuses cellules sont atteintes, un
dommage tissulaire clinique se produira au niveau par exemple de l’intestin et des tissus
hématopoïétiques. Des dommages tissulaires importants peuvent entraîner une issue fatale
chez le patient, mais des effets plus subtils peuvent également se manifester (p.ex. dans le
cerveau en développement). Pour une dose de 4 Gy, la moelle osseuse et le système
gastro-intestinal sont attaqués. Sans traitement médical, une telle dose entraîne la mort
dans les 60 jours de la moitié des sujets exposés.
Au-dessous des valeurs seuil pour des incidences précoces, des incidences sur la santé
humaine ont également été observées. Ces incidences, qui ne se manifestent que quelques
années plus tard, sont dénommées stochastiques étant donné que le risque de leur
apparition (et non leur gravité) dépend de la dose reçue. Il est établi que des expositions
aigües de l’ordre de 0,2 Gy ou plus entraînent le risque de toute une série de formes de
cancer. Avec la diminution de la dose et du débit de dose, le risque d’apparition d’une
incidence diminue jusqu’au point où celle-ci ne peut plus être démontrée statistiquement.
Les mutations causées par le rayonnement dans les cellules reproductrices ne s’exprimeront
67
généralement pas par une maladie chez la personne irradiée, mais pourront être transmises
à la descendance.
Par précaution, on admet, dans la protection contre le rayonnement, que chaque dose, si
petite soit-elle, entraîne un risque de malformations congénitales et que ce risque est
proportionnel à l’importance de la dose. Pour des doses faibles, la plupart des cellules
survivront au rayonnement et aucun dommage tissulaire ne sera visible, mais l’ADN de ces
cellules peut être attaqué (mutations). Après de nombreuses années, ceci peut entraîner le
développement de cancers. En deça d’une certaine limite (laquelle, il est vrai, n’est pas
toujours connue), plus aucun risque ne peut être constaté.
Incidences combinées (toxicité double)
Certains métaux lourds peuvent entraîner des incidences sur la santé, étant donné qu’ils
sont à la fois ionisants et chimiotoxiques. Leur radiotoxicité peut être supérieure ou inférieure
à la toxicité chimique. On part de l’hypothèse que la toxicité chimique est négligeable par
rapport à la radiotoxicité si la dose létale chimique est supérieure à 100 fois la ALIr
( « Annual Limit of Intake » radiologique par ingestion ou inhalation). L’absorption d’une
quantité égale à 100 fois l’ALIr entraîne, en effet, des incidences immédiates ou
déterministes qui sont de largement plus graves que les incidences associées à la toxicité
chimique de la même substance. Dans le Tableau 6, on procède, à titre d’illustration, à une
comparaison de la radiotoxicité et de la toxicité chimique de certains éléments (56).
Tableau 6 :
Radiotoxicité et toxicité chimique d’un certain nombre d’éléments
ALI en g
Degré de
toxicité
chimique
Dose létale
chimique en g
Incidence la
plus
significative
6
0,04
Modéré
300
Radiotoxique
4
3000
Modéré à élevé
8,8
Chimique
7
4
Elevé
1,8
Les deux
3
6
Elevé
15
Les deux
8
0,02
Faible
-
Radiotoxique
4
0,2
Elevé
23
Les deux
Elément
Activité
spécifique en
Bq/g
129
I
4,9×10
93
Mo
3,3×10
59
Ni
1,6×10
210
Pb
3,4×10
126
Sn
4,8×10
234
U
2,1×10
En fonction de la demi-vie d’un radionucléide, l’incidence chimique à long terme peut
prendre le pas sur l’incidence radiotoxique.
6.8.1.6 La notion de risque
Pour les analyses de risque quantitatives, on définit généralement la notion de risque
comme la probabilité qu’un événement (accident, incident, …) se produise, multipliée par la
conséquence de cet événement (dommage), donc
Risque = probabilité × conséquence.
Concrètement, on peut définir le risque comme la fréquence possible d’apparition de
l’événement, multipliée par l’importance du dommage:
68
5249-506-073
Risque = fréquence × importance du dommage.
C’est ainsi qu’un risque de 10-6 d’accident mortel en tant que conséquence d’une activité
déterminée revient à 1 mort sur 1.000.000 d’années.
Bien entendu, le risque peut être constitué de plusieurs termes. En cas de rayonnement
ionisant, l’importance du risque est déterminée par la somme de toutes les sources de
rayonnement internes et externes auxquelles un individu est exposé et par la probabilité
effective d’exposition à ces sources (57).
Il va de soi que les risques doivent être maîtrisés. La mesure dans laquelle ils le sont (ou
doivent l’être) peut être exprimée sous la forme d’une valeur limite, comme une valeur seuil
ou une valeur cible ou indicative à ne pas dépasser.
6.8.2
Les récepteurs
Les récepteurs sont, en principe, tous les membres de la population belge. Dans le
paragraphe 6.9.1, on trouve une brève description sur la base du nombre d’habitants et des
densités de population.
6.8.3
Les acteurs
6.8.3.1 Exposition actuelle aux facteurs de risques environnementaux classiques les plus
pertinents
Il serait irréalisable de donner un aperçu complet et détaillé concernant l’exposition actuelle
de la population belge aux divers facteurs de risques environnementaux classiques:
Les facteurs de risques environnementaux sont trop nombreux
Les sources d’émissions fixes et mobiles sont présentes partout mais leur intensité
varie (p.ex. chauffage des bâtiments, sources industrielles, agriculture et élevage,
trafic, …)
L’exposition effective qui en résulte varie en fonction de la force des sources, de la
présence locale des récepteurs (population), des conditions climatologiques, du
contexte géographique, etc.
Actuellement, on consacre beaucoup d’attention en Belgique, tout comme ailleurs en
Europe, à la pollution de l’environnement par les particules fines (PM10 et PM2,5), les oxydes
de soufre et d’azote (SOx et NO x), le plomb, le benzène et le CO, étant donné que ces
facteurs environnementaux sont responsables de très nombreuses incidences sur la santé
(dont la gravité varie) et/ou jouent un rôle important dans l’effet de serre. La présence
d’autres métaux lourds dans l’air ambiant revêt surtout une importance locale.
Outre les acteurs chimiques traditionnels, une attention croissante est également accordée
aux incidences sonores, notamment dans les villes. Les nuisances sonores sont reconnues
aujourd’hui comme l’un des acteurs essentiels qui peuvent entraîner des incidences sur la
santé humaine.
Un aperçu succinct de la situation actuelle pour
environnementaux les plus pertinents est donné ci-après.
quelques-uns
des
facteurs
69
Particules fines
Les particules fines sont un mélange de particules de composition et de dimensions
variables dans l’air. Ces particules sont subdivisées en fractions en fonction de leurs
dimensions. Les fractions PM10, PM2,5 et PM0,1 sont celles de particules au diamètre
aérodynamique inférieur à 10, 2,5 et 0,1 µm. Ces fractions sont considérées comme des
substances polluantes de l’air importantes qui entraînent des incidences préjudiciables sur la
santé. La survenance accrue des plaintes des voies respiratoires, le nombre
d’hospitalisations pour des plaintes cardiaques et des voies respiratoires et la mortalité
précoce sont associées à ces fractions dans les études épidémiologiques. Ces liens ont été
constatés tant pour l’exposition de brève durée (heures, jours) à de hautes concentrations
que pour l’exposition de longue durée (années) à de faibles concentrations. Les particules
les plus petites pénètrent le plus profondément dans les poumons, après quoi elles
parviennent assez facilement et rapidement dans la circulation sanguine. Dans les zones à
grande densité de population (villes, rues animées, …), les concentrations en particules
fines sont généralement élevées. Des recherches dans les trois régions ont démontré que
les particules fines proviennent principalement de trois sources différentes:
Une partie est causée par l’homme même
Une autre partie provient de sources naturelles (pratiquement inconnues)
Une dernière partie provient de l’étranger
Actuellement, la concentration en PM2,5 selon les mesures qui sont exécutées dans les
postes de mesure belges, est comprise entre 20 et 40 µg/m³. Il s’agit ici d’un ordre de
grandeur qui s’appuie sur des observations récentes (par la VMM et l’ISSEP).
On peut s’attendre à ce que les niveaux actuels de particules fines dans l’air ambiant
diminueront dans un avenir proche, à la suite d’une politique renforcée. Il s’ensuit que la
charge pathologique (nombre de « disability adjusted life years » ou DALYs) devrait
diminuer. Il est difficile de dire comment ces concentrations évolueront sur le long terme,
étant donné que la problématique des particules fines est internationale. Il faut remarquer
que la norme européenne PM10 est actuellement dépassée dans 23 Etats membres de l’UE.
Oxydes de soufre et d’azote
L’impact des oxydes de soufre a diminué partout en Belgique au cours de la dernière
décennie, principalement en raison du passage progressif, par des sources industrielles
importantes, aux carburants pauvres en soufre. Des dépassements graves sont de moins en
moins fréquents ou ne se produisent même plus du tout. Les concentrations actuelles (SO2),
pour la moyenne de 24 heures en Belgique, se situent entre 1 et 20 µg/m³ env. (ordre de
grandeur).
Pour le NOx, la moyenne horaire est actuellement d’un ordre de grandeur compris entre 10
et 100 µg/m³. C’est surtout le trafic qui est responsable de la concentration en NO x dans
l’air.
Ozone
Au-dessus de la valeur seuil de 180 µg/m³ (valeur horaire maximale), l’ozone provoque des
troubles respiratoires (diminution des fonctions respiratoires de 5%), des irritations de l’œil et
la toux chez les personnes sensibles et vulnérables. Au-dessus de 360 µg/m³, l’ozone peut
entraîner des effets très nocifs pour la respiration. Dans l’Union européenne, l’ozone est
jugée responsable de la mort prématurée de 20.000 personnes (58).
70
5249-506-073
Les concentrations en ozone en moyenne horaire se situent entre 30 et 100 µg/m³ (ordre
de grandeur).
CO
Le CO est toxique pour l’organisme étant donné que les particules se déposent dans le sang
sur l’hémoglobine pour y prendre la place de l’oxygène. Cette réaction avec l’hémoglobine
est encore réversible, mais entraîne une perturbation de la respiration cellulaire par
combinaison avec le cytochrome c-oxydase. La combinaison avec la myoglobine entraîne le
dysfonctionnement des muscles du coeur et du squelette. Une exposition aiguë au CO à des
concentrations élevées (p.ex. en raison d’une ventilation insuffisante des systèmes de
chauffage) peut entraîner la mort. Une intoxication chronique (exposition à des
concentrations nettement moindres comme dans l’air extérieur) peut entraîner des troubles
cardiovasculaires.
Pour le CO, la concentration dans l’air varie actuellement entre 0,2 et 0,3 µg/m³ (ordre de
grandeur).
Métaux lourds
Les incidences de toxicité des métaux lourds comme Pb, As, Cd, Hg, Zn, Ni, Ag, Cr, Cu, Al,
Ba, Be, Co, Mo, sont bien connus et décrits de manière détaillée dans la bibliographie. Les 4
premiers nommés (plomb, arsenic, cadmium et mercure) sont considérés selon la US
Agency for Toxic Substances and Disease Registry comme les points noirs les plus
importants dans les décharges de déchets dangereux. Ces métaux sont très toxiques et
peuvent entraîner des incidences, y compris à de faibles concentrations. Les métaux lourds
peuvent s’accumuler dans les tissus graisseux, dans des organes importants et/ou dans le
système osseux. Ils sont neurotoxiques, néphrotoxiques, foetotoxiques et/ou tératogènes à
certaines doses d’exposition. Ils peuvent perturber de nombreuses fonctions dans le corps,
et entre autres avoir des conséquences graves pour le système nerveux, les comportements
et les réflexes.
A quelques zones importantes près qui méritent une attention particulière (notamment
l’environnement des entreprises métallurgiques), les normes de qualité de l’air officielles
pour les métaux lourds sont respectées pratiquement partout à l’heure actuelle. Une
évolution évidente a eu lieu en Belgique. Les concentrations en plomb, cadnium, arsenic et
nickel présentent une tendance à la baisse pour la période 1985 à 2006, tant dans les zones
qui méritent une attention particulière qu’ailleurs. C’est surtout la diminution des émissions
industrielles, entre autres en raison de l’utilisation des Meilleures Techniques Disponibles
(MTD), qui en est responsable. L’introduction de l’essence sans plomb (à partir de 1983) est
aussi importante dans ce contexte. Néanmoins, il reste de nombreux sites historiquement
pollués qui seront dépollués dans les années à venir.
Benzène
Le benzène est un produit cancérigène humain prouvé. Les cancers dont il est établi qu’ils
ont un lien potentiel avec l’exposition au benzène sont les lymphomes, les leucémies et
peut-être aussi le myélome multiple. Les expositions dominantes au benzène dans l’air
peuvent entraîner l’induction de leucémies et de lymphomes. L’incidence estimée sur la
présence de ces maladies dépend d’abord de la valeur que l’on veut accorder à l’incidence
cancérigène intrinsèque du benzène et de l’intensité d’exposition considérée. Aucun
consensus ne règne à ce sujet. Pour des personnes exposées à un air extérieur comprenant
6,2 g de benzène par m³ (un ordre de grandeur qui est fréquemment mesuré dans l’air
extérieur des villes flamandes), le benzène provoque probablement 184 cas mortels de
leucémie par million de personnes exposées durant leur vie. Selon certains auteurs, une
71
telle exposition ne va toutefois entraîner aucun cas de leucémie. Un calcul plus ou moins
réaliste du « cas le plus défavorable » débouche sur 781 cas (qui ne sont pas tous mortels)
de cancers lymphoïdes et hématologiques par million de personnes.
Pour le benzène, la concentration dans l’air varie actuellement entre 0,5 et 10 µg/m³ (ordre
de grandeur). Il faut signaler que le nombre de stations de mesure du benzène n’est pas
tellement élevé.
Bruit
La Commission Bruit et Santé du Conseil de la Santé distingue cinq catégories d’incidences
pour lesquelles les études épidémiologiques démontrent une relation entre l’exposition au
bruit et les incidences nocives sur la santé de groupes de population :
Le bruit peut entraîner des nuisances. La mesure dans laquelle le bruit entraîne des
nuisances dépend des caractéristiques physiques du bruit, notamment le niveau
sonore. La mesure dans laquelle les nuisances sont perçues (c'est-à-dire la
réponse à la « dose ») dépend toutefois aussi de facteurs non acoustiques
(sensibilité individuelle et/ou opinions du récepteur).
Le bruit produit pendant la nuit peut avoir une incidence sur la qualité du sommeil.
Les troubles du sommeil peuvent entraîner les incidences suivantes sur la santé :
le risque de maladies cardiaques augmente du fait de l’influence du rythme
cardiaque et de la pression sanguine
susceptibilité augmentée et diminution des performances
incidences hormonales par l’influence exercée sur le niveau d’adrénaline et de
noradrénaline
Les incidences somatiques liées au stress (notamment pression sanguine élevée)
n’interviennent qu’après une exposition de longue durée (années) et des valeurs à
partir de Lden = 70 dB(A).
Les incidences fonctionnelles ont trait à une diminution des prestations cognitives
pendant l’exposition. De telles incidences interviennent surtout dans des situations
de travail avec une exposition permanente à des niveaux sonores élevés.
Les dommages auditifs interviennent en cas de charge de bruit de longue durée de
valeurs LAEq sur 24 heures qui dépassent 75 dB(A). Des dommages auditifs
mécaniques peuvent survenir à des niveaux de pic de140 dB.
La relation de cause à effet de ces incidences avec une charge sonore élevée dans
l’environnement résidentiel a été souscrite par l’Organisation mondiale de la santé (OMS)
dans les « Guidelines for Community Noise » (59) émises en 1999. Dans ces directives, on
cite également les incidences négatives du bruit sur les activités, comme la perturbation de
la communication.
Incidence des facteurs de risques environnementaux classiques sur la santé
Concernant l’influence sur la santé humaine, les données suivantes sont fournies dans
MIRA-T pour la situation en Flandre.
72
5249-506-073
Tableau 7 :
Années de vie perdues en Flandre en raison de facteurs environnementaux
2002
2003
2004
Total
33.248
35.908
92.429
PM2,5 et PM10
22.300
25.518
68.473
Ozone
785
879
669
Bruit
6258
6258
19151
Substances cancérigènes
(sauf PM)
2032
2009
3155
Plomb
1601
974
981
DALY par habitant par an
0,006
0,006
0,015
DALY par habitant par 70 ans
0,41
0,44
1,1
En 2004, un habitant résidant en Flandre a perdu 0,015 année de vie en bonne santé en
raison de ces facteurs environnementaux. En cas d’exposition aux concentrations de 2004
durant toute la vie, ceci revenait à une perte d’un peu plus d’une année de vie en bonne
santé.
L’exposition aux PM10 et PM2,5 était responsable de près de trois quarts des années de vie
en bonne santé perdues (74%). Les incidences sur la santé qui sont adoptées ici sont la
mortalité prématurée, les plaintes générales des voies respiratoires, la bronchite et l’asthme.
En deuxième place, on retrouve l’exposition au facteur ambiant bruit, soit 21% des années
de vie en bonne santé perdues. Pour le bruit, les incidences suivantes sur la santé ont été
calculées : nuisances, troubles du sommeil, pression sanguine élevée et maladies
cardiaques ischémiques.
L’exposition à des substances cancérigènes venait en troisième lieu (3,4% des années de
vie en bonne santé perdues). Les substances cancérigènes qui étaient considérées ici sont
la lumière UV, le benzène, les HPA (benzo(a)pyrène), l’arsenic, le nickel et le radon (le
dernier surtout dans l’air intérieur, voir paragraphe 6.8.3.2).
Pour la Wallonie et Bruxelles, aucune donnée équivalente n’a été trouvée, mais on peut
supposer que les incidences sur la santé sont du même ordre de grandeur.
6.8.3.2 Exposition actuelle au rayonnement ionisant
Chacun est exposé à un rayonnement à faible dose durant toute la vie. Cette exposition peut
être programmée ou non. Les personnes sont exposées à la fois à un rayonnement externe
(rayonnement cosmique, sol et matériaux de construction) et à un rayonnement interne
après l’absorption de substances radioactives par la nourriture (notamment 40K) ou la
respiration (notamment Rn). Dans le monde, la dose individuelle moyenne du récepteur
humain est estimée à 2,4 mSv par an.
La CIPR subdivise les expositions en trois groupes (57):
73
L’exposition programmée comprend toutes les applications du rayonnement
ionisant, y compris le démantèlement d’installations nucléaires, la gestion des
déchets radioactifs et les applications médicales.
L’exposition en cas de situations d’urgence : il s’agit de situations inattendues qui
se produisent pendant les expositions programmées ou en cas de mauvaises
intentions.
L’exposition existante: situation qui existe au moment où une décision est
envisagée pour diminuer cette exposition. L’exposition existante comprend le
rayonnement naturel et les contaminations historiques de l’environnement.
La dose effective moyenne par personne en Belgique est estimée à 4,6 mSv par an, dont
2,4 mSv proviennent de sources naturelles. L’AFCN indique un ordre de grandeur de 1×10-7
Sv/heure comme étant représentatif pour le rayonnement naturel (c’est-à-dire pour le
rayonnement cosmique et le rayonnement provenant du sol).
En Belgique, la dose annuelle résultant du rayonnement cosmique est d’environ 0,3 mSv
au niveau du sol. Le rayonnement cosmique augmente avec l’altitude : il double
pratiquement à 1500 mètres d’altitude (57). Les rayonnements gamma des radionucléides
naturels entraînent une exposition externe (surtout 40K et les produits de décroissance de
232
Th et 226Ra). Les récepteurs peuvent aussi faire l’objet d’une exposition interne par
absorption (p.ex. via les aliments). Il s’agit alors dans une large mesure de 40K (50%).
L’UNSCEAR estime la dose annuelle due aux traitements médicaux dans des pays où les
soins médicaux sont bien développés (comme la Belgique) à 1,2 mSv. La dose annuelle
moyenne pour les traitements médicaux (radiologie) était de 1,75 mSv par membre de la
population belge en 2006 (60). En raison de l’augmentation des traitements radiologiques
(notamment les CT-scans, avec une dose effective de 7,2 mSv), on note une tendance
légère, mais néanmoins évidente, à l’augmentation de l’exposition.
Les travailleurs dans le secteur nucléaire peuvent être exposés à des doses supérieures
à celles de l’individu moyen. La dose annuelle totale pour le groupe « réception et
entreposage en zone B » dans les bâtiments d’entreposage de Belgoprocess s’élevait à
environ 5 mSv en 2009. Etaient exposés à cette dose annuelle des membres du personnel
qui sont employés dans les bâtiments d’entreposage, notamment pour le déplacement de
fûts et la réception des déchets (notamment déchargement de camions). Les employésqui
effectuent un entretien de routine dans les bâtiments d’entreposage reçoivent une dose
annuelle qui est inférieure à 0,5 mSv. La dose collective annuelle pour les travailleurs des 4
réacteurs de Doel s’est élevée, pendant la période 1990-1994, à 2,4 manSv/GW (60).
La dose annuelle individuelle de la population locale en raison des activités industrielles du
cycle du combustible s’élève, en cas de fonctionnement normal, à 1 µSv. Il s’agit donc d’une
exposition qui est de trois ordres de grandeur inférieure à celle des rayonnements
cosmiques. L’UNSCEAR estime l’incidence locale et régionale de l’exploitation des
différentes installations nucléaires à 0,9 manSv/GW/an. A l’échelle mondiale, l’impact est
supérieur (50 manSv/GW/an).
L’UNSCEAR estime la contribution de la gestion des déchets de faible et de moyenne
activité provenant de centrales nucléaires respectivement à 0,00005 et 0,5 manSv/GW/an.
La plupart des données sur les incidences des rayonnements ionisants pour la santé
concernent des cas d’exposition aiguë aux incidences déterministes, pour lesquels des
incidences tardives ou à long terme se sont également manifestées (comme par exemple
chez les survivants d’Hiroshima, de Nagasaki et de Tchernobyl). L’UNSCEAR publie tous les
5 à 10 ans un aperçu des connaissances scientifiques sur les incidences des rayonnements
74
5249-506-073
ionisants sur la santé. Les données disponibles montrent une relation dose-incidence
linéaire sans seuil dans un intervalle de dose de 0,1 à 3 Sv. Pour la leucémie, on ne
démontre cependant pas de relation linéaire, mais bien une relation quadratique. L’enquête
effectuée a montré une augmentation du risque relatif de cancer égale à 0,63 par Sv.
Selon les données de l’UNSCEAR et de la CIPR, le risque de cancer découlant d’une dose
de rayonnement de 1 Sv est de :
1% pour la leucémie
11% pour les cancers fixes
Après l’application de certains facteurs de correction, ceci entraîne :
5,5% par Sv pour la population (tous âges confondus)
4,1% par Sv pour les travailleurs adultes
Pour les malformations congénitales, ceci représente :
0,2% par Sv pour la population (tous âges confondus)
0,1% par Sv pour les travailleurs adultes
Concernant les incidences sur la santé d’une exposition chronique, la bibliographie
scientifique est beaucoup plus limitée. Ceci s’explique notamment par le fait que le corps
peut aussi mettre en œuvre des mécanismes de réparation biologiques, grâce auxquels les
doses internes sont abaissées. En outre, la détermination de corrélations, notamment la
mise en évidence scientifique de relations causales indubitables entre les causes (exposition
cumulative à divers acteurs) et les conséquences (incidences sur la santé chez les
récepteurs) est une tâche particulièrement difficile qui nécessite encore de nombreuses
recherches. En effet, la santé humaine n’est pas exclusivement déterminée par l’exposition
(cumulative) aux risques environnementaux mais aussi par toute une série d’habitudes de
vie, de comportements, de conditions économiques et sociales.
Par précaution, il faut donc accepter que toute dose, si faible soit-elle, peut entraîner un
risque de cancer ou de malformations congénitaless et que ce risque est proportionnel à la
grandeur de la dose (linéaire).
LA CIPR et l’AIEA ont établi des concepts de risques sur la base de l’état actuel de la
science. Ces concepts sont résumés dans le tableau qui suit.
Tableau 8 :
Contribution en % par dose effective en Sv pour des incidences stochastiques sur
la santé pour des doses faibles et des débits de dose faibles, quelle que soit la
source
Cancer fatal
Cancer non fatal
Malformations
congénitales
Dommage total
Travailleurs
4%
0,8%
0,8%
5,6%
Population
5%
1,0%
1,3%
7,3%
Le réseau de mesure TELERAD de l’AFCN est un réseau de mesure automatique qui
mesure à distance la radioactivité sur le territoire belge et qui permet de suivre les données
en ligne. Il est constitué de 212 stations de mesure qui évaluent constamment la
75
radioactivité dans l’air et dans l’eau des rivières. Ces stations de mesure sont disséminées
sur la totalité du territoire belge, en particulier aux abords des installations nucléaires de
Tihange, Doel, Mol, Fleurus et Chooz (France), ainsi que des agglomérations à proximité
immédiate de ces installations.
6.9
Aspects socio-organisationnels
6.9.1
Superficie et population
La Belgique a une superficie de 30.528 km², dont 161 km² en Région bruxelloise, 13.522
km² en Flandre et 16.844 km² en Wallonie. Près d’un cinquième (6.050 km² ou 19,8%) de la
superficie de la Belgique est construit. En outre, des constructions sont ajoutées à un rythme
rapide : en 2000, 18,5% de la superficie était construite, en 1990 cette proportion était de
16,3% et en 1980 de 14,2% seulement. La Région bruxelloise présente la plus grande part
de surface bâtie avec 78,3% contre 26,2% en Flandre et 14,1% en Wallonie. Au total, les
zones résidentielles en Belgique occupent environ 2500 km². La superficie non bâtie dans
notre pays atteint près de 24.478 km², dont environ 17.269 km² de terres agricoles et 7.209
km² d’autres terres (dont des landes, des marécages, des sols en friche, des roches, des
rivages et des dunes).
Au 1er janvier 2010, la population belge s’élevait à 10.807.396 habitants, dont 1.072.063 en
Région bruxelloise, 6.230.774 en Flandre et 3.504.559 en Wallonie. Selon les perspectives
du Bureau fédéral du plan, la population belge évoluera vers un total d’environ 12 millions
d’habitants en 2030 et d’environ 12,6 millions en 2060 (voir Tableau 9) (61). Des pronostics
pour le long terme ne sont pas disponibles.
76
5249-506-073
Tableau 9 :
Population belge
Population au 1er janvier
Solde naturel
Naissances
Décès
Solde des migrations internes
Immigrations internes
Emigrations internes
Solde des migrations externes
Immigrations externes
Emigrations externes
Accroissement de la population
Ajustement statistique
Population au 31 décembre
Bruxelles
Flandre
Wallonie
Belgique
2010
2030
2060
2010
2030
2060
2010
2030
2060
2010
2030
2060
1.072.063 1.255.791 1.327.652 6.230.774 6.784.502 7.010.539 3.504.559 3.941.781 4.324.570 10.807.396 11.982.074 12.662.761
9.274
10.509
9.881
8.617
-2.316
-12.045
4.738
3.891
-1.519
22.629
12.084
-3.683
18.553
19.244
19.865
68.335
65.260
66.225
40.235
41.307
43.655
127.123
125.811
129.745
9.279
8.735
9.984
59.718
67.576
78.270
35.497
37.416
45.174
104.494
113.727
133.428
-15.724
-16.822
-17.425
7.210
7.505
7.875
8.514
9.317
9.550
0
0
0
85.255
91.724
95.314 246.862 257.075 265.299 181.085 195.589 210.705
513.202
544.388
571.318
100.979 108.546 112.739 239.652 249.570 257.424 172.571 186.272 201.155
513.202
544.388
571.318
20.745
7.712
11.698
23.805
7.169
12.213
11.441
2.526
4.796
55.991
17.407
28.707
40.645
29.883
32.986
51.761
38.701
42.469
30.963
23.671
25.773
123.369
92.255
101.228
19.900
22.171
21.288
27.956
31.532
30.256
19.522
21.145
20.977
67.378
74.848
72.521
14.295
1.399
4.154
39.632
12.358
8.043
24.693
15.734
12.827
78.620
29.491
25.024
0
0
0
12
2
4
4
-6
-5
16
-4
-1
1.086.358 1.257.190 1.331.806 6.270.418 6.796.862 7.018.586 3.529.256 3.957.509 4.337.392 10.886.032 12.011.561 12.687.784
Source : http://www.statbel.fgov.be
77
La Belgique est l’une des régions les plus densément peuplées d’Europe. Après Malte avec
1.288 habitants au km², on trouve d’abord les Pays-bas avec 484 et, ensuite, la Belgique
avec 348 habitants au km². La densité de population moyenne au sein de l’UE des 27 est de
115 habitants au km².
La densité de la population est la plus élevée dans la Région de Bruxelles-capitale avec plus
de 784 habitants au km² (en moyenne 6.512 habitants au km²). En Région flamande, la
densité de population varie localement très fort, comme on peut le voir sur la Figure 20. La
densité de population moyenne en Flandre est de 456 habitants au km². En Région
wallonne, la densité de population est, à de nombreux endroits, inférieure à 107 habitants au
km², sauf dans les zones urbanisées. La densité moyenne de la population en Wallonie est
de 205 habitants au km².
Figure 20 :
Densité de population par commune (1er janvier 2008)
6.9.2
Utilisation des sols
En raison de la densité élevée de la population en Belgique, de grandes parties de sa
superficie sont bâties. Des données détaillées à ce propos peuvent être retrouvées dans le
tableau ci-après.
78
5249-506-073
Tableau 10 : Utilisation des sols (en km2)
L’utilisation des sols en Belgique est également visualisée sur la Figure 13 (Flandre) et la
Figure 14 (Wallonie).
6.9.3
Réseau de transport
En raison de la densité élevée de la population et du degré élevé d’urbanisation, la Belgique
connaît également un réseau de transport très dense. Dans la Figure 21, la Figure 22 et la
Figure 23, on illustre successivement le réseau routier, le réseau des transports par voie
d’eau et le réseau ferroviaire.
79
Figure 21 :
Le réseau routier belge
Source : http://www.viamichelin.com
80
5249-506-073
Figure 22 :
Les voies d’eau belges
Source : http://www.binnenvaart.be
81
Figure 23 :
Le réseau ferroviaire belge
Source : http://www.hari.b-holding.be
6.10
6.10.1
Sécurité
La sécurité a pour but de prévenir les actes malveillants utilisant des matières radioactives
ou dirigés contre des installations nucléaires. Jusque dans les années ’90, la nonprolifération (voir paragraphe 6.10.2) était la principale préoccupation et la sécurité était
surtout orientée vers la prévention du vol et de la dissémination de matières nucléaires qui
pourraient être utilisées dans des armes nucléaires.
La sécurité est considérée comme une affaire nationale ; toutefois, les différents pays ont
passé au cours du temps des accords internationaux qui les lient mutuellement. Après la
publication de recommandations non obligatoires émises par l’AIEA en 1972, le Traité relatif
à la protection physique des matières nucléaires (62) a été adopté en 1980. Il indique, entre
autres choses, que les Etats doivent reprendre dans leur législation nationale le vol de
matières nucléaires et la cause de la mort et de la destruction par des matières nucléaires
comme des faits punissables. En outre, il invite à une coopération juridique internationale en
cas d’infraction de ce type. La Belgique a signé le traité en 1980 ; celui-ci est entré en
vigueur en 1991.
82
5249-506-073
Les exigences et les recommandations de l’AIEA en matière de protection physique, telles
qu’établies dans les « IAEA Information Circulars », ont été révisées à plusieurs reprises. La
dernière révision date de 1999. A cette occasion, le titre a également été adapté : les
recommandations concernent à présent aussi la protection d’installations nucléaires (63). La
protection physique y est définie comme un ensemble de mesures administratives et
techniques, dont des barrières physiques, avec les objectifs suivants :
Minimiser les possibilités de vol de matières nucléaires ou de sabotage
Contribuer à une détection et une récupération rapides de matières nucléaires
disparues
Minimiser les conséquences radiologiques du sabotage
Un système de protection physique doit, selon l’AIEA, être basé sur une évaluation de la
menace, compte tenu de la nature des matières nucléaires et de l’emplacement où elles se
trouvent. Les matières nucléaires sont subdivisées en trois catégories selon le risque
potentiel d’utilisation dans une bombe nucléaire. Sont notamment déterminants à cet effet la
teneur en isotopes fissibles d’uranium et de plutonium, la forme chimique et physique, la
concentration et la quantité. Les dispositions en matière de protection physique ont donc trait
à des matières spécifiques qui contiennent certains isotopes d’uranium et de plutonium,
comme le combustible irradié (qui, en principe, fait partie de la catégorie II2). Une grande
partie des déchets radioactifs ne relève cependant pas de ces dispositions.
Un certain nombre d’exigences ont été énoncées pour la protection physique contre le vol de
matières nucléaires pendant l’utilisation et l’entreposage. En outre, l’AIEA fait également des
recommandations pour la protection physique contre le sabotage. L’attention est attirée sur
les conséquences radiologiques éventuelles du sabotage. Les mesures doivent être
proportionnelles au risque radiologique.
Pour le transport de matières nucléaires, des recommandations sont émises en relation avec
le choix de l’itinéraire et du moyen de transport, la protection du véhicule et la
communication entre les parties concernées (63).
Les recommandations de l’AIEA ont débouché en 2005 sur une version amendée du Traité
pour la protection physique des matières nucléaires, lequel n’est toutefois pas encore entré
en vigueur (64).
Au cours de la décennie passée, on a pris de plus en plus conscience du fait que des actes
malveillants peuvent également faire usage de matières radioactives qui ne sont pas
nécessairement utilisables pour la fabrication d’armes nucléaires, ou être dirigés contre des
installations où de telles matières sont présentes. Ceci a entraîné de nouveaux accords au
sein de la communauté internationale.
En 2004, un code de comportement a été mis sur pied pour la sécurité et la protection des
sources radioactives (65). Ces recommandations non obligatoires concernent surtout les
matières radioactives qui sont utilisées en médecine, dans l’industrie, la recherche
scientifique, etc. De telles sources radioactives doivent être déclarées comme déchets
radioactifs à la fin de leur utilisation. De nombreux pays, dont la Belgique, se sont engagés
au niveau politique à appliquer ce code de comportement.
2
La catégorie II comprend les types et les quantités suivants de matières nucléaires : 0,5 à 2 kg de plutonium
non irradié (sauf le plutonium contenant plus de 80% de plutonium-238), 1 à 5 kg d’uranium-235 non irradié
enrichi à au moins 20%, plus de 10 kg d’uranium-235 non irradié enrichi à 10 à 20%, 0,5 à 2 kg d’uranium non
irradié, et/ou combustible irradié (57).
83
En 2005, la convention internationale relative à la répression des faits de terrorisme
nucléaire (66) a été approuvée. Celle-ci a été signée par la Belgique en 2005 et ratifiée en
2009. Le champ d’application du traité en question est large : il s’applique à toutes les
matières radioactives qui peuvent entraîner des dommages considérables pour l’homme ou
l’environnement3. Les déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie se situent donc
dans le champ d’application de cette convention.
Le terrorisme nucléaire suppose l’intention de semer la mort ou la destruction ou de
contraindre des personnes ou des instances à quelque chose. On fournit une liste
d’infractions, en particulier la possession ou l’utilisation volontaire et illégale de matières
radioactives et l’utilisation et l’endommagement d’une installation nucléaire de manière à ce
que des matières radioactives puissent être libérées. Les Etats signataires s’engagent à
reprendre ces infractions comme des faits punissables dans leur législation nationale et à les
sanctionner de manière appropriée. Des accords sont passés concernant l’échange
d’informations et la coopération à l’échelle internationale.
Dans notre pays, l’Agence fédérale pour le contrôle nucléaire (AFCN) est compétente pour
la protection physique des matières nucléaires. Elle est responsable de l’agréation des
systèmes de protection d’installations nucléaires et fournit les certificats de sécurité pour
l’accès à certaines installations.
6.10.2
Safeguards
Dans les années ’60, une préoccupation concernant le développement d’armes nucléaires
par les puissances mondiales de l’époque, les Etats-Unis et l’Union Soviétique, est née au
sein de la communauté internationale. Il a été décidé d’élaborer un instrument légal pour
s’opposer à la prolifération des armes nucléaires. Ceci est devenu le Traité de nonprolifération qui a été adopté par les Nations unies en 1968 et qui est entré en vigueur en
1970 (67).
Le traité de non-prolifération fait une différence entre les Etats dotés de l’arme nucléaire et
les Etats non dotés d’armes nucléaires. Les Etats dotés de l’arme nucléaire sont les pays qui
possédaient des armes nucléaires avant le 1er janvier 1967 : les Etats-Unis, l’Union
Soviétique, le Royaume-Uni, la Chine et la France. Les Etats non dotés d’armes nucléaires,
ce qui comprend aussi la Belgique, n’avaient, à l’époque, aucune arme nucléaire en leur
possession.
Par la signature du Traité, les Etats dotés de l’arme nucléaire s’engagent à ne pas transférer
leurs armes nucléaires ou le contrôle sur celles-ci à d’autres pays et ne pas encourager des
pays non dotés d’armes nucléaires à fabriquer ou à acquérir l’arme en question. Les pays
non dotés d’armes nucléaires promettent de ne pas fabriquer d’armes nucléaires et de ne
pas accepter que des armes nucléaires ou le pouvoir d’en disposer leur soit transféré.
En outre, les Etats non dotés d’armes nucléaires s’engagent à autoriser des contrôles de
sécurité ou des inspections de « safeguards » par l’AIEA et à passer un accord à ce sujet
avec l’AIEA : le « safeguards agreement » ou l’accord de garantie. Le but des safeguards
est de garantir à la communauté internationale que les matières nucléaires soient
3
84
5249-506-073
« Radioactive material means nuclear material and other radioactive substances which contain nuclides which
undergo spontaneous disintegration (a process accompanied by emission of one or more types of ionizing
radiation, such as alpha-, beta-, neutron particles and gamma rays) and which may, owing to their radiological
or fissile properties, cause death, serious bodily injury or substantial damage to property or to the
environment. » ((60), article 1)
uniquement utilisées à des fins pacifiques. La structure et le contenu du safeguards
agreement ont été fixés par l’AIEA (68).
Les pays de la Communauté européenne pour l’Energie atomique ou l’Euratom (dont la
Belgique) s’étaient déjà engagés, en 1957, à des safeguards par le traité de l’Euratom (69).
Ceux-ci ont été fixés dans le Règlement (Euratom) 3227/76, remplacé plus tard par le
Règlement (Euratom) 302/2005 (70). En 1973, les pays de l’Euratom ont passé avec l’AIEA
un safeguards agreement commun (71).
Les safeguards sont exigés pour les matières nucléaires, c’est-à-dire la totalité du « source
material »4 et du « special fissionable material »5, tel que définis dans le statut de l’AIEA. Les
safeguards prennent toutefois fin si l’AIEA juge que les matières nucléaires ne sont plus
utilisables pour la production d’armes nucléaires6. Dans le contexte du Plan Déchets de
l’ONDRAF les safeguards sont par conséquent importants pour le combustible irradié si celuici devait être déclaré comme déchets, de même que pour certains autres flux de déchets qui
contiennent des combustibles et pour lesquels les safeguards ne sont pas considérés
comme levés par l’AIEA. Un « policy paper » de l’AIEA de 1997 confirme que le combustible
irradié, dans une installation de dépôt géologique, est bel et bien soumis à des safeguards, y
compris après la fermeture de l’installation (72).
Le safeguards agreement indique que l’Etat doit établir une comptabilité des matières
nucléaires, laquelle sera vérifiée lors des contrôles de l’AIEA. En outre, des informations
doivent être fournies à l’AIEA concernant les matières nucléaires et concernant les
installations nucléaires. Des inspections sur place sont aussi prévues. Dans ce contexte,
l’AIEA peut contrôler la comptabilité, mais aussi exécuter des mesures indépendantes ou
inspecter l’équipement (68).
Au cours des années ’90, un programme de fabrication d’armes nucléaires non déclaré a été
découvert en Irak et la communauté internationale s’est aperçue que les safeguards offraient
des garanties insuffisantes. L’accent était, en effet, placé sur les matières nucléaires
déclarées et les inspections portaient surtout sur les installations nucléaires. C’est pourquoi,
en 1997, un modèle de protocole complémentaire au safeguards agreement a été établi
(73). En 1998, les 13 Etats de l’Union européenne non dotés d’armes nucléaires (dont la
Belgique) ont signé un protocole complémentaire au safeguards agreement de 1973. Ce
protocole supplémentaire est entré en application en 2004 pour la Belgique.
Le protocole supplémentaire confère à l’AIEA plus de possibilités de détecter des matières
nucléaires non déclarées ou des activités nucléaires non déclarées. C’est ainsi que les Etats
4
« The term « source material » means uranium containing the mixture of isotopes occurring in nature; uranium
depleted in the isotope 235; thorium; any of the foregoing in the form of metal, alloy, chemical compound, or
concentrate; any other material containing one or more of the foregoing in such concentration as the Board of
Governors shall from time to time determine; and such other material as the Board of Governors shall from time
to time determine. » (Statut de l’AIEA, art. XX, 3)
5
« The term « special fissionable material » means plutonium-239; uranium-233; uranium enriched in the
isotopes 235 or 233; any material containing one or more of the foregoing; and such other fissionable material
as the Board of Governors shall from time to time determine; but the term « special fissionable material » does
not include source material. The term « uranium enriched in the isotopes 235 or 233 » means uranium
containing the isotopes 235 or 233 or both in an amount such that the abundance ratio of the sum of these
isotopes to the isotope 238 is greater than the ratio of the isotope 235 to the isotope 238 occurring in nature. »
(Statut de l’AIEA, art. XX, 1-2)
6
« The [Safeguards] Agreement should provide that safeguards shall terminate on nuclear material subject to
safeguards thereunder upon determination by the [International Atomic Energy] Agency that it has been
consumed, or has been diluted in such a way that it is no longer usable for any nuclear activity relevant from the
point of view of safeguards, or has become practicably irrecoverable. » ((62), paragraphe 11)
85
doivent fournir, sous le protocole complémentaire, des informations relatives notamment au
cycle du combustible total, aux activités de recherche en relation avec le cycle du
combustible et à l’importation ou l’exportation d’équipements d’installations nucléaires. De
même, les inspections par l’AIEA de telles installations doivent être autorisées (74).
Les
inspections de safeguards de l’AIEA ont lieu annuellement et entraînent un
« safeguards statement ». Pour les pays qui ont signé (comme la Belgique) un safeguards
agreement et un protocole complémentaire, l’AIEA juge
s’il existe des indications d’aliénation de matières nucléaires déclarées à des fins
non pacifiques ;
s’il existe des indications de matières nucléaires non déclarées ou d’activités
nucléaires non déclarées.
Les safeguards de l’Euratom ne diffèrent pas fondamentalement, pour notre pays, des
safeguards de l’AIEA. Les inspections sont exécutées par une équipe mixte (AIEA et
Euratom). L’AFCN accompagne les inspections de safeguards.
86
5249-506-073
7.
OPTIONS DE GESTION ÉTUDIÉES DANS LE SEA ET RAISONS POUR
LEUR SÉLECTION
La Loi du 13 février 2006 stipule clairement que le SEA ne doit pas seulement évaluer le
plan proprement dit, mais aussi les solutions de substitution raisonnables de ce plan. Dans
ce chapitre, on commente donc les options de gestion alternatives pour les déchets de haute
activité et/ou de longue durée de vie (catégories B et C), y compris l’alternatieve zéro ou
l’option du statu quo.
7.1
Options de gestion qui ne sont pas étudiées en détail dans le SEA
Pour être complet, les paragraphes suivants décrivent certaines options de gestion qui soit,
sont en contradiction avec les traités internationaux ou la législation belge, soit offrent une
garantie de sûreté insuffisante à long terme. Ces options de gestion ne seront pas, pour ces
raisons, étudiées plus avant dans le Plan Déchets ou le SEA. Un large consensus
international existe d’ailleurs concernant la non appropriation ou le caractère non désirable
de ces options. La discussion repose principalement sur les documents de NIREX (75),
Dutton et al. (76) et LISTO (77).
7.1.1
L’immersion en mer
Lors du rejet ou de l’immersion en mer, des conteneurs de déchets radioactifs sont
déchargés à partir d’un navire en haute mer et descendent vers les fonds marins. A grande
profondeur (plusieurs kilomètres), ils peuvent imploser sous l’effet de la pression
hydrostatique, permettant ainsi au contenu radioactif de se disséminer dans la mer. Entre
1960 et 1982, la Belgique a immergé des déchets faiblement radioactifs (catégorie A) dans
l’océan Atlantique (78).
L’immersion en mer n’est pas autorisée par le cadre légal et institutionnel de la Belgique. La
Belgique a en effet signé et ratifié le Traité de Londres de 1972 (le 12 juin 1985). Le Traité,
dont le nom complet est « Convention sur la prévention de la pollution des mers résultant de
l’immersion des déchets », vise à protéger le milieu marin et interdit notamment l’immersion
en mer de déchets radioactifs de haute activité. En 1983, un moratoire a été imposé sur
l’immersion des déchets de faible activité. Le moratoire a été converti en 1993 par les parties
du Traité en une interdiction d’immersion en mer de tous les déchets radioactifs quels qu’ils
soient (79).
Par ailleurs, la Belgique a également ratifié le Traité OSPAR de 1992. Ce traité a pour but de
protéger le milieu marin dans le nord-est de l’océan Atlantique et exclut l’immersion de
déchets radioactifs en mer (80).
7.1.2
L’évacuation dans les fonds marins
En cas d’évacuation dans le fond marin, les déchets sont enfouis dans les sédiments
recouvrant le fond marin. Techniquement, ceci peut s’effectuer en déchargeant les déchets,
qui sont placés dans des conteneurs de forme conique, à partir d’un navire, de sorte qu’ils
s’enfoncent d’eux-mêmes de plusieurs mètres dans les sédiments ou en déposant les
déchets dans des trous de forage aménagés au préalable. De très nombreuses études ont
été menées concernant l’évacuation dans le fond marin, mais cette option de gestion n’a pas
7 Options de gestion étudiées dans le SEA et raisons pour leur sélection
87
été développée en pratique et est généralement considérée aujourd’hui comme inacceptable
(81).
Légalement et institutionnellement, cette option est jugée tout aussi problématique que
l’option « immersion en mer ». Elle est d’ailleurs en contradiction avec le Traité de Londres
(79) et le Traité OSPAR (80).
7.1.3
L’évacuation dans l’espace
L’évacuation dans l’espace consiste à envoyer les déchets radioactifs dans l’espace au
moyen d’une fusée de manière à ce qu’ils soient mis en orbite haute autour de la terre ou
même échappent au champ gravitationnel terrestre. Cette option a surtout été étudiée aux
Etats-Unis dans les années ‘70.
Cette option est en contradiction avec le Traité sur l’Espace de 1967, dont la dénomination
complète est « Traité sur les principes régissant les activités des Etats en matière
d’exploration et d’utilisation de l’espace extra-atmosphérique, y compris la lune et les autres
corps célestes », ratifié par la Belgique le 30 mars 1973. Le Traité sur l’Espace a été adopté
pour répondre à des préoccupations liées à la course aux armements, mais il précise
également que les états doivent « éviter la contamination préjudiciable des corps célestes »
(82). Indépendamment de ceci, les coûts et les risques de l’évacuation dans l’espace sont
généralement considérés comme inacceptables.
7.1.4
L’évacuation dans une calotte glaciaire
Le principe du dépôt dans les calottes glaciaires s’appuie sur le fait que les déchets
radioactifs descendent sous l’effet de la chaleur qu’ils émettent. Lorsque l’eau de fonte
regèle au-dessus des déchets, une barrière naturelle est formée.
Il n’y a qu’au Groenland et en Antarctique que l’on trouve des calottes glaciaires appropriées
et suffisamment épaisses, mais le Danemark n’autorise pas l’évacuation de déchets
radioactifs au Groenland, de sorte que seul l’Antarctique entrerait en ligne de compte dans la
pratique.
Toutefois, le Traité de l’Antarctique de 1959 interdit l’évacuation de déchets radioactifs dans
l’Antarctique, selon le principe que de tels territoires naturels fragiles doivent être préservés
(83). Etant donné que la Belgique a ratifié le Traité de l’Antarctique, l’évacuation dans une
calotte glaciaire dans l’Antarctique est exclue des options de gestion pour notre pays. De
plus, la Convention Commune sur la sûreté de la gestion du combustible irradié et sur la
sûreté de la gestion des déchets radioactifs (42) stipule clairement en son art. 27.2 qu’une
Partie Signataire à la Convention ne peut octroyer un permis pour le transfert de son
combustible irradié ou de ses déchets radioactifs à des fins d’entreposage ou de dépôt vers
une destination se trouvant au-delà de 60 degrés de latitude sud.
7.1.5
L’évacuation dans une zone de subduction océanique
Les zones de subduction sont des zones du fond de l’océan où une plaque tectonique glisse
sous une autre plaque. Dans cette variante de l’immersion en mer ou d’évacuation dans les
fonds marins, les déchets radioactifs sont placés sur la plaque tectonique descendante
d’une zone de subduction dans le but de les attirer vers les profondeurs de la terre.
Quelques études ont été menées sur cette option, mais elle n’est plus développée en
pratique et est aujourd’hui généralement considérée comme inacceptable.
88
5249-506-073
Sur le plan légal et institutionnel, cette option ne diffère pas des scénarios « immersion en
mer » ou « évacuation dans les fonds marins », de sorte qu’elle n’entre pas en ligne de
compte pour la Belgique.
7.1.6
Le dépôt en surface
Le dépôt en surface consiste à placer définitivement les déchets radioactifs conditionnés
dans une installation spécialement construite à cet effet, à la surface ou à quelques mètres
de profondeur. Une telle installation est constituée typiquement de modules en béton qui
sont protégés contre la pluie et les écoulements d’eau et, si nécessaire, l’eau souterraine,
grâce à une isolation imperméable. Des tels systèmes sont utilisés pour le dépôt de déchets
de faible et de moyenne activité et de courte durée de vie (déchets de la catégorie A) (78).
Le Safety Guide « Classification of Radioactive Waste » (84) de l’AIEA ne considère pas le
dépôt en surface comme une méthode suffisamment sûre pour la gestion à long terme des
déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie. Un large consensus international
existe à ce propos.
7.1.7
L’évacuation par injection directe
L’injection directe ne peut s’appliquer qu’à des déchets radioactifs liquides. Cette technique
implique que l’on n’immobilise pas ces déchets liquides, comme cela se passe
généralement, mais qu’on les injecte directement dans une couche rocheuse appropriée à
grande profondeur. La couche elle-même doit être poreuse pour pouvoir absorber le liquide,
mais doit également être séparée de la biosphère par des couches imperméables. En outre,
la vitesse d’écoulement de l’eau contenue dans la couche poreuse doit être très faible.
Cette technique a déjà été appliquée sur deux sites en Russie. Quelque 10 millions de
mètres cubes de déchets radioactifs liquides ont été injectés dans un grès poreux à environ
400 mètres de profondeur, recouvert d’une couche d’argile peu perméable. Aux Etats-Unis
également, des déchets radioactifs sous forme de boues ont été évacués par injection dans
les années ‘70, mais cette opération a été arrêtée en raison d’incertitudes concernant la
migration des radionucléides. Les préoccupations du public concernant la sûreté de cette
technique ont également joué un rôle dans cette décision (85).
Pour la Belgique, l’injection directe est exclue comme option de gestion sur la base de
l’Arrêté Royal du 20 juillet 2001 portant règlement général de la protection de la population,
des travailleurs et de l’environnement contre le danger des rayonnements ionisants (RGPRI)
(41). L’article 34.1 du RGPRI indique en effet que le rejet de déchets radioactifs liquides
dans le sol est interdit. Un large consensus international existe également quant au fait que
l’injection directe ne garantit pas suffisamment la protection de l’homme et de
l’environnement.
7.1.8
L’évacuation par fusion de la formation hôte
La méthode connue sous le nom de « rock melting » est uniquement utilisable pour des
déchets de haute activité qui émettent beaucoup de chaleur. Soit les déchets sont injectés
sous forme liquide ou de boues directement dans le sous-sol, soit les déchets conditionnés
sont placés dans un trou de forage. Dans les deux cas, la roche qui entoure les déchets fond
sous l’effet de la chaleur, ce qui fait que les déchets s’enfoncent encore davantage sous
l’influence de la pesanteur. Le conteneur peut alors être fortement endommagé. Au
refroidissement des déchets, la roche qui les entoure se solidifie et assiste ainsi à la
réalisation d’un encapsulage naturel.
89
Pour cette option, le granite serait la roche hôte la plus appropriée. Pour provoquer la fusion
du granite, les déchets doivent avoir une température supérieure à 1200°C. Ceci n’est le cas
que pour une petite fraction des déchets ; les déchets déjà conditionnés (vitrifiés)
n’atteignent généralement pas cette température.
La variante qui consiste à injecter directement les déchets sous forme liquide est dans tous
les cas exclue en Belgique sur la base du RGPRI (voir paragraphe 7.1.7). La variante dans
laquelle les déchets sont dans un conteneur se heurte pour l’instant à des limitations
techniques insurmontables : le concept d’un conteneur qui peut résister pendant le
placement à la température très élevée des déchets n’existe pas. Sur le plan international,
aucune base de connaissances n’existe concernant le « rock melting » ; dans les pays de
l’UE et de l’OCDE, le « rock melting » n’est pas considéré comme étant une option de
gestion acceptable.
7.2
Options de gestion qui sont étudiées en détail dans le SEA
Les options de gestion qui seront étudiées en détail dans le SEA peuvent être réparties
entre les catégories suivantes :
Options de gestion à vocation définitive, soit actives, soit passives
Options de gestion non définitives
L’option du statu quo
Ci-après on abordera plus en détail chacune de ces options de gestion.
A l’exception de l’option du statu quo, chacune de ces options de gestion peut être
considérée tant dans un cadre national que dans un cadre partagé (c.-à-d. multinational).
Une option nationale est, par définition, réalisée en Belgique. Une option de gestion
partagée est susceptible d’être réalisée tant en Belgique qu'à l’étranger, compte tenu du
principe de réciprocité. Ceci pourrait se faire dans le cadre d’un accord de gestion entre
différents pays.
7.2.1
Options de gestion à vocation définitive
Il existe différentes options à vocation définitive pour la gestion à long terme des déchets
radioactifs des catégories B et C. Deux approches peuvent être distinguées : la gestion
active et la gestion passive.
Pour la gestion active, la sûreté et la protection de l’homme et de l’environnement s’appuient
constamment sur des actes posés par l’homme. Ceci signifie que les déchets sont
entreposés « de façon permanente » (dans la pratique : aussi longtemps que la protection
reste nécessaire) dans des installations spécialement conçues à cet effet, avec des
mécanismes de contrôle associés et un reconditionnement des déchets si nécessaire.
Pour la gestion passive, la sûreté et la protection de l’homme et de l’environnement sont
assurées sans qu’une intervention de l’homme soit nécessaire à terme. Le contrôle n’est pas
jugé nécessaire, ce qui ne signifie pas que le contrôle ne serait pas possible ou désirable.
Dans les paragraphes qui suivent, on décrit plus en détail les différentes options de gestion
à vocation définitive.
90
5249-506-073
7.2.1.1 Gestion active
En conformité avec le consensus international sur ce plan, l’ONDRAF ne considère qu’une
option de gestion active à vocation définitive, ce qu’il est convenu d’appeler l’ « entreposage
perpétuel » (38).
Pour cette option, les déchets sont entreposés « pour l’éternité » dans des installations
spécialement conçues à cet effet avec des mécanismes de contrôle correspondants
(« eternal stewardship »). L’entreposage perpétuel peut être considéré comme la répétition
constante, sur des centaines de milliers d’années, d’étapes toujours nouvelles de
reconditionnement et d’entreposage, qui se succèdent selon un intervalle de 100 à 300 ans
(86). Même des bâtiments d’entreposage construits selon les meilleures techniques de génie
civil disponibles ne peuvent en effet pas rester intacts sur une durée de plusieurs milliers
d’années. L’emballage des déchets, l’équipement pour leur manutention, le câblage ou les
logiciels de surveillance et de contrôle doivent aussi être entretenus et, si nécessaire,
remplacés. La Figure 24 illustre l’évolution dans le temps de l’entreposage perpétuel.
91
Figure 24:
92
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Illustration de l'évolution dans le temps, dans les grandes lignes, pour l'option de gestion « entreposage perpétuel » en Belgique
La quantité de déchets augmente à chaque étape, étant donné que lors du démantèlement
des bâtiments et installations à remplacer et lors du reconditionnement des déchets
radioactifs sont également générés (86), (34).
Figure 25 :
Présentation schématique de l'entreposage perpétuel
La protection de l'homme et de l'environnement s'appuie, pour un entreposage perpétuel,
sur l'emballage des déchets et sur l'installation d'entreposage. Ceux-ci sont identiques à un
entreposage de longue durée (voir paragraphe 7.2.2.1) ; ils sont remplacés tous les 100 à
300 ans.
Pour le réemballage des déchets, on extrait les colis de déchets primaires du conteneur en
béton ou en métal et on les place dans un nouveau conteneur. Il s'agit là d'une opération
complexe qui inclut des risques qui augmentent avec le temps. Les colis de déchets
primaires se dégradent en effet toujours plus et le risque de libération de radionucléide
augmente. Une autre possibilité consiste à placer les déchets, y compris des anciens
conteneurs, dans un nouveau conteneur plus grand. Ceci est plus simple, mais entraîne une
augmentation du volume. Après 3 à 4 cycles d’entreposage de longue durée, il devient
également très difficile d’encore récupérer les déchets (34).
Les installations d'entreposage doivent être reconstruites tous les 100 à 300 ans. S'il y a
suffisamment d'espace, ceci peut se faire au même endroit ce qui limite le transport.
Toutefois, il peut être nécessaire d'opter pour un autre emplacement, par exemple parce que
le site initial est devenu moins approprié après une élévation du niveau de la mer (34).
93
A noter que l’entreposage perpétuel exige aussi que les connaissances et le savoir-faire
nécessaires soient transmis aux générations futures de manière continue. En outre, les
mécanismes de financement nécessaires devront également être disponibles pour le
remplacement périodique des conteneurs et des bâtiments.
Une caractéristique de l’entreposage perpétuel est que les déchets peuvent toujours être
récupérés. Si la politique institutionnelle changeait (p.ex., reprendre quand même le
retraitement des combustibles irradiés ou, au contraire, quand même choisir une forme de
gestion passive) ou si de nouvelles technologies étaient développées, on pourrait donc
récupérer les déchets et les gérer selon ces nouveaux choix et/ou idées.
Pour plus d’information sur les conditions de mise en œuvre de l’entreposage perpétuel en
Belgique, voir (34).
7.2.1.2 Gestion passive
Compte tenu du consensus international qui existe à ce propos, l’ONDRAF considère deux
options de gestion passives à vocation définitive : le dépôt géologique et la mise en
forages profonds.
Depôt géologique
Pour le dépôt géologique, les déchets radioactifs sont placés à une profondeur de plusieurs
centaines de mètres dans une installation spécialement conçue, étant entourés par un
emballage et par un matériau tampon. Après la phase d’exploitation, l’installation de dépôt
est fermée et la gestion active n’est pas nécessaire pour garantir la sûreté. Néanmoins, une
campagne de suivi de plusieurs centaines d'années est prévue (19).
La sûreté de l’homme et de l’environnement repose alors sur les barrières ouvragées
(l’emballage des déchets, le matériau tampon et le scellement des galeries et des puits) et
sur la barrière naturelle (la formation hôte géologique). A long terme, les barrières ouvragées
se dégradent et la formation hôte assure la rétention des radionucléides.
La Figure 26 illustre le concept de référence belge pour le dépôt géologique (87).
94
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Figure 26 :
L’architecture de référence pour le dépôt géologique de déchets vitrifiés
Avant de pouvoir placer les déchets dans l'installation de dépôt, ceux-ci doivent d'abord être
conditionnés. Ce conditionnement est exécuté à la surface. On présente ci-après
schématiquement les concepts de référence pour le conditionnement de déchets radioactifs
des catégories B (Figure 27) et C (Figure 28) (88).
Figure 27 :
Concept de référence pour le monolithe pour les déchets de catégorie B
95
Figure 28 :
Concept de référence pour le super-conteneur pour les déchets de catégorie C
Après le conditionnement, le super-conteneur (pour des déchets de la catégorie C) ou le
monolithe (pour des déchets de la catégorie B) est placé via le puits et la galerie principale
dans la galerie de dépôt souterraine et l’espace vide entre le super-conteneur ou le
monolithe et la paroi de la galerie est comblé de béton et de bentonite. Les galeries de dépôt
à charge complète sont scellées. Une méthode possible pour sceller les galeries de dépôt
est illustrée ci-dessous (87), (89).
Figure 29 :
Concept de référence pour le scellement d’une galérie de dépôt à charge complète
Lorsque toutes les galeries de dépôt sont scellées, la galerie principale et les puits peuvent
encore rester ouverts. Un programme de suivi est assuré en permanence.
A terme, l'installation de dépôt est fermée en comblant la galerie principale et les puits de
béton et de bentonite (voir figure ci-après (87), (89)). Le suivi n'est plus possible alors qu'audessus et en dessous de la roche hôte et à la surface.
96
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Figure 30 :
Concept de référence pour la fermeture d’une installation de dépôt
La Figure 31 illustre dans les grandes lignes l’évolution dans le temps de cette option.
97
Figure 31 :
98
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Illustration de l’évolution dans le temps, dans les grandes lignes, de l’option de gestion « dépôt géologique » en Belgique, sur la base de
l’hypothèse d’un dépôt dans une formation argileuse peu indurée
La construction et l’exploitation ont lieu, pour une grande part, séparément pour les déchets
de catégorie B et les déchets de catégorie C. Après la préparation du site, on construit
d’abord les galeries pour les déchets de catégorie B ; ceci devrait prendre environ 13 ans.
Le placement des déchets de catégorie B dans l’installation serait distribué sur une période
de 20 ans. Après plusieurs années de suivi, la galerie principale et le puits d’accès sont
remplis de béton et de bentonite ; à cet effet, 4 ans environ sont nécessaires.
Ensuite, les galeries pour les déchets de catégorie C seront construites (durée : environ 8
ans). Le placement des déchets de catégorie C dans l’installation serait distribué sur une
période de 10 ans. Après plusieurs années de suivi, la galerie principale et le puits d’accès
sont remplis de béton et de bentonite : à cet effet, environ 6 ans sont nécessaires (87).
Pour le dépôt géologique, la récupérabilité est moins évidente que pour les options de
gestion active (voir paragraphe 7.2.1.1), mais peut être mise en œuvre. Ceci devient
toutefois de plus en plus difficile et plus coûteux au fur et à mesure que l'installation de dépôt
est comblée et scellée. On développe dans certains cas une forme de solution intermédiaire
avec un phasage prononcé pour intégrer une période de récupérabilité dans le concept du
dépôt géologique (notamment l' « Adaptive Phased Management » au Canada (90) et le
dépôt géologique phasé au Royaume-Uni (91), voir Annexe B). A terme, le dépôt géologique
devient toutefois un concept où la récupérabilité n’est plus prévue.
Une exigence pour le dépôt géologique est une formation hôte géologique appropriée. Les
propriétés que doit posséder une telle formation hôte sont principalement décrites dans les
publications de l’AIEA concernant les exigences de sûreté pour le dépôt géologique (19) et
la sélection de sites pour le dépôt géologique (92). Ces propriétés sont résumées ci-après.
L'environnement géologique peut être aisément caractérisé et possède des
caractéristiques géométriques, chimiques et physiques qui peuvent limiter la
migration de radionucléides de l'installation de dépôt dans l'environnement. Des
formations uniformes dans des cadres géologiques relativement simples doivent
être préférées étant donné qu'elles peuvent probablement être mieux caractérisées
et que l'évolution future peut être évaluée avec plus de précision.
Les phénomènes géodynamiques futurs éventuels (changements climatiques,
néotectonique, sismicité, volcanisme, diapirisme) n'influencent pas la roche hôte de
manière telle que le pouvoir d'isolation de l'installation de dépôt soit menacé.
Les caractéristiques hydrogéologiques du milieu géologique doivent limiter les
écoulements d’eaux souterraines.
Les caractéristiques physicochimiques et géochimiques de l'environnement
géologique et hydrogéologique doivent limiter la libération de radionucléides à partir
de l'installation de dépôt.
Il faut tenir compte des activités humaines actuelles et potentielles sur le site de
l'installation de dépôt ou à proximité de celle-ci. Le risque que les activités
humaines mettent en péril la capacité d'isolation de l'installation de dépôt doit être
minimisé.
Les caractéristiques de la surface et du sous-sol doivent permettre d'exécuter les
travaux nécessaires en conformité avec les règles applicables.
Il existe une base de connaissances internationale étendue concernant les différentes
roches hôtes potentielles pour le dépôt géologique. Dans certains pays, des formations
hôtes ont déjà été sélectionnées pour le dépôt de déchets de haute activité et/ou de longue
durée de vie. On trouvera ci-après une discussion des roches hôtes les plus fréquentes qui
sont étudiées dans des programmes de recherche nationaux.
99
Les évaporites ou roches à évaporation sont formées par l'évaporation d'une mer
antérieure. Dans le cadre du dépôt géologique, ce sont surtout les couches de sel épaisses
ou les dômes de sel qui ont été étudiés. La présence de sel indique qu'aucun écoulement
d’eaux souterraines n'est présent qui pourrait amener les radionucléides à la surface : l'eau
douce, en effet, dissoudrait le sel. Le sel a un caractère plastique : les fractures et les
fissures se scellent. De ce fait, la protection de l'homme et de l'environnement en cas de
dépôt géologique dans le sel peut s'appuyer dans une mesure importante sur la roche hôte.
Actuellement, on exploite à Carlsbad, au Nouveau Mexique (Etats-Unis) une installation de
dépôt géologique dans une roche évaporitique (sel) répondant au nom de « Waste Isolation
Pilot Plant » ou WIPP (93).
En Belgique, on trouve des évaporites dans le sous-sol profond (d'une profondeur de 600 m
à 3,5 km) du Bassin de Mons et du Bassin Campinois. Les évaporites du Bassin de Mons se
trouvent dans un environnement structurellement complexe et sont principalement
constituées de couches relativement fines. Les évaporites du Bassin Campinois forment des
couches minces et des couches de nodules. Les couches d'évaporites belges sont
beaucoup plus minces que les couches d'évaporites qui sont utilisées par exemple aux
Etats-Unis pour le dépôt géologique. A différents endroits, des phénomènes de dissolution
ont été en outre mis en évidence qui indiquent la présence d'eaux souterraines. C'est
pourquoi les évaporites belges ne sont pas considérées comme des formations hôtes
possibles pour le dépôt géologique (94). En effet, il n'est pas satisfait à la première exigence
du guide de sûreté de l'AIEA (voir ci-dessus).
Les roches cristallines comprennent les roches magmatiques et métamorphiques. Le
granite a notamment fait l'objet d'une recherche étendue comme formation hôte possible
pour le dépôt géologique (95), (96). Le granite s’est formé par refroidissement lent de lave
dans le sous-sol en profondeur. De tels corps de granite sont relativement durs ce qui les
rend très stables. De ce fait, le granite forme une bonne protection des barrières ouvragées
d'une installation de dépôt géologique. En raison de la présence de fissures et de fractures,
il est toutefois difficile de garantir un écoulement lent des eaux souterraines. En cas de
dépôt dans du granite, la protection de l'homme et de l'environnement doit donc s'appuyer
fortement sur les barrières ouvragées.
En Finlande et en Suède, on a choisi d'entreposer des déchets de haute activité et/ou de
longue durée de vie dans du granite. En Finlande, les activités d'aménagement ont déjà
commencé, alors qu'en Suède, le site a été sélectionné en 2009 (voir Annexe B).
Bien que d’extension limitée et peu nombreuses, des roches magmatiques sont également
présentes dans le sous-sol belge. Elles peuvent être subdivisées en trois types. Le premier
type est constitué de couches trop fines pour être considérées comme une roche hôte
possible. Le deuxième type n'est pas très connu, mais l'on sait que ce type de roche a subi
une orogenèse. Il est probable que cette roche présente donc un système complexe de
fractures et de fissures. En outre, les couches moins profondes sont momentanément
exploitées et les autres couches se trouvent à une profondeur considérable. Le troisième
type est le socle cristallin qui se trouve à une grande profondeur (au moins 2 km) et qui n'a
que peu été étudié directement par des forages à ce jour. Les roches magmatiques ne sont
donc pas considérées en Belgique comme des roches hôtes potentielles pour le dépôt
géologique (97). En effet, elles ne satisfont pas à la première exigence du guide de sûreté
de l'AIEA et, dans certains cas, ne satisfont pas non plus à la troisième et à la cinquième
exigences (voir ci-dessus).
L'argile est une roche sédimentaire qui est formée par le dépôt de fins sédiments dans une
mer ou un lac. L'argile est très peu perméable à l'eau. En raison de leurs caractéristiques
minéralogiques et chimiques, les argiles ont tendance à retenir les métaux et de nombreux
100
5249-506-073
radionucléides. Moins ces argiles ont été enfouies profondément, plus elles sont plastiques
et mieux les fractures et les fissures se referment naturellement. La protection de l'homme et
de l'environnement peut donc, en cas de dépôt dans de l'argile, s'appuyer dans une mesure
importante sur la roche hôte (35).
En France et en Suisse, il a été décidé d'entreposer des déchets de haute activité et/ou de
longue durée de vie dans de l'argile. Ces argiles sont plus dures que les argiles qui sont
étudiées en Belgique comme roches hôtes éventuelles. Dans notre pays, on peut faire une
distinction entre les argiles véritables et le schiste.
Le schiste est un nom collectif pour des roches riches en argile qui ont subi une forme de
métamorphisme (exposition à des températures et/ou une pression élevées causées par les
couches supérieures). Le schiste est largement épandu en Belgique. Jusqu’à présent la
connaissance du schiste est encore très limitée, ce qui signifie qu’on ne dispose pas encore
de connaissances valables sur le profil de fracture et de fissure ni sur la minéralogie
spécifique du schiste belge. En outre, la majorité des zones potentiellement intéressantes se
trouve dans un environnement géologique complexe (avec une orogenèse notamment) et
l'hydrogéologie n'est pas connue ou ne l'est que dans une faible mesure. En outre, le schiste
n’est pas très homogène : tant les roches de déposition initiales que le degré et l'incidence
du métamorphisme sont hétérogènes. La première exigence du guide de sûreté de l'AIEA
peut donc être mise en péril. Enfin, il faut encore mentionner qu'aucun autre pays (où du
schiste est présent) n'a étudié ou sélectionné une telle roche comme formation hôte pour le
dépôt géologique (98).
Dans le plan de recherche et de développement de l'ONDRAF, le schiste n'a pas été repris
pour l'instant. Les raisons en sont principalement l'hétérogénéité considérable du schiste et
son cadre géologique complexe. Vu les moyens limités, il ne serait pas responsable
d'exécuter des recherches sur un emplacement comprenant du schiste sans pouvoir
transférer les résultats vers d'autres régions ou d'autres types de schiste. L' ONDRAF est
d'avis que le schiste peut être uniquement étudié si l'on opte pour un dépôt géologique et si
une commune pose sa candidature volontaire pour accepter un tel dépôt géologique si sa
sûreté peut être démontrée (35).
Les argiles véritables n'ont pas subi de métamorphisme. En Belgique, deux roches hôtes
possibles du type argile peuvent être désignées.
L'Argile de Boom se trouve dans le sous-sol du Bassin Campinois (provinces d'Anvers et
de Limbourg, voir Figure 32).
101
Figure 32 :
L’extension de l’Argile de Boom dans le sous-sol belge
L'Argile de Boom est latéralement très homogène et ne présente verticalement qu'une
hétérogénéité très limitée. Elle se trouve dans un système géologiquement simple. C'est une
argile plastique dans laquelle les fractures et les fissures se scellent. L'Argile de Boom ne
permet pas les mouvements d’eau et de nombreux métaux et radionucléides sont sorbés.
En outre, la roche est présente à une profondeur suffisante à différents endroits et est
suffisamment épaisse. Il n'existe pas non plus de ressources naturelles exploitables au
voisinage qui puissent mettre la sûreté en péril. Grâce à cela, la roche répond aux exigences
de l'AIEA. Elle pourrait donc fonctionner comme roche hôte pour le dépôt géologique (7).
Dans le programme de recherche et de développement belge sur la gestion à long terme de
déchets de haute activité et/ou de longue durée de durée, l'Argile de Boom est considérée
comme roche hôte de référence au cas où l'on opterait pour le dépôt géologique. L’ONDRAF
et le Centre d’Etude pour l’Energie Nucléaire (SCK•CEN) mènent, depuis les années ’70
déjà, des recherches sur le dépôt géologique dans l’Argile de Boom. Dans le laboratoire
souterrain HADES (situé à Mol, à 224 mètres de profondeur), on étudie notamment les
exigences relatives aux barrières ouvragées et naturelles et leur comportement. L’état de la
recherche sur l’Argile de Boom est résumé dans le rapport SAFIR 2 (7) qui a fait l’objet d’une
« peer review » par l’Agence pour l’Energie Nucléaire (AEN) de l’OCDE (99).
La région de Mol-Dessel est considérée comme zone de référence pour la recherche, mais
ceci ne signifie pas qu'un site pour le dépôt géologique devrait être implanté à cet endroit.
En raison de l'homogénéité latérale de l'Argile de Boom, il est, en effet, possible de vérifier,
avec des moyens limités si les propriétés de l'Argile de Boom dans la région de Mol-Dessel
sont également applicables dans d'autres zones où l'Argile de Boom est suffisamment
épaisse et se trouve à une profondeur suffisante. La recherche localisée est donc justifiée et
permet de considérer toujours la totalité de la zone comme roche hôte éventuelle dans le
cas où l'on opterait pour un dépôt géologique.
102
5249-506-073
Les Argiles Yprésiennes se trouvent principalement dans le sous-sol de la Flandre
Occidentale et la Flandre Orientale (voir figure ci-dessous).
Figure 33 :
L’extension des Argiles Yprésiennes dans le sous-sol belge
L'environnement est géologiquement simple, mais l'hétérogénéité est toutefois plus
importante que pour l'Argile de Boom. Les Argiles Yprésiennes (principalement dans le nord
de la Flandre-Occidentale et de la Flandre-Orientale) sont suffisamment épaisses, se
trouvent à une profondeur suffisante et il n'existe pas de ressources naturelles exploitables
aux environs qui puissent porter atteinte à la sûreté. Ce sont également des argiles
plastiques dans lesquelles les fractures et les fissures se scellent. La roche ne permet pas
de mouvements d'eau et de nombreux métaux et radionucléides sont sorbés. Les Argiles
Yprésiennes répondent ainsi aux exigences de l'AIEA. Elles pourraient donc faire office de
roche hôte pour le dépôt géologique (100).
Dans le programme de recherche et développement belge, les Argiles Yprésiennes sont
considérées provisoirement comme une roche hôte alternative dans le cas où l'on opterait
pour le dépôt géologique (100). Ceci signifie que l'on exécute beaucoup moins de recherche
sur cette roche et que l'on vérifie surtout dans quelle mesure les connaissances sur l'Argile
de Boom peuvent également s'appliquer aux Argiles Yprésiennes. Les plus grandes
différences avec l'Argile de Boom résident dans la profondeur, l'hétérogénéité verticale, la
composition différente et l'incertitude concernant l'hydrogéologie. A certains endroits, l'Argile
de Boom est présente au-dessus des Argiles Yprésiennes de sorte que ces deux couches
forment ensemble une double barrière naturelle.
La zone de référence pour la recherche sur les Argiles Yprésiennes est Doel. C'est là que
les Argiles Yprésiennes se trouvent à environ 300 mètres de profondeur. Différents
carottages ont déjà été effectués dans cette zone. La continuité latérale de l'argile permet
d'exécuter une recherche localisée, de transférer les résultats et de considérer ainsi la zone
comme roche hôte possible au cas où l'on opterait pour le dépôt géologique.
103
La capacité nécessaire d'une installation pour le dépôt géologique dépend de la durée de vie
des centrales nucléaire existantes et de la décision éventuelle concernant la reprise du
retraitement des matières fissiles irradiées. Dans le tableau ci-dessous, on trouve, pour un
certain nombre de scénarios, l'empreinte de l'installation, c.-à-d. l'emprise projetée à la
surface (87), (35).
Tableau 11 : Estimations de l’empreinte d’une installation de dépôt géologique (en km2)
2
Durée de vie des centrales
nucléaires
Empreinte (km )
Avec retraitement
Sans retraitement
40 ans
1,8
3,1
50 ans pour Doel 1 et 2 et Tihange 1
1,8
3,3
50 ans
1,9
3,6
60 ans
2,0
4,3
L'estimation ci-dessus part du dépôt dans l'Argile de Boom. Pour un dépôt dans les Argiles
Yprésiennes, l'empreinte serait plus grande : étant donné que les Argiles Yprésiennes sont
moins bonnes conductrices de la chaleur (100), la distance entre les galeries devrait être
plus grande. On admet toutefois que l'empreinte resterait également limitée dans ce cas à
moins de 10 km2 (35).
Dans le cas d’un dépôt dans une couche d’argile, c’est le dégagement thermique des
déchets de haute activité à enfouir qui détermine, dans une large mesure, la longueur
nécessaire des galeries de dépôt. Les technologies nucléaires avancées (voir paragraphe
7.2.2.2 pour une description) peuvent conduire à une diminution du dégagement thermique.
Si ces technologies sont appliquées avant que l’on passe au dépôt géologique, une
installation moins grande suffit. Une réduction de la longueur nécessaire des galeries pour
les déchets de haute activité d’un facteur 3 serait possible dans le cas d’un réacteur rapide
avec multi-recyclage des actinides. En optimisant également la distance entre deux galeries
de dépôt (tout en respectant la distance minimale imposée par des restrictions géomécaniques), il est même possible d’obtenir un taux de réduction plus élévé de l’empreinte
(101).
La séparation et la transmutation pourraient donc jouer un rôle dans l’optimalisation d’une
installation de dépôt géologique pour les déchets provenant des futurs combustibles irradiés.
L’étroite relation entre le contenu en actinides mineurs, la durée de l’entreposage et
l’emprise souterraine d’une installation de dépôt géologique permet d’optimiser la
combinaison entreposage / dépôt au regard d’autres critères, notamment économiques.
Pour les déchets de longue durée de vie mais qui ne sont pas de haute activité (c’est-à-dire
les déchets de catégorie B), la longueur de galerie nécessaire est déterminée par le volume
de déchets à enfouir.
Une décision éventuelle de reprise de l’UMTRAP par l’ONDRAF entraînerait un doublement
de la quantité de déchets de catégorie B (voir paragraphe 2.1). L’empreinte de l’installation
de dépôt augmenterait aussi, de ce fait, dans une mesure significative. Sur la base de
l’architecture de référence (Figure 26), une augmentation de l’empreinte à raison d’environ
50% apparaît plausible.
104
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Un transfert de déchets qui appartiennent aujourd’hui à la catégorie A vers la catégorie B
suite à l’application des critères d’acceptation de l’installation de dépôt en surface (à Dessel)
peut également conduire à une augmentation de la quantité de déchets de catégorie B.
La Figure 34 est une illustration de la consommation d'espace à la surface d'une installation
de dépôt géologique dans une formation d'argile peu indurée (87). Le site aurait une emprise
d’environ 75 hectares au total. On suppose que tous les sables et les argiles excavés sont
stockés sur le terrain et ne sont pas utilisés comme matière première secondaire (« cas le
plus défavorable » ). A cet effet, 11 hectares environ sont nécessaires.
Figure 34 :
Illustration de l’utilisation de l’espace d’une installation de dépôt géologique à la
surface
Pour plus d’information sur les conditions de mise en œuvre du dépôt geologique en
Belgique, voir (35).
Mise en forages profonds
Pour la mise en forages profonds, des conteneurs de déchets de plusieurs mètres de long et
de 50 à 100 cm de diamètre sont empilés les uns sur les autres dans un étroit trou de forage
de quelques kilomètres de profondeur. Un matériau tampon (p.ex. bentonite) est inséré entre
les conteneurs et la partie supérieure du trou de forage est également remplie d’un materiau
tampon. Après la fermeture du trou de forage, plus aucune intervention humaine n'est
105
prévue. La reprise des déchets pour cette option de gestion n'est normalement plus
possible. La figure ci-dessous présente de manière schématique la mise en forages
profonds (102).
Figure 35 :
L’évolution dans le temps est illustrée à la figure Figure 36.
106
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Figure 36 :
Illustration de l'évaluation dans le temps, dans les grandes lignes, de l'option de gestion « mise en forages profonds » en Belgique
107
Creuser un trou de forage d’un diamètre 0,5 m jusqu’à une profondeur de 4 km exigerait
environ 9 mois. La préparation d’un premier trou de forage (pilote) exigera toutefois plus de
temps, soit environ 2 ans selon les estimations (103). Nous partons de l’hypothèse que
plusieurs trous de forage peuvent être aménagés en même temps et que l’aménagement
dure une vingtaine année environ au total, ce qui est comparable avec le temps qui est
nécessaire pour l’aménagement d’une installation de dépôt géologique.
Le remplissage du trou de forage de déchets radioactifs prendrait entre 6 mois et 2 ans, en
fonction du nombre de conteneurs, de leurs dimensions et de la méthode appliquée (103).
On part de l’hypothèse que le remplissage des trous de forage avec du béton et du bentonite
après le placement des déchets prend au total environ 10 ans, ce qui est comparable au
temps qui est nécessaire pour la fermeture d’une installation de dépôt géologique.
Sans avoir accès directement à la partie inférieure du trou de forage (où les déchets sont
déposés), il est difficile de concevoir une barrière ouvragée qui confine les radionucléides
pendant une longue période. L'intégrité de l'emballage des déchets et du tampon de
bentonite ne peut pas être garantie à grande profondeur (36). La roche hôte est, après
quelque temps, la seule barrière entre les déchets radioactifs et l'environnement. Tout
comme pour le dépôt géologique, la roche hôte doit donc être choisie avec le soin
nécessaire.
A grande profondeur, la roche est très peu perméable à l'eau et les eaux souterraines
restent pratiquement immobiles. Quelques sondages exploratoires à l'étranger ont prouvé
qu’il est possible que les eaux souterraines à grande profondeur circulent de manière
stratifiée, comme indiqué sur la Figure 37 (104). Toutefois, on ne dispose pas de beaucoup
d'informations à ce propos ; quant aux informations spécifiques pour la Belgique, elles sont
inexistantes.
108
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Figure 37 :
Ecoulement des eaux souterraines à grande profondeur
Les radionucléides présents dans les eaux souterraines ne peuvent pas arriver à la surface
en raison de la stratification, ou bien ils sont devenus inoffensifs du fait de leur
désintégration radioactive avant qu’ils n’aient pu atteindre la surface (105). Une condition est
toutefois que l'emplacement ne présente pas de chemins de transport rapides vers la
surface (fractures et fissures).
La pression et la température plus élevées à plusieurs kilomètres de profondeur
favoriseraient des processus de sorption géochimiques qui feraient que les nucléides
seraient bien retenus par les roches. D'autre part, l'émission de chaleur par les déchets
pourrait entraîner la convection et donc un écoulement plus rapide des eaux souterraines ; il
n'existe toutefois aucune certitude concernant la température à laquelle ce phénomène se
produirait (36).
Dans différents pays, des recherches ont été menées sur le dépôt dans des trous de forage
profonds, notamment en Suède (105), mais aussi aux Etats-Unis, en Suisse et au
Danemark. C'est surtout le sel et le granite qui ont été étudiés comme roches hôtes
possibles. La mise en forages profonds a été considérée comme une solution possible pour
de petites quantités de déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie (p.ex. le
plutonium) (75), (106). La Suède, la Suisse et les Etats-Unis étaient les plus avancés dans la
recherche sur l'applicabilité de la mise en forages profonds pour de grands volumes de
déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie, mais ces pays ont abandonné cette
option de gestion et optent aujourd'hui pour le dépôt géologique (voir Annexe B).
Concernant la présence de formations géologiques appropriées pour la mise en forages
profonds en Belgique, on ne sait pratiquement rien. Les techniques gravimétriques et
aéromagnétiques suggèrent que du granite se trouve sous le Massif du Brabant et
éventuellement aussi sous le Massif de Rocroi. Le sous-sol à quelques kilomètres de
109
profondeur n'a toutefois que peu été examiné au moyen de forages à ce jour (36), (97). La
mise en œuvre de cette option de gestion nécessiterait donc de nombreuses années de
recherche supplémentaires pour identifier des roches hôtes potentiellement aptes, sans
garantie de succès.
En outre, le concept de mise en forages profonds comporte encore un certain nombre
d'incertitudes importantes. La technologie de forage qu’il conviendrait de mettre en œuvre
n’est pas encore appliquée à ce jour, mais les connaissances nécessaires pour la
développer existent (105). Un récent rapport de la Nuclear Decommissioning Authority
indique qu’un trou de forage d’un diamètre de 0,5 m jusqu’à une profondeur de 4 km est
réalisable à l’aide des techniques actuelles moyennant quelques affinements et adaptations.
Des trous de forage plus larges (diamètre jusqu’à 0,75 m) sont difficiles à mettre en œuvre
à partir d’une profondeur de 3 km tandis que des trous de forage d’un diamètre de 1 m sont
pratiquement impossibles à réaliser à l’aide des techniques actuelles (103).
Le nombre requis de trous de forage pour le dépôt de déchets de haute activité et/ou de
longue durée de vie dépend notamment de la profondeur. Une estimation grossière a été
réalisée, à partir de trous de forage de 4 km de profondeur, les déchets radioactifs étant
disposés sur une hauteur de 2 km (à partir de la base du puits). En fonction des dimensions
de l'emballage des déchets et de l'épaisseur du tampon de bentonite entre les colis de
déchets, il faudrait, pour le dépôt des déchets de la catégorie C, au moins 4 à 7 trous de
forage. Pour les déchets de la catégorie B, une cinquantaine de trous de forage au moins
serait nécessaire (36). Au cours d'une recherche menée par SKB en Suède, une distance de
500 mètres minimum entre deux trous de forage a été postulée (107). Si l'on implante tous
les trous de forage sur le même site, ceci donne une empreinte d'environ 12,6 km 2. Une
étude réalisée aux Etats-Unis ordonne même une distance de 800 mètres minimum (108),
ce qui entraînerait une empreinte nettement plus importante d’environ 32 km 2. D’autre part,
en reportant à plus tard le dépôt, l’émission de chaleur des déchets diminuerait de sorte que
la distance minimale entre les trous de forage pourrait être plus réduite. Pour la description
et l’évaluation des incidences, il faudra néanmoins tabler sur une empreinte de 12,6 km 2. Il
faut remarquer que les trous de forage ne seront pas tous aménagés en même temps ; ce
n’est que si tous les trous de forage sont aménagés que la surface calculée ci-dessus sera
complètement occupée. A des stades antérieurs, l’empreinte est moins grande.
de la quantité de déchets de catégorie B (voir paragraphe 2.1). Il s’ensuit que plus de 100
trous de forage seraient nécessaires et que l’empreinte serait grosso modo multipliée par
deux.
Pour plus d’information sur les conditions de mise en oeuvre de la mise en forages profonds
en Belgique, voir (36).
7.2.2
Options de gestion non définitives
Pour les options de gestion non définitives, le choix d’une option de gestion à vocation
définitive est reporté pour une durée indéterminée. Entre-temps, la gestion est organisée de
manière telle que la sûreté de l’homme et de l’environnement reste toujours garantie.
Conformément au consensus existant sur le plan international, l’ONDRAF considère deux
options de gestion non définitives différentes pour les déchets des catégories B et C :
110
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Entreposage de longue durée, dans la perspective du choix ultérieur d’une option à
vocation définitive.
Entreposage dans l’attente de l’application industrielle de technologies nucléaires
avancées.
7.2.2.1 Entreposage de longue durée, dans la perspective du choix ultérieur d’une option de
gestion à vocation définitive
Cette option de gestion implique que les déchets radioactifs soient entreposés dans des
installations appropriées, pendant une période de 100 à 300 ans. Le but est de permettre
aux générations futures de prendre une décision sur la manière de poursuivre la gestion des
déchets au plus tard au terme de cette période. L’entreposage de longue durée implique la
construction de nouvelles installations d’entreposage et la gestion active associée :
contrôles, entretiens périodiques des installations et vérifications régulières de l’intégrité des
conteneurs et des déchets proprement dits.
Cette option de gestion non définitive correspond à la première phase de l’entreposage
perpétuel (voir paragraphe 7.2.1.1).
Figure 38 :
Présentation schématique de l'entreposage de longue durée
Les déchets sont emballés dans un conteneur qui remplit les fonctions suivantes :
Confinement des radionucléides
111
Protection chimique
Prévention de la libération de gaz
Protection biologique
Prévention de la criticité
Prévention contre des influences externes comme l'incendie et l'inondation
Protection des colis de déchets primaires en cas de chute
En outre, le conteneur doit permettre de reprendre les déchets de manière sûre si l'on
décide de mettre fin à l'entreposage.
Pour les déchets radioactifs de la catégorie B, il faudrait envisager un conteneur en béton.
Dans des conditions normales, la dégradation du béton en surface se manifeste entre autres
par des fissures, avec pour conséquence une perte de confinement ainsi que de la
protection mécanique et chimique. Bien que l'expérience pratique avec le béton n'existe que
depuis 150 ans, il semble néanmoins possible de concevoir des conteneurs en béton d'une
durée de vie de 300 ans (86), (34).
Pour les déchets de la catégorie C et pour les matières fissiles irradiées, le conteneur serait
en métal. Le métal se dégrade sous l'effet de la corrosion et du vieillissement thermique.
Pour limiter la corrosion, l'humidité de l'air dans l'installation d'entreposage doit être imposée
et contrôlée en permanence au moyen de la ventilation. Les recherches menées en France
indiquent que sous cette condition, une durée de vie d'environ 300 ans est faisable (109).
L'installation d'entreposage doit protéger les déchets contre les influences défavorables
(p.ex. tremblement de terre, chute d'avion, …). Ceci est techniquement réalisable : les
bâtiments d'entreposage existants ont en effet été conçus pour résister à de telles influences
(110). La recherche scientifique a démontré que des constructions en béton armé peuvent
avoir une durée de vie d’au moins 100 ans. Toutefois, aucune preuve n’a encore été
apportée concernant le fait qu’une durée de vie de 300 ans serait possible (111), (112),
(113).
Une attention particulière doit être également consacrée à la maîtrise de la température et
de l'humidité de l'air dans l'installation. Lors du choix du site, il faudra donc tenir compte des
circonstances climatologiques, météorologiques et géotechniques locales et de leurs
changements éventuels au cours d'une période de plusieurs centaines d'années. On peut
envisager de construire l'installation en partie sous le sol ou de la recouvrir d'une couche de
terre, pour autant que ceci n'entrave pas la ventilation.
L'équipement de l'installation d'entreposage (machines, ventilation, systèmes de suivi et de
contrôle, …) doit rester opérationnel pendant toute la durée de vie. A cet effet, cet
équipement devrait être entretenu et remplacé périodiquement. De même, les informations
sur les déchets et les connaissances techniques sur la gestion doivent être conservées tant
que l'installation d'entreposage est utilisée. Vu la longue durée de vie de l'installation, ceci
représente un défi technique et sociétal. Enfin, un mécanisme de financement est également
nécessaire. Celui-ci fournira aux générations futures les moyens pour exploiter l'installation
de manière sûre.
Idéalement, on tient déjà compte, lors de la conception des conteneurs de déchets et de
l'installation d'entreposage, de l'option de gestion définitive que l'on appliquera après
l'entreposage de longue durée (34). Dans la pratique, ceci est toutefois difficile étant donné
que la décision concernant l'option de gestion définitive n'a pas encore été prise.
112
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Des installations pour un entreposage de longue durée avec une durée de vie d’au moins
100 ans ont déjà été conçues aux Pays-Bas, en France et aux Etats-Unis. En Belgique, de
nouveaux bâtiments pour l'entreposage de longue durée devraient être construits dans tous
les cas étant donné que les bâtiments d'entreposage actuels n'ont qu'une durée de vie de 75
ans environ (34).
Avec les périmètres compris, le site occuperait au total une superficie d’environ 40,5
hectares. Les terrassements pourraient être exécutés sur une période de 6 mois. La
construction des bâtiments d’entreposage prendra environ 10 ans.
de la quantité de déchets de catégorie B (voir paragraphe 2.1). Dans ce cas, une plus
grande capacité d’entreposage serait nécessaire et l’emprise serait plus grande.
Pour plus d’information sur les conditions de mise en oeuvre de l’entreposage de longue
durée en Belgique, voir (34).
7.2.2.2 Entreposage dans l’attente de l’application industrielle de technologies nucléaires
avancées
Options pour la gestion du combustible irradié
Le combustible irradié UOX contient environ 93,6% U (uranium), 1,0% Pu (plutonium),
0,08% Np (neptunium), 0,18% Am (americium) et 0,002% Cm (curium). Neptunium,
americium et curium sont souvent appelés « actinides mineurs » parce qu’ils sont présents
en bien moindre quantité que les actinides uranium et plutonium. Tous ces éléments
peuvent en principe être utilisés comme combustible dans des réacteurs existants ou à
développer. En théorie, on pourrait extraire du combustible 18 fois plus d’énergie
qu’aujourd’hui.
Pour la gestion du combustible irradié, les options suivantes sont considérées :
Le combustible n’est pas retraité et est considéré comme déchet (de haute activité
et de longue durée de vie) pour lequel une option de gestion définitive doit être
mise en œuvre. Dans certains pays, on estime qu’il n’est pas intéressant
actuellement de retraiter le combustible irradié pour des raisons économiques et
politico-sociétales. Pour des raisons de sûreté et de non-prolifération (safeguards)
on est d’avis que le combustible irradié doit être placé dans une installation de
dépôt au plus tôt au mieux. Des projets de dépôt direct du combustible irradié sont
en cours de développement actuellement en Finlande et en Suède, visant
l’enfouissement en 2020 et 2023 respectivement. Le retraitement commercial a été
interdit aux Etats-Unis de 1977 à 1981 et n’a pas été repris par après. Il était prévu
de déposer le combustible irradié à Yucca Mountain (Nevada). Fin 2009, le projet
Yucca Mountain a été arrêté. Une réévaluation de toute la politique de gestion du
combustible irradié aux Etats-Unis est en cours (114).
Le combustible irradié UOX est retraité dans le programme nucléaire actuel ou
prévu (réacteurs des générations II et III). Particulièrement 235U (0,75%) et 239Pu
(0,60%) peuvent être récupérées par retraitement et peuvent alors être utilisées
pour la production de combustible MOX (Mixed U-Pu Oxide), qui peut être irradié
113
dans les réacteurs à eau légère existants ou prévus (les réacteurs actuels de
génération II et les réacteurs de génération III ou EPR en construction).
Cette option est réalisée en France et au Japon. En France, le scénario de
référence est celui où tout le combustible irradié UOX est retraité selon le procédé
de retraitement actuel, d’ici 2040, en vue du recyclage de l’uranium et du plutonium.
Pour le plutonium, on prévoit un mono-récyclage (115). Cette option fut aussi suivie
par la Belgique, la Suisse et l’Allemagne jusqu’aux années 90. Elle fut alors
abandonnée dans ces trois pays à cause de la résistance politico-sociétale au
retraitement, des rejets directs considérables de composants radioactifs volatiles
(parmi lesquels l’129I de très longue durée de vie) pendant le retraitement, parce
que le recyclage du plutonium n’était pas intéressant économiquement vu le prix
peu élevé de l’uranium, et pour diminuer le risque de prolifération.
Le combustible irradié MOX n’est pas retraité actuellement. La raison principale est
que la fraction d’isotopes fissiles dans le plutonium récupéré du combustible irradié
MOX est inférieure à celle du plutonium récupéré du combustible irradié UOX. En
outre, le plutonium est « empoisonné » par l’américium : après 15 ans, la moitié du
241
Pu est remplacé par de l’américium en raison de la décroissance radioactive. De
ce fait, c’est l’option de l’entreposage de longue durée qui est appliquée au
combustible irradié MOX. En France, EDF ne prévoit de commencer le retraitement
du combustible irradié MOX qu’en 2030-2040 (116). Vu les problèmes mentionnés
auparavant, le recyclage des actinides issus du retraitement du combustible irradié
MOX après un entreposage de longue durée n’est envisageable en pratique que
dans les réacteurs rapides (117).
L’uranium récupéré par le retraitement est peu utilisé comme combustible
actuellement, vu le prix peu élevé de l’uranium et sa composition isotopique moins
intéressante que celle de l’uranium naturel enrichi (l’isotope 236U, qui est présent
dans l’uranium récupéré, est transformé par irradiation en 237Np, un actinide de
longue durée de vie).
L’entreposage de longue durée du combustible irradié offre la possibilité de
postposer la décision concernant la gestion (retraitement ou option de gestion
définitive) jusqu’au moment où on clarifiera le futur programme nucléaire. Une
possibilité serait de ne retraiter le combustible irradié du programme nucléaire
actuel qu’une fois disponibles les technologies nucléaires avancées pouvant
recycler tous les actinides dans des réacteurs à neutrons rapides (génération IV
et/ou Accelerator Driven System (ADS), voir ci-dessous).
Pendant la période d’entreposage, le combustible irradié va se refroidir davantage,
ce qui faciliterait un dépôt éventuel ultérieur. Cette option présente les
inconvénients majeurs suivants : le combustible irradié, qui contient une grande
quantité d’isotopes potentiellement dangereux, reste en surface pendant longtemps
et le développement d’une option de gestion définitive est relégué aux générations
suivantes.
Cette politique n’est suivie dans aucun pays. Il n’y a qu’aux Etats-Unis que ce point
est repris dans l’analyse globale pour la réévaluation en cours de la politique de
gestion du combustible irradié (114).
La première option (pas de retraitement) implique, en pratique, qu’une option de gestion
définitive doit être réalisée pour le combustible irradié, tout comme pour les déchets de
haute activité et/ou de longue durée de vie. Nous renvoyons au paragraphe 7.2.1 pour une
description des options de gestions définitives possibles.
La deuxième option (retraitement selon le procédé actuel) est en conflit avec le moratoire
belge sur le retraitement (10).
114
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La troisième option (entreposage dans l’attente de l’application industrielle de technologies
nucléaires avancées) est prise en compte dans ce SEA. Cette option implique que l’on ne
prenne pas aujourd’hui de décision sur le long terme, mais que l’on décide d’attendre de
nouvelles technologies. Concrètement, il s’agit de cycles du combustible avancés dans
lesquels le combustible irradié est séparé en plusieurs flux partiels qui peuvent ensuite être
gérés séparément et de manière optimisée (77), (118), (119). Ceci est aussi appelé
« séparation et transmutation ». Jusqu’au moment où ces nouvelles technologies soient
disponibles, le combustible irradié est entreposé. L'emballage des déchets et les installations
d'entreposage sont, pour cette option de gestion, les mêmes que pour l'entreposage de
longue durée dans la perspective du choix ultérieur d'une option de gestion à vocation
définitive (voir paragraphe 7.2.2.1). Pour plus d’information sur les conditions de mise en
oeuvre de l’entreposage de longue durée en Belgique, voir (34).
Ci-après, la séparation et la transmutation sont décrites en plus de détail. Pour la description
et l’évaluation des incidences (chapitre 9) de l’option de gestion « entreposage dans l’attente
de l’application industrielle de technologies nucléaires avancées », on examinera surtout
l’entreposage de longue durée. En effet, les incidences de l’application de la séparation et
de la transmutation se situent en dehors du cadre de ce SEA.
Séparation et transmutation
Le « Oak Ridge National Laboratory » (ORNL) aux Etats-Unis a développé, dès 1943, des
procédés de retraitement du combustible irradié pour en séparer le plutonium à des fins
militaires. En 1949, l’ORNL a développé le procédé PUREX qui permet de récupérer
l’uranium et le plutonium du combustible irradié. Dans les années 50 et 60, le procédé
PUREX a aussi été testé pour le retraitement du combustible irradié commercial,
parallèlement au développement des réacteurs nucléaires pour dess applications civiles
(essentiellement la production d’électricité). En Belgique, à Dessel, un consortium
international sous les auspices de l’OCDE a construit, en 1960, l’usine Eurochemic où le
procédé PUREX fut mise au point à finalité civile. Cette installation fut opérationnelle de
1966 à début 1975. A la fin des années 60, la construction de grandes installations de
retraitement industrielles commença en Europe à La Hague (France) et à Sellafield
(Royaume-Uni). Actuellement, des installations de retraitement à finalité civile sont
opérationnelles en France, au Royaume-Uni, en Russie, au Japon, en Chine et en Inde.
Pendant ces dernières décennies, différents procédés de retraitement plus avancés ont été
étudiés et développés. Ces procédés permettent de séparer, en plus de l’uranium et du
plutonium, d’autres éléments du combustible irradié dissous. On appelle ceci la «
séparation ».
La transmutation comprend l’irradiation d’un élément avec des neutrons. Par capture d’un
neutron, il est transformé en un autre élément. Dans le cas des actinides, l’irradiation par
neutrons conduit à la formation de nouveaux isotopes ou à la division du noyau (fission) et la
production d’énergie.
Les procédés de séparation sont principalement développés en vue de deux applications
possibles :
La séparation de tous les actinides pour pouvoir les recycler dans un réacteur
permettant leur transmutation (réacteurs de génération IV et Accelerator Driven
System (ADS), voir ci-dessous)
La séparation des produits de fission pour transmutation ou pour entreposage et
conditionnement séparés
115
La séparation et la transmutation des actinides sont principalement étudiées et
développées afin de diminuer la radiotoxicité à long terme des déchets radioactifs. La
radiotoxicité est une mesure de la nocivité d’un radionucléide pour la santé. La radiotoxicité
d’un isotope est déterminée, entre autres, par le type de rayonnement et son énergie, le
mode d’exposition (ingestion, inhalation ou irradiation externe) et le temps de séjour dans le
corps. La radiotoxicité des déchets radioactifs est définie le plus souvent comme étant le
produit de l’activité par le facteur de dose pour l’ingestion, ce produit étant additionné pour
tous les isotopes présents.
La radiotoxicité du combustible irradié, après une période de refroidissement de 200 ans par
exemple, est due principalement à la présence d’actinides de longue durée de vie, en
particulier aux isotopes de plutonium et, dans une moindre mesure, aux actinides mineurs.
Après quelques dizaines de milliers d’années, l’uranium devient aussi déterminant pour la
radiotoxicité (voir figure ci-dessous (120)).
Figure 39 :
Illustration de l’évolution de la radiotoxicité du combustible irradié
Avec le retraitement actuel, 99,9% de l’uranium et du plutonium sont récupérés. Par
conséquent, la radiotoxicité à long terme des déchets vitrifiés de haute activité existants est
due principalement aux actinides mineurs. Par des procédés de retraitement avancés, on
pourrait, à l’avenir, séparer ces actinides mineurs du flux de déchets. Ces techniques de
séparation avancées sont souvent appelées « séparation ». Différentes techniques de
séparation sont actuellement développées, mais ne sont pas encore au point à l’échelle
industrielle. Certaines sont néanmoins déjà au stade de l’installation pilote (en particulier en
France (118), (115).
En principe, l’américium et éventuellement aussi le neptunium peuvent être recyclés dans
des réacteurs à eau légère (génération II ou génération III), mais un certain nombre de
problèmes pratiques comme la génération de curium rend très improbable le développement
de ce recyclage au niveau industriel (116). Notamment la production de curium est source
de nombreuses complications (criticité, rayonnement, génération de chaleur). C’est pourquoi
116
5249-506-073
il est généralement considéré que la transmutation des actinides mineurs à l’échelle
industrielle ne pourra être effectuée que dans des réacteurs rapides (118). Enfin, il faut
mentionner que la transmutation est un processus extrèmement lent. Au moins 100 ans
seraient nécessaires afin d’obtenir une réduction considérable de la quantité d’actinides
(116), (121).
L’intérêt accordé à la séparation et la transmutation des produits d’activation et de
fission est justifié par différentes raisons.
D’abord, la transmutation permet de transformer des produits d’activation et de fission de
longue durée de vie en éléments d’une durée de vie moins longue. Seul un petit nombre de
produits d’activation et de fission ont une très longue durée de vie. Les plus importants sont
99
Tc (demi-vie de 214.000 ans), 126Sn (230.000 ans), 79Se (356.000 ans), 93Zr (1,53 million
d’années), 135Cs (2,3 millions d’années), 107Pd (6,5 millions d’années) et 129I (16,1 millions
d’années). Certains produits de fission et d’activation de longue durée de vie sont
déterminants pour le risque radiologique à long terme en cas de dépôt géologique,
notamment en raison de leur mobilité dans les formations géologiques (7), (122), (123),
(124).
Les candidats à la transmutation les plus sérieux sont 99Tc et 129I. Pour les autres produits
d’activation et de fission de longue durée de vie, d’autres isotopes (parfois stables) sont
également présents, ce qui complique leur transmutation éventuelle par le fait qu’elle
requiert une séparation isotopique préalable. Aux Etats-Unis et au Japon, on étudie les
possibilités de transmuter 99Tc et 129I. Ceci requiert la présence de neutrons thermiques et
des temps d’irradiation très longs. Il serait possible de stabiliser la quantité de 99Tc et d’129I
dans un réacteur à eau légère, c’est-à-dire d’avoir un nombre équivalent de radionucléides
qui apparaissent par fission et de radionucléides qui disparaissent par leur transmutation.
Dans un réacteur rapide, on pourrait brûler plus de 99Tc et d’129I qu’il n’en serait formé (125).
Toutefois, d’après le groupe d’experts de l’AEN (126) et le CNE (116), il paraît très difficile
de transmuter efficacement le 99Tc et l’129I, notamment à cause de la nécessité de plusieurs
étapes de retraitement et des temps d’irradiation très longs (de l’ordre de nombreuses
dizaines d’années). La recherche actuelle montre qu’en pratique, il sera très difficile d’arriver
à transmuter les produits d’activation et de fission de longue durée de vie à l’échelle
industrielle (118).
Deuxièmement, la possibilité de séparer le césium and le strontium du flux de déchets est
étudiée aux Etats-Unis et au Japon. Le césium et le strontium sont les plus grands
contributeurs au dégagement thermique du combustible irradié jusqu’à environ 60 ans après
déchargement (150 ans dans le cas des déchets vitrifiés de haute activité). Ceci est illustré
dans la Figure 40 (127).
117
SCENARIO A1
WASTE PACKAGE: 4 UOX SPENT FUEL ASSEMBLIES
(THERMAL POWER )
1E+04
Activation Products
Actinides and Daughters
1E+03
THERMAL POWER (WATTS/WP)
Fission Products
1E+02
TOTAL
1E+01
1E+00
1E-01
1E-02
1E-03
1E-04
1
10
100
1.000
10.000
100.000
1.000.000
TIME AFTER UNLOADING (YEARS)
Figure 40 :
Illustration de l'évolution du dégagement thermique du combustible irradié
Après séparation du césium et du strontium, les produits d’activation et de fission restants
peuvent ainsi être conditionnés en un type de déchets qui génère beaucoup moins de
chaleur que les déchets vitrifiés de haute activité actuels. Ce qui permet, entre autres, de
placer plus de déchets dans une galerie en cas de dépôt géologique ou de réduire
considérablement la période de refroidissement dans une installation d’entreposage en
surface. Un entreposage de longue durée (de quelques centaines d’années) est nécessaire
pour le césium et le strontium séparés, pour éviter qu’ils ne contribuent à la charge
thermique.
La mise en œuvre des techniques avancées de séparation-transmutation va générer des
flux de déchets de catégorie A, et peut-être aussi de catégorie B. Toutefois, très peu de
connaissances existent à ce sujet, ce qui complique une évaluation globale de la valeur de
la séparation et de la transmutation et de son impact sur la gestion future des déchets
radioactifs.
Une décision concernant la gestion à long terme des déchets radioactifs reste indispensable
même en cas de mise-en-œuvre de techniques avancées de séparation et de transmutation
dans les futurs cycles du combustible, notamment pour tous les déchets ultimes qui sont
produits ou seront products dans l’avenir proche dans le programme nucléaire actuel. Les
techniques de séparation et de transmutation qui font l’objet de recherches actuellement et
qui visent au recyclage presque complet des actinides, peuvent permettre de diminuer
considérablement la quantité d’actinides à mettre en dépôt à l’avenir, mais elles n’ont pas
d’impact sur la quantité de produits de fission et d’activation. Le scénario suivi dans les pays
où la séparation et la transmutation sont développées prévoit d’appliquer la séparation et la
transmutation au combustible irradié provenant des futurs réacteurs de génération IV, mais
pas au combustible irradié provenant des réacteurs actuels et prévus (générations II et III)
(115). En d’autres mots, on fait une distinction fondamentale entre, d’une part, la gestion à
long terme des déchets radioactifs provenant du parc nucléaire actuel et prévu (réacteurs
118
5249-506-073
des générations II et III) et, d’autre part, le dépôt éventuel des déchets radioactifs si des
cycles du combustible avancés sont mis en œuvre.
Réacteurs de génération IV
Comme on a mentionné ci-dessus, la séparation et la transmutation reposent sur les
réacteurs de génération IV. Ci-après, une description succincte de la situation concernant
cette technologie est donnée.
Actuellement, deux types de réacteurs de génération IV sont en cours de développement.
Les réacteurs critiques à neutrons rapides sont le plus souvent appelés réacteurs rapides.
Le « Los Alamos National Laboratory » aux Etats-Unis a construit le premier réacteur rapide
(de très petite échelle) dès 1946. Dans les années ‘50, ‘60 et ‘70, différents pays
(notamment les Etats-Unis, le Royaume-Uni, la Russie et la France) construisirent des
réacteurs rapides tests, dont certains à l’échelle (quasi) industrielle. Plusieurs de ces
réacteurs étaient ce qu’on appelle des surgénérateurs, c’est-à-dire des réacteurs qui
produisent plus de matière fissile, essentiellement par irradiation de 238U par des neutrons,
qu’ils n’en fissionnent. Dans les années ‘90 toutefois, la recherche sur les réacteurs rapides
fut arrêtée dans la plupart des pays. En 2009, des réacteurs rapides tests étaient en activité
en France, en Russie, au Japon et en Inde. D’autres sont en construction au Japon, en
Russie, en Inde et en Chine. Tous les réacteurs rapides opérationnels ou en construction en
2009 sont refroidis au sodium. La majorité des réacteurs existants (génération II) et
également ceux prévus dans un futur proche sont refroidis à l’eau. L’eau ne peut pas être
utilisée dans un réacteur rapide car elle ralentit les neutrons.
On assiste à un fort regain d’intérêt pour l’énergie nucléaire ces dernières années suite à la
nécessité de réduire les émissions de CO2 et à l’augmentation du prix du pétrole. Des
initiatives internationales, comme le Forum Génération IV, ont été prises pour développer de
nouveaux types de réacteurs rapides. Ces initiatives poursuivent principalement les trois
objectifs suivants :
Utiliser l’uranium disponible de façon plus efficace : on peut en effet produire
environ 80 à 150 fois plus d’énergie par tonne d’uranium dans les réacteurs rapides
que dans les réacteurs classiques refroidis à l’eau
Diminuer les déchets radioactifs : en pratique, ceci revient à diminuer fortement la
quantité d’actinides dans les déchets de haute activité ;
Diminuer le risque de prolifération des armes nucléaires
Le développement industriel de réacteurs rapides refroidis au sodium est attendu à
relativement court terme (vers 2030-2040). A cause de la grande inflammabilité du sodium,
d’autres types de réacteurs rapides sont aussi développés, comme les réacteurs rapides
refroidis au plomb et au gaz. Les versions industrielles de ces deux derniers types de
réacteurs ne sont pas attendues avant 2060.
Dans un réacteur sous-critique ou ADS (Accelerator Driven System), la réaction en chaîne
est maintenue par une source externe de neutrons. Cette source de neutrons peut être un
accélérateur de particules qui produit des neutrons par spallation. Il n’existe pas encore
d’ADS pour le moment. Un réacteur ADS test de petite échelle est en développement au
SCK•CEN dans le cadre du projet appelé MYRRHA (128). Ce réacteur test devrait être
opérationnel vers 2020-2030. Un ADS convient parfaitement pour brûler les actinides
mineurs (sans production d’énérgie importante).
Les installations de retraitement industrielles existantes sont toutes basées sur le procédé
PUREX. Dans ce procédé, le combustible irradié est dissous dans de l’acide nitrique et
l’uranium et le plutonium sont séparés du flux de déchets. Différents procédés
119
complémentaires permettant également la séparation d’autres éléments sont en
développement. Il est prévu que le combustible soit davantage fissionné dans les réacteurs
rapides et les ADS que dans les réacteurs refroidis à l’eau. Ce taux de fission élevé conduit
à de grandes concentrations de produits de fission dans le combustible irradié, et donc à un
dégagement thermique et à un rayonnement beaucoup plus forts. Il devient donc très difficile
ou impossible de retraiter ce combustible irradié par des procédés en voie aqueuse (c’est-àdire dissolution dans de l’acide nitrique). C’est pour cette raison que de nouvelles
techniques de retraitement, appelées « pyrochimiques », sont en développement. Dans
celles-ci, le combustible irradié est dissous dans des sels fondus (fluorure, chlorure).
Intégration de la séparation et de la transmutation dans le cycle du combustible
De nombreux scénarios pour des cycles du combustible avancés, accordant une importance
plus ou moins grande à la séparation et la transmutation, ont été sélectionnés et analysés au
niveau international afin de pouvoir procéder à une évaluation prospective de l’impact et du
rôle de la séparation et la transmutation dans les futurs cycles du combustible (129).
Parmi les cycles du combustible considérés, on distingue les cycles avec recyclage partiel
des actinides (par exemple le multi-recyclage du plutonium) des cycles avec recyclage de
tous les actinides. Ces derniers sont appelés « cycles fermés » par opposition au « cycle
ouvert » où le combustible irradié est considéré comme un déchet. Un réacteur à neutrons
rapides est présent dans tous les scénarios considérés. Figure 41 et Figure 42 (120)
présentent des exemples de cycles fermés possibles.
120
5249-506-073
Figure 41 :
Cycle du combustible avancé avec réacteurs à eau légère (LWR) et ADS
Figure 42 :
Cycle du combustible avancé avec réacteurs rapides
Dans le premier scénario (Figure 41), le parc de réacteurs comprend principalement des
réacteurs à eau légère et un ou quelques ADS. La première partie du cycle du combustible
121
est identique à celle du cycle ouvert actuel, à savoir l’irradiation du combustible UOX
faiblement enrichi dans un réacteur à eau légère. Le combustible irradié est retraité dans
une usine de retraitement avancé, dans laquelle, en plus de la séparation de l’uranium et du
plutonium par le procédé PUREX, les actinides mineurs sont aussi enlevés du flux de
déchets. Le plutonium récupéré est utilisé ici aussi pour la production de combustible MOX.
Le combustible irradié MOX est également retraité dans ce scénario. Le plutonium et les
actinides mineurs provenant du retraitement du combustible irradié MOX, combinés avec les
actinides mineurs provenant du recyclage de combustible irradié UOX, sont utilisés pour la
production de combustible pouvant être irradié dans un ADS. Le combustible irradié de
l’ADS est retraité par un procédé pyrochimique et les actinides récupérés sont également
recyclés dans l’ADS.
Le deuxième scénario (Figure 42) est très simple. L’uranium est mélangé aux actinides
récupérés du combustible irradié pour produire du combustible neuf. Ce dernier est alors
irradié dans un réacteur rapide.
Dans les scénarios considérés, l’accent est toujours mis sur le recyclage et la transmutation
des actinides et non sur la transmutation des produits d’activation et de fission de longue
durée de vie.
Etat de la technologie
Il est encore actuellement impossible d’évaluer quand les techniques avancées de
séparation et de transmutation pourraient être mises en œuvre à l’échelle industrielle et si
ces techniques pourront effectivement apporter une valeur ajoutée globale à la gestion
future des déchets. Afin d’estimer cette valeur ajoutée potentielle, il est nécessaire
d’effectuer une évaluation complète globale, qui ne prend pas seulement en compte la
réduction de la quantité d’actinides dans les déchets futurs, mais aussi les autres flux de
déchets, en combinaison avec l’ensemble des facteurs économiques, technologiques et de
sûreté de toutes les installations et activités constituant un tel cycle du combustible futur
avancé (y inclus une évaluation des actinides restants au moment de l’arrêt de la séparation
et la transmutation).
Ce sujet fait l’objet de recherches au niveau mondial. De nombreux problèmes
technologiques doivent encore être résolus, tant au niveau des techniques de séparation
qu’au niveau des techniques de transmutation (116), même si les progrès récents dans le
domaine de la séparation avancée sont notables (115).
Différentes voies sont possibles pour atteindre les objectifs de la séparation-transmutation.
Une évaluation des connaissances nécessaires pour arrêter des choix et un « cahier des
charges » minimum à remplir pour engager réellement la séparation et la transmutation est
prévue en France en 2012. Cette évaluation devra en outre fournir une vue éclairée des
avantages et désavantages de la séparation et la transmutation, notamment en ce qui
concerne le dépôt géologique, et des engagements industriels qu’elles requièrent à court et
long termes. Une telle évaluation, incluant les « en-cours » existants dans les installations et
les réacteurs au moment où on arrêterait la séparation et la transmutation, n’est pas possible
au jour d’aujourd’hui (115).
Implications du choix éventuel pour la gestion avancée
Un choix en faveur d’une gestion avancée des actinides et de certains produits de fission
exige que l’on opte pour un cycle du combustible (partiellement) fermé, dans lequel les
fractions utiles du combustible irradié sont recyclées. Ceci implique également l’engagement
à plus long terme de de la production d’électricité par énergie nucléaire. En outre, non
122
5249-506-073
seulement de nouveaux réacteurs mais également de nouveaux combustibles, de nouveaux
procédés de retraitement, etc. devront être développés (77).
Un aspect important de l’implémentation de la séparation et la transmutation est la longue
durée du processus. Il faut par exemple au moins un siècle pour réduire considérablement la
quantité d’actinides, ce qui implique l’utilisation de différentes générations d’installations
nucléaires. Sur une période de temps de cette ampleur, on ne peut pas exclure que des
alternatives à la fission nucléaire pour la production d’énergie à grande échelle, comme la
fusion nucléaire ou des sources d’énergie alternatives, deviennent disponibles.
En outre, cette option de gestion nécessitera tôt ou tard une nouvelle décision concernant la
gestion à long terme des déchets déjà existants et à venir, qui ne pourront pas être traités
dans des cycles du combustible avancés. Il y aura également les déchets qui seront
inévitablement produits par ces cycles du combustible avancés et pour lesquels le type de
gestion à long terme doit être déterminé.
7.2.3
Cette option implique que l’on décide de ne pas prendre de décision concernant la gestion
à long terme ; la décision de principe est donc reportée pour une durée indéterminée.
Dans la pratique, cette option revient à poursuivre les activités de gestion actuelles dans les
bâtiments d’entreposage existants : contrôle périodique des conteneurs, reconditionnement
des déchets si nécessaire, contrôles et entretien périodique des installations. L’option est
limitée dans le temps par la durée de vie des installations actuelles (environ 75 ans) et la
vitesse à laquelle elles se remplissent. Si la durée de vie des installations actuelles
d’entreposage est écoulée ou si la quantité de déchets devient trop importante, les
installations devront être rénovées ou de nouvelles installations d’entreposage devront être
construites. Il sera bien entendu possible, à ce moment-là, de choisir une option de gestion à
vocation définitive. Il existe un large consensus sur le plan international selon lequel la
poursuite de l’entreposage n’est pas une solution pour le long terme (voir notamment les
décisions prises au Canada (90), en Suède (130), en Finlande (131) et au Royaume-Uni
(132), (133)).
123
Figure 43 :
Présentation schématique de l'option du statu quo
La Figure 44 indique les grandes lignes de l’évolution dans le temps de cette option.
124
5249-506-073
Figure 44 :
Illustration de l’évolution dans le temps, dans les grandes lignes, de l’option du statu quo
125
Pour l'option du statu quo, la sûreté de l'homme et de l'environnement est garantie par le
conditionnement des déchets et par l'installation d'entreposage.
La matrice d'immobilisation et l'emballage des déchets assurent le confinement des
radionucléides et d'autres éléments toxiques. Le conditionnement dépend du type de
déchets. Des études en Belgique et à l'étranger confirment qu'il existe des modes de
conditionnement qui garantissent un confinement pour une période pouvant atteindre
environ 100 ans (86). En outre, le conditionnement permet aussi de reprendre les déchets
de manière sûre si l'on décide de mettre fin à l'entreposage.
L'installation d'entreposage protège les déchets contre les influences externes défavorables
comme les tremblements de terre, les inondations et les chutes d'avions. Le projet de
l'installation a été adapté au type de déchets qui sera entreposé. Pour les déchets à grande
émission de chaleur (notamment le combustible irradié), le refroidissement peut être réalisé
par la ventilation (naturelle) ou par l’entreposage des colis en piscine. Des recherches en
Belgique et à l'étranger indiquent qu'il est possible de prolonger la durée de vie des
installations d'entreposage existantes jusqu'à environ 100 ans à la condition que la
maintenance reste assurée pendant cette période (34).
Ceci exige notamment un remplacement périodique de l'équipement (notamment machines
de placement, ventilation et système de contrôle) ; leur durée de vie est, en effet, d'une
trentaine d'années au maximum. De même, les informations sur les caractéristiques des
déchets et les connaissances techniques sur la gestion doivent toujours être conservées et
être transmises aux générations suivantes. Enfin, les moyens financiers nécessaires doivent
rester disponibles.
L'entreposage temporaire de déchets radioactifs est déjà exécuté depuis des dizaines
d'années dans différents pays, dont la Belgique. Des types spécifiques de déchets (p.ex.
matières fissiles irradiées) devraient être reconditionnés pour assurer un entreposage sûr (et
une reprise éventuelle) sur une période de 100 ans (34).
Les bâtiments d'entreposage belges se trouvent sur le site de Belgoprocess à Dessel
(bâtiments B127, B129 et B155 pour les déchets de la catégorie B et bâtiment B136 pour les
déchets des catégories B et C) ainsi qu'auprès des centrales nucléaires de Doel et de
Tihange.
Figure 45 :
Bâtiment B136 (Dessel) pour l'entreposage de déchets des catégories B et C
Or, les bâtiments d'entreposage existants sur le site de Belgoprocess ne possèdent pas la
capacité suffisante pour accueillir la quantité attendue totale de déchets de la catégorie B.
126
5249-506-073
Leur capacité devrait être augmentée de 3 à 10% selon que l'on opte ou non pour le
retraitement. En cas de retraitement, la capacité pour les déchets de catégorie C devrait être
aussi accrue considérablement. Si le combustible irradié n‘est pas retraité, la capacité
d’entreposage des centrales nucléaires de Doel et Tihange devrait être augmentée.
On part de l’hypothèse que pour l’extension de la capacité des bâtiments d’entreposage
existants, une emprise supplémentaire d’environ 8 hectares est nécessaire.
de la quantité de déchets de catégorie B (voir paragraphe 2.1). Dans ce cas, une capacité
d’entreposage supplémentaire encore plus grande serait nécessaire.
Dans le SEA, l’option du statu quo est considérée comme l’« alternative zéro », c’est-à-dire
l’option qui sert de base de comparaison pour l’évaluation des incidences des autres options
de gestion. A remarquer que la définition d’une alternative zéro n’a de sens que pour le court
terme (ordre de 100 ans). Tôt ou tard (par exemple au moment où les installations
d’entreposage seront saturées), il faudra revenir à une décision concernant la gestion à long
terme. Le concept « alternative zéro » n’est donc pas applicable au long terme.
Pour plus d’information sur l’option du statu quo, voir (34).
7.3
Choix stratégiques concernant la gestion à long terme dans d’autres pays
Ci-après, on donne un aperçu des choix stratégiques d’autres pays concernant la gestion à
long terme des déchets radioactifs. Pour plus de détails, voir Annexe B.
La manière dont on est parvenu (ou veut parvenir) au choix d’une option de gestion à long
terme diffère d’un pays à l’autre. Dans tous les pays, le choix est (ou sera) fait sur la base de
recherches et d’évaluations d’options de gestion, généralement sous la responsabilité des
agences de gestion des déchets (mais avec revue par les autorités compétentes, par
exemple les autorités nucléaires).
Les processus décisionnels dans les différents pays ont entraîné des conclusions similaires
ou vont au moins dans la même direction : il existe un large consensus international
concernant le dépôt géologique comme option à préférer pour la gestion à long terme des
déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie (134). Certains pays ont même inscrit
ceci dans leur législation (Suisse (135), (136), (137), Japon (138), Finlande (131), France
(139), (140)). Le développement concret des dépôts géologiques en profondeur diffère d’un
pays à l’autre, en fonction notamment de la géologie.
Un premier dépôt géologique pour des déchets de la catégorie B est opérationnel depuis la
fin des années ’90 dans une couche de sel située à Carlsbad, Nouveau-Mexique (EtatsUnis) (141). La Finlande est le seul pays de l’UE où une installation de dépôt géologique est
déjà en cours de construction. Une recherche exhaustive a précédé ce choix, comparant
différents sites possibles (131). Le site retenu (Olkiluoto) se trouve au voisinage d'une
installation nucléaire existante (142). En Suède également, quelques sites possibles pour un
dépôt géologique ont été étudiés en détail et comparés au cours des dernières années
(143), (144). Pendant l’été 2009, un choix a été fait pour Forsmark, un site qui se trouve
aussi près d’une installation nucléaire. En 2006, la France a opté pour le dépôt géologique
127
dans une couche d’argile (140) et très récemment, l’Allemagne a repris son programme de
dépôt géologique dans un dôme de sel à Gorleben (145).
En Espagne, on a d'abord opté pour l'entreposage de longue durée en surface, mais
récemment ce pays a décidé de développer un dépôt géologique (146). En 2001, les PaysBas ont opté pour l'entreposage de longue durée en surface (147), mais en octobre 2009, le
programme de recherche sur le dépôt géologique dans l'Argile de Boom a été repris dans
l'optique d'une décision sur une option de gestion définitive dans un proche avenir (148). La
Bulgarie et l'Italie n'ont pas encore pris de décision concernant la gestion à long terme de
leurs déchets radioactifs.
Enfin, il faut mentionner que dans les associations de coopération ou dans la recherche sur
des options de gestion partagées (p.ex. SAPIERR II au sein de l’UE), le dépôt géologique
est aussi généralement considéré comme l’option de référence pour le long terme (149),
(150).
128
5249-506-073
8.
APERÇU DES ASPECTS EVALUÉS
Comme préambule à la description et à l'évaluation des incidences du chapitre 9, on
présente ci-après un aperçu des aspects évalués pour le court terme et le long terme.
8.1
Court terme
L’analyse des incidences à court terme est basée sur l’objectif central susmentionné (voir
paragraphe 2.3), à savoir, garantir la protection durable de l’homme et de la nature.
Pour la nature, les incidences physiques, radiologiques et chimiques sont étudiées. Celles-ci
sont liées à la biodiversité. L’homme est caractérisé par les aspects suivants : le paysage,
les ressources naturelles, la santé, les aspects sociétaux, les aspects financiers et
économiques, les aspects éthiques, ainsi que la sécurité et les mesures de garanties
nucléaires (ou safeguards).
Ces aspects reprennent les thèmes « classiques » de l’incidence environnementale, tels que
repris à l’Annexe II de la Loi du 13 février 2006, mais ne s’y limitent pas. Les aspects
sociétaux, financiers et économiques et éthiques et la sécurité et les safeguards en
particulier constituent un élargissement du cadre de référence (voir paragraphe 5.1.1).
incidences physiques
nature
incidences cf. Loi du 13 février 2006
incidences radiologiques
incidences chimiques
structures et relations
paysage
patrimoine
caractéristiques perceptives
protection
durable
ressources naturelles
sol
eau
air
santé
bruit
incidences radiologiques
homme
changement de f onction
accessibilité
aspects sociétaux
viabilité
perception du risque
aspects financiers et économiques
aspects éthiques
sécurité et safeguards
Figure 46 :
Objectif, aspects et sous-aspects pris en considération lors de l’analyse des
incidences à court terme
8 Aperçu des aspects evalués
129
Le tableau ci-dessous détaille les endroits où les thèmes des incidences sur l'environnement
découlant de la loi du 13 février 2006 peuvent être retrouvés.
Tableau 12 : Thèmes des incidences sur l’environnement découlant de la Loi du 13 février 2006
et aspects (partiels) étudiés dans ce SEA
Thèmes découlant de la Loi du 13 février
2006 (Annexe II, point 6)
Aspects (partiels) dans ce SEA
Paragraphe
Diversité biologique
Nature
9.1
Population
Aspects sociétaux : changement de fonction
9.4.4
Aspects sociétaux : accessibilité
9.4.4
Aspects sociétaux : viabilité
9.4.4
Santé : bruit
9.4.2
Santé humaine
Santé
9.4
Faune
Nature
9.1
Sol
Ressources naturelles : sol
9.3.1
Eau
Ressources naturelles : eau
9.3.2
Air
Santé : air
9.4.1
Facteurs climatiques
Santé : air
9.4.1
Biens matériels
Paysage
9.2
Flore
Patrimoine culturel, y compris le patrimoine
architectonique et archéologique
Paysage
Les thèmes des incidences sur l'environnement découlant de la loi du 13 février 2006 se
trouvent donc dans les paragraphes 9.1 à 9.5 compris. Les aspects qui forment un
élargissement du cadre d'évaluation sont traités dans les paragraphes 9.6 à 9.8 compris.
8.2
Long terme
Pour l’analyse des incidences à long terme, nous poursuivons, comme pour le court terme,
l’objectif selon lequel la protection durable de l’homme et de la nature doit à tout moment
être garantie.
En raison de l’incertitude inhérente au long terme, tant pour ce qui concerne l’évolution de
l’environnement que pour l’évolution des installations de gestion, le cadre d’évaluation est
fondamentalement différent de celui du court terme. Vu qu’il n’est pas possible de prévoir
l’évolution de la société et de l’environnement naturel pendant les dizaines de milliers
d’années à venir, il n’est pas possible de décrire les effets en détail. Nous compensons cette
130
5249-506-073
incertitude en ne parlant plus d’incidences, pour quelques critères d’évaluation, mais de
vraisemblance que lesdites incidences se produisent.
Les aspects les plus pertinents de l’impact sur l’homme sont la santé humaine et les aspects
éthiques. Les incidences sur la santé humaine sont évaluées en estimant leur vraisemblance
d’occurrence, comme indiqué ci-dessus. Dans le cadre de la dimension éthique, l’équité
intergénérationnelle est le critère d’évaluation le plus pertinent.
L'aspect sécurité et safeguards est également considéré comme une priorité importante pour
le long terme. En plus, on étudie l’impact thermique, une incidence qui se produira, en cas
de gestion passive, au début du long terme. L’impact sur l’exploitation des eaux souterraines
est décrit brièvement. Enfin, on examine les conséquences de l’emprise sur le long terme
pour le paysage.
La Figure 47 présente de manière schématique les aspects de l’évaluation des incidences à
long terme.
nature
protection
durable
vraisemblance d’exposition
incidences cf. Loi du 13 février 2006
paysage
incidences thermiques sur le sol
ressources naturelles
homme
incidences sur l’exploitation des eaux
souterraines
santé
vraisemblance d’exposition
aspects éthiques
équité intergenerationelle
sécurité et safeguards
Figure 47 :
Objectif, aspects et sous-aspects pris en considération lors de l’analyse des
incidences à long terme
8 Aperçu des aspects evalués
131
132
5249-506-073
9.
DESCRIPTION ET ÉVALUATION DES INCIDENCES
Dans ce chapitre, on décrit et on évalue les incidences du Plan Déchets sur l’homme et
l’environnement pour le court et le long terme.
Les thèmes des incidences sur l’environnement qui découlent de la Loi du 13 février
2006 figurent dans les paragraphes 9.1 à 9.5 compris (voir aussi Tableau 12). Les
aspects qui représentent un élargissement du cadre d’examen sont traités dans les
paragraphes 9.6 à 9.8 compris.
9.1
Impact sur la nature
9.1.1
Incidences physiques
9.1.1.1 Méthodologie
Délimitation du champ de travail
L’objectif de la description de l’impact non-radiologique sur la nature peut être décrit comme
suit :
La description et l’évaluation de toutes les incidences environnementales possibles
que le plan peut entraîner (seulement un certain nombre d’incidences auront
toutefois une importance distinctive pour les différentes options de gestion).
La comparaison et l’évaluation des différentes options de gestion. Dans ce
contexte, l’objectif n’est pas de faire des choix, mais de procéder à une analyse
dans le but de :
Classer les différentes options de gestion sur la base de leur impact sur la
nature
Définir des conditions préalables et des mesures d’atténuation
Etant donné que la localisation des interventions n’est pas connue, il n’est pas possible de
délimiter géographiquement la zone d’étude.
La zone d’étude correspond en théorie avec la zone où une incidence se produit (ou pourrait
se produire) pour le récepteur « nature ». Par conséquent, la zone d’étude est constituée au
minimum de la zone complète du plan, augmentée par des zones d’impact dont l’ampleur
varie selon le groupe d’incidences :
La perte directe de biotopes se situe généralement dans la zone du plan, en raison
de l’emprise directe sur la nature.
Les effets perturbateurs peuvent se produire à l’intérieur tant qu’à l’extérieur de la
zone du plan et sont causés par des modifications de la qualité de l’air, du niveau
de bruit, de la qualité du sol, de la qualité de l’eau et de son régime, de la pollution
lumineuse, de la perturbation visuelle, … Le périmètre de la zone d’étude pour ce
groupe d’incidences est donc assimilé à celui des effets perturbateurs.
9 Description et évaluation des incidences
133
Pour l’impact sur les liaisons écologiques, la zone d’étude ne se limite pas à la zone
du plan : en raison des effets de réseau, les incidences peuvent se faire sentir à de
grandes distances.
Globalement, la zone d’étude est donc déterminée par le plus grand des périmètres dans
lesquels des incidences peuvent se produire potentiellement sur la faune et la flore.
Etant donné que la localisation des interventions n’est pas connue, un certain nombre
d’environnements-types sont considérés qui peuvent se présenter dans la zone d’étude (voir
paragraphe 5.3.2):
Zones urbaines ou urbanisées
Zones agricoles (champs et prairies)
Zones naturelles (les types naturels suivants sont possibles : cours d’eau, eaux
mortes et marais, milieux pionniers, pâturages, landes et dunes terrestres,
broussailles et lisières, zones arbustives et manteaux, bois et forêts)
Zones industrielles
Méthodologie pour la description et l’évaluation des incidences
Pour le court terme (100 ans), les groupes d’incidences suivants seront évalués :
Perte directe de nature
Perturbation
Impact sur les liaisons écologiques : fragmentation et effet de barrière
Chacun de ces groupes d’incidence ne peut être évalué que si l’on a une bonne vision de la
localisation où l’implantation aura lieu. La meilleure façon d’évaluer les incidences nonradiologiques sur la nature au cours de cette phase stratégique est par conséquent par une
approche du « cas le plus défavorable » ou en considérant un certain nombre
d’environnements-types (voir ci-dessus).
Au cas où la décision de principe implique qu’à terme, un site sera sélectionné pour la
construction d’une installation de gestion, nous partons de l’hypothèse que l’évaluation (p.ex.
la valeur biologique) joue un rôle dans cette décision. Nous pouvons donc raisonnablement
supposer que l’installation de gestion ne sera pas établie dans les zones les plus précieuses
sur le plan biologique. D’autre part, il est probable que l’on utilisera un espace ouvert, à une
certaine distance de noyaux résidentiels.
Afin de déterminer les incidences non-radiologiques éventuelles sur la faune et la flore, un
certain nombre de critères sont utilisés. Une méthodologie spécifique est appliquée par
critère. Vu le grand nombre de paramètres inconnus, cette méthodologie consistera, pour la
majeure partie, d’une évaluation qualitative. Un aperçu des incidences éventuelles, des
critères, de la méthode à appliquer et de l’expression des incidences est reproduit dans le
Tableau 13.
134
5249-506-073
Tableau 13 : Cadre de comparaison pour l’évaluation des incidences sur la faune et la flore
pour le court terme
Incidence
Sous-incidence
Critère
Méthodologie
Unité
Surface (potentielle)
d’écotope précieux
perdu
Détermination de la
surface de la perte de
nature directe
m ou ha
Perturbation de la faune
par le bruit et les
vibrations
Surfaces d’écotopes
à l’intérieur
desquelles une
perte déterminée
d’oiseaux est
escomptée pendant
la saison de
couvaison
surface de la zone
perturbée par le bruit
en rapport avec sa
sensibilité
m ou ha
Perturbation de la faune
et de la flore par des
modifications de la
qualité de l’air
Surfaces de
végétations
sensibles et
vulnérables pour
des dépositions
surface de la zone à la
qualité de l’air
modifiée (sur la base
du profil de déposition)
en relation avec sa
sensibilité
m ou ha
Perturbation de
végétations par des
modifications du niveau
phréatique
Surfaces de
végétations
vulnérables
influencées (analyse
d’emplacement sur
la base de données
bibliographiques)
surface de la zone où
a lieu la modification
du niveau phréatique
en relation avec sa
sensibilité
m ou ha
Perturbation par la
lumière
Incidence non quantifiable : description qualitative
Perte directe de nature (perte directe
d’écotopes ou d’habitats)
Perturbation
Impact sur les liaisons écologiques
(fragmentation et effet de barrière)
Nombre de relations
qui sont
interrompues
Estimation du nombre
de liaisons
interrompues
Mesure de
fragmentation en
fonction des
espèces animales
qui utilisent les
corridors découpés
Estimation de l’impact
sur les espèces qui
utilisent ces liaisons
2
Estimation qualitative
2
d’espèces ou
d’individus perturbés
2
d’espèces ou
d’individus perturbés
2
Nombre de corridors
fonctionnels croisés
Cadre de signification
Pour l’impact sur la nature à court terme, un cadre d’évaluation global sur la base d’une
échelle à sept degrés est utilisée pour évaluer l’impact actuel et futur.
Un cadre d’évaluation dépend de la zone, est étroitement lié aux caractéristiques de
l’incidence (durée, sphère d’influence, intensité, réversibilité, réparabilité, …) et dépend
parfois de l’acceptation publique. Etant donné que les incidences sont surtout évaluées de
façon qualitative, il n’est pas possible d’établir un cadre d’évaluation concret et quantitatif.
L’évaluation des incidences sur le plan qualitatif tient compte de la vulnérabilité, de
l’importance de l’impact et de la durée de l’impact.
Vulnérabilité : mesure dans laquelle le plan a un impact sur des zones à valeur
naturelle élevée
135
Importance de l’impact : mesure dans laquelle le plan menace la survie de certains
écotopes ou populations à un niveau régional ou local
Durée de l’impact : mesure dans laquelle le plan entraîne en permanence ou
temporairement une perte d’écotopes ou de populations. Dans ce contexte, il faut
interpréter « temporaire » comme une incidence qui existe uniquement pendant la
phase de l’aménagement du site.
Pour l’évaluation qualitative, on utilise l’échelle ci-après.
Tableau 14 : Tableau de scores pour les incidences sur la faune et la flora pour le court terme
Score
Incidence
---/+++
Incidence fortement négative/positive
--/++
Incidence moyennement négative/positive
-/+
Incidence peu négative/positive
0
Incidence nulle ou négligeable
A long terme, les options de gestion diffèrent dans une mesure considérable. La gestion
passive (dépôt géologique ou mise en forages profonds) permet en principe d’évacuer à
terme le site au moins partiellement et de lui donner une nouvelle affectation. La gestion
active (entreposage perpétuel) demande à terme un espace supplémentaire, notamment en
raison de la nécessité de remplacer les bâtiments après plusieurs centaines d’années.
L’effet reste comparable avec l’impact qui est présent à court terme.
Afin d’évaluer l’incidence à long terme, il faut se poser la question s’il existe une relation
entre l’option de gestion et le développement naturel. La réponse n’est que qualitative et très
succincte.
9.1.1.2 Description des incidences pour le court terme
Perte directe d’écotopes
L’aménagement des installations entraîne dans l’environnement de l’emplacement une perte
directe d’écotopes. Ce qui est déterminant, est l’emprise effective (pour les bâtiments
d’entreposage, les bâtiments de service, l’infrastructure, la voirie de chantier, le stockage du
matériel de chantier, …) des différentes options de gestion. Pour les ordres de grandeur de
l’emprise, on réfère au Tableau 25.
La mise en forages profonds présente, parmi toutes les options de gestion, la plus
grande emprise, au moins au moment où tous les trous de forage sont aménagés.
Pour la phase d’aménagement, on peut supposer qu’une perte d’écotopes peut se
produire dans la totalité de la zone. Il est toutefois peu probable que la restauration
d’écotopes (pour certains types de nature) ou la réalisation de nouveaux écotopes
ne soit pas possible dans la totalité de la zone. La nature peut se restaurer dans les
zones où aucune construction ou infrastructure est restée présente après
l’aménagement.
On peut supposer que l’entreposage perpétuel, le dépôt géologique et les options
de gestion non définitives connaissent une emprise relativement égale, qui est
136
5249-506-073
nettement moins importante que celle causée par la mise en forages profonds. Au
cours de la phase d’aménagement, une perte d’écotopes peut se produire dans la
totalité de la zone du plan. On peut présumer que par la suite, une réparation de
l’écotopes ou la réalisation de nouveaux écotopes est possible après coup dans les
espaces résiduels.
L’emprise pour l’option du statu quo est nettement inférieure à celle des autres
options. La perte directe d’écotopes est limitée.
Pour toutes les options de gestion sans distinction, l’importance de l’impact dépend aussi du
type d’environnement dans lequel le plan est exécuté.
L’impact de perte d’écotopes est considéré comme limité à négligeable dans un
environnement industriel, un environnement urbain et une zone agricole à grande
échelle très intensive. Ces zones ont une faible valeur naturelle, ce qui fait que
l’exécution du plan n’entraîne pas de changement notable concernant la présence
d’espèces ou la biodiversité et n’entraîne pas non plus de dommages importants à
l’écosystème, aux espèces et aux populations.
L’impact de la perte d’écotopes est considéré comme modérément négatif dans
une zone agricole extensive à petite échelle qui est caractérisée dans une mesure
importante par de petits éléments paysagers (lisières de bois, chemins creux,
mares, fossés, …). L’exécution du plan représente certainement à court terme une
perte irréversible d’écotopes d’une valeur importante pour la sauvegarde de la
nature.
L’impact de la perte d’écotopes est considérée comme fortement négatif dans les
zones naturelles. L’exécution du plan représente certainement à court terme une
perte irréversible d’écotopes dont la valeur naturelle est particulièrement élevée.
Les zones et/ou les écotopes qui sont protégés au niveau régional (réserves
naturelles et forestières, zones naturelles et forestières indiquées dans des plans
d’aménagement en vigueur, …) ou au niveau européen sont considérés comme les
plus vulnérables. Etant donné l’ampleur du plan, il est aussi très vraisemblable
qu’en cas de perte d’écotopes dans ces zones, la persistance d’écotopes ou de
populations au niveau régional sera menacée.
Perturbation de la faune par le bruit et les vibrations
Vu les observations découlant de la discipline bruit et vibrations (voir paragraphe 9.4.2), on
peut affirmer qu’étant donné la nature du plan, ce sont principalement les travaux
d’aménagement et le transport qui s’accompagneront d’émissions sonores. Ces émissions
sonores sont toujours temporaires. Vu la durée de l’aménagement, on peut pourtant
difficilement parler d’une incidence temporaire pour la perturbation de la faune. La mesure
de l’impact sur la faune dépendra, d’une part, de l’option de gestion choisie et, d’autre part,
de l’environnement-type dans lequel la perturbation sonore se produit.
Sur la base de l’estimation qualitative concernant le bruit (voir paragraphe 9.4.2) on peut
supposer que les activités à perturbation sonore entraîneront, en cas d’entreposage de
longue durée ou perpétuel, des émissions sonores supérieures avec un plus grand impact
sur la faune comme conséquence.
Pour le dépôt géologique ou la mise en forages profonds, on prévoit des émissions sonores
inférieures à celles dans le cas de l’entreposage perpétuel. L’effet perturbateur sur la faune
du dépôt géologique et de la mise en forages profonds est donc plus modéré que pour les
options de gestion en surface. Selon l’analyse concernant le bruit, aucune distinction ne peut
être faite, basée sur les informations actuelles, entre le dépôt géologique et la mise en
137
forages profonds. L’impact perturbateur sonore de ceux-ci sera donc évalué comme étant
égal.
Le degré de nuisance dépendra de l’environnement-type. Dans les zones agricoles et
naturelles, le bruit ambiant est globalement plus limité que dans les zones urbaines et
industrielles. Dans les zones agricoles et naturelles, on retrouve par conséquent aussi la
faune la plus sensible à la perturbation sonore.
Un effet de perturbation sonore est considéré globalement comme limité dans un
environnement urbain ou industriel. Une incidence perturbatrice sonore est considérée
comme modérément négative dans des zones agricoles et naturelles en dehors de la saison
de couvaison (mars à juillet) et comme fortement négative pendant la saison de couvaison.
Pendant l’exploitation de l’installation d’entreposage ou de dépôt, une perturbation sonore
limitée peut avoir lieu. En cas d’entreposage de longue durée ou perpétuel, comme pour
l’option du statu quo, les émissions proviennent de travaux d’entretien et des installations de
chauffage pour les équipements périphériques. Ces émissions sont limitées et n’influencent
l’environnement que localement.
Pour les options de gestion passives (dépôt géologique et mise en forages profonds), il faut
s’attendre en plus à des émissions sonores au cours de la période où les galeries et les
puits (respectivement les trous de forage) seront remplis. L’amenée du matériau, tant que sa
manipulation sur le site peuvent avoir un impact sur l’environnement. Les activités ne sont
toutefois pas prononcées dans une mesure telle que l’on puisse s’attendre à des incidences
considérables sur le climat sonore. On peut s’attendre à ce qu’aucune perturbation sonore
n’intervienne pour ces options de gestion passives à long terme.
Une incidence de perturbation sonore est estimée ici comme limitée dans un environnement
urbain ou industriel. L’incidence perturbatrice en dehors de la saison de couvaison (mars à
juillet compris) n’est considérée que comme faiblement négative dans les zones agricoles et
naturelles. Pendant la saison de couvaison, elle est considérée comme modérément
négative.
Perturbation de la faune et de la flore par des modifications de la qualité de l’air
Une analyse de l’impact sur l’air (paragraphe 9.4.1) indique que toute option de gestion
entraînera des émissions au cours de la phase d’aménagement. En particulier, les
terrassements, l’évacuation de matériel excavé et le transport de matières premières
(notamment bentonite, béton ou sable, ciment et gravier) peuvent causer ici des incidences
observables. Ces émissions ne sont toutefois que temporaires, lors de l’aménagement et
lors du reconditionnement périodique.
Sur la base d’une estimation qualitative, on peut affirmer que l’entreposage de longue durée
ou perpétuel entraînera des émissions supérieures aux autres options de gestion. Entre le
dépôt géologique et la mise en forages profonds, des différences limitées peuvent avoir lieu
au niveau des émissions, mais à ce stade de l’évaluation, aucune donnée disponible ne
permet d’établir une différence.
L’incidence de la qualité modifiée de l’air sur la faune et la flore est limitée par le caractère
temporaire de l’impact. On suppose donc que les différences limitées entre les émissions
pour les différentes options de gestion sont peu significatives. L’effet est évalué comme
faiblement négatif pour toutes les options de gestion.
138
5249-506-073
Perturbation de végétations par des modifications du régime des eaux
La description de l’impact sur l’eau (voir paragraphe 9.3.2) indique que les différentes
options de gestion pour lesquelles la gestion a lieu en surface (entreposage perpétuel et
entreposage de longue durée) sont comparables avec l’option du statu quo en ce qui
concerne l’incidence sur le niveau et sur l’écoulement des eaux souterraines. Il n’y a pas
d’influence permanente sur le niveau et l’écoulement des eaux souterraines. Par
conséquent, des incidences secondaires sur la végétation sont également exclues.
On peut toutefois opter également pour un entreposage juste en dessous de la surface.
Dans ce cas, une incidence significative peut se manifester sur le régime des eaux. Pour
des formations hôtes imperméables ou peu perméables, l’incidence sera négligeable. Pour
des couches aquifères, une évaluation sur la base d’un modèle mathématique des eaux
souterraines sera nécessaire pour déterminer l’importance de l’impact. Un impact significatif
sur la végétation présente est possible.
Pour le dépôt géologique et la mise en forages profonds, aucune incidence significative
n’interviendra en principe, étant donné que les puits d’accès ou les forages sont limités en
nombre et en diamètre et forment ainsi un obstacle hydraulique peu important dans les
aquifères supérieurs. Il s’ensuit que l’impact peut être considéré comme négligeable et
qu’aucune perturbation de la végétation n’aura lieu.
Perturbation de la faune et de la flore par la lumière
La nuisance lumineuse est la perturbation occasionnée chez la faune par la présence de
lumière artificielle (éblouissement direct, facteur perturbant lors de l’exécution d’activités
vespérales ou nocturnes, …).
L’impact sur la faune est principalement lié à la fragmentation et à l’influence exercée sur
leur habitat et à la perturbation du biorythme. Concrètement, les incidences les plus
importantes des nuisances lumineuses pour la faune s’énoncent comme suit (151):
Diminution de la population par l’effet de barrière
Mortalité en tant que proie facile
Collisions avec la circulation routière ou collisions avec l’éclairage routier par
attraction
Désorientation ou comportement inadapté
Atteinte à la reproduction ou échec de celle-ci par désynchronisation ou par
diminution de la condition
Sortie anticipée de l’hibernation
Migration tardive
Bien qu’aucune proposition concrète ne puisse être faite concernant la faune présente aux
abords de l’option de gestion à réaliser, il est toutefois réaliste de supposer qu’un grand
nombre d’espèces (insectes, petits mammifères, oiseaux, …) présentes dans
l’environnement sont sensibles à la perturbation visuelle. La présence d’espèces sensibles
est, en effet, pertinente dans tout type d’environnement, dans les zones urbanisées et
industrielles comme dans les zones agricoles et naturelles.
La Figure 48 (152) indique qu’une perturbation considérable par la lumière est déjà présente
actuellement en Belgique, notamment si on compare ceci à ce qui se passe dans les pays
voisins.
139
Figure 48 :
Eclairage céleste artificiel (1998-2000) en pourcentage de l’éclairage céleste
naturel
Les niveaux sont indiqués en termes de fraction de l’éclairage céleste naturel : noir < 11%,
bleu 11-33%, vert 33-100%, jaune 100-300%, orange 300-900%, rouge > 900%.
En outre, on peut supposer que l’importance de l’incidence est proportionnelle à l’emprise,
ou au moins à la part des constructions en surface et de l’infrastructure.
Si l’on suppose que seuls les bâtiments et l’infrastructure sont éclairés, l’ordre de grandeur
de l’impact est pratiquement identique pour toutes les options de gestion. L’incidence est
alors considérée comme modérément négative dans les zones agricoles et naturelles et
comme faiblement négativement dans les zones urbanisées et industrielles. L’option du
statu quo connaît une perturbation encore plus limitée.
Si l’on suppose toutefois que la totalité du terrain est éclairée, la mise en forages profonds
obtient un score nettement plus négatif. Son incidence est évaluée comme significativement
négative dans les zones naturelles et agricoles et comme faiblement négative dans les
zones urbanisées et industrielles (attendu que l’on suppose que celles-ci sont déjà éclairées
dans une large mesure dans la situation actuelle). A l’exception de l’option du statu quo, les
autres options de gestion peuvent être évaluées comme équivalentes dans ce cas. Bien
qu’elle soit plus limitée, l’incidence est également évaluée dans ce cas-ci comme
significativement négative dans les zones agricoles et naturelles et comme faiblement
négative dans les zones urbanisées et industrielles.
Impact sur les liaisons écologiques
La fragmentation est définie comme le découpage de l’habitat ou du biotope d’espèces
animales et végétales en petites unités séparées par des zones inappropriées.
140
5249-506-073
Les incidences de la fragmentation qui se produisent lors de l’aménagement du terrain
peuvent résulter, d’une part, de la réduction de la surface (p.ex. diminution du nombre
d’individus, augmentation du rapport périphérie/surface qui amplifie les effets marginaux), et
d’autre part, d’une résistance accrue (p.ex. limitation de mouvements naturels d’organismes
entre écotopes, diminution de la probabilité de fixation dans des biotopes vierges, …).
En ce qui concerne la réduction de la surface, on peut renvoyer à la discussion du
groupe d’incidences « perte directe d’écotopes » qui y correspond.
Résistance augmentée : l’aménagement du terrain entraîne une limitation des
mouvements naturels des organismes. On peut supposer que le risque de
perturbation des mouvements naturels augmente avec la surface qui est occupée
par l’option de gestion. L’avifaune et les insectes sont suffisamment mobiles, ce qui
fait que leurs possibilités de migration sont limitées dans une moindre mesure. Pour
les espèces moins mobiles, l’aménagement du terrain représente une barrière
importante.
Toutes les options de gestion sont caractérisées sans distinction par le fait que
l’importance de l’impact dépend aussi de l’environnement-type dans lequel le plan
est exécuté. L’incidence est considérée comme fortement négative dans des zones
naturelles et agricoles extensives, comme modérément négative dans des zones
agricoles intensives et comme faiblement négative dans des zones urbanisées et
industrielles.
Dans ce contexte, il faut mentionner que différentes espèces peuvent poser des exigences
différentes à leur habitat. Ces exigences ne sont pas toujours combinables spatialement.
Quelles mesures ont la plus grande incidence dépend des caractéristiques de dynamique de
population d’une espèce. Ceci exige une connaissance écologique poussée de la zone qui
n’existe pas pour l’instant.
9.1.1.3 Evaluation des incidences pour le court terme
Le Tableau 15 donne un aperçu de l’évaluation des incidences. La distinction selon
l’environnement-type est indiquée comme suit :
I: zone industrielle, zone urbaine ou zone agricole intensive
L: zone agricole extensive
N: zone naturelle
141
Tableau 15 : Evaluation des incidences physiques sur la faune et la flore pour le court terme
Entreposage perpétuel
Dépôt géologique
Entreposage de longue
durée, dans la
perspective du choix
ultérieur d’une option de
gestion à vocation
définitive
Option du statu quo
Entreposage dans
l’attente de l’application
industrielle de
technologies nucléaires
avancées
I: -
I: -
I: -
I: -
I: 0
L: - -
L: - -
L: - -
L: - -
L: - -
N: - - -
N: - - -
N: - - -
N: - - -
N: - - -
I: 0 à -
I: 0 à -
I: 0 à -
I: 0 à -
I: 0 à -
L en N en dehors de la
saison de couvaison : - - -
saison de couvaison : - -
saison de couvaison : - - -
L en N pendant la saison
de couvaison : - - -
Modification de la
qualité de l’air
En surface : 0 tot -
0
0
Sous le sol : 0
Sous le sol : 0
Modification du régime
des eaux
Sous le sol : 0
Sous le sol : 0
l'éclairage
I: -
I: -
I: -
I: -
I: 0 tot -
L et N: - - -
L et N: - - -
L et N: - - -
L et N: - - -
L et N: - -
I: -
I: -
I: -
I: -
I: 0
L: - -
L: - -
L: - -
L: - -
L: - -
N: - - -
N: - - -
N: - - -
N: - - -
N: - - -
Perte d’écotopes
le bruit
Perturbation
par
Fragmentation
Sous le sol : 0
0
0
Sous le sol : 0
Les incidences dépendent de la localisation et de l’exécution technique des options de gestion. Leur importance ne peut donc pas être estimée en détail à ce stade.
142
5249-506-073
9.1.1.4 Description et évaluation des incidences pour le long terme
Afin d’estimer l’incidence à long terme, la question est de savoir s’il existe une relation entre
l’option de gestion et le développement naturel.
En cas de gestion passive, le terrain pourra en principe être réaffecté à d’autres
usages à long terme. Un développement naturel du site est donc éventuellement
possible.
En cas de gestion active, des bâtiments et une infrastructure resteront présents en
permanence à la surface. Ceci s’oppose à une réaffectation totale (p.ex. vers un
développement naturel).
L’impact effectif sur la nature à long terme est toutefois impossible à évaluer, car ceci
dépend d’un certain nombre d’aspects qui ne sont pas connus à l’heure actuelle (climat,
politique, …). Comme décrit ci-dessus, les options de gestion passives n’hypothèquent
toutefois pas la possibilité de développement naturel ou de réaffectation, alors que ceci est
le cas pour la gestion active.
9.1.2
Incidences radiologiques
Critère
Le critère pour l’évaluation des incidences sur la faune et la flore suite à l’exposition aux
rayonnements radioactifs est le débit de dose absorbée. La dose absorbée est une grandeur
fondamentale en dosimétrie : c’est la quantité d’énergie de rayonnement qui est absorbée
par kg de matière. Son unité est le Joule par kilogramme ou Gray. On suppose ici que
l’énergie absorbée est distribuée uniformément dans l’organisme. Le débit de dose absorbée
est l’énergie absorbée par unité de temps, exprimée généralement, pour la faune et la flore,
en micrograys par heure (µGy h-1). Pour tenir compte de l’impact biologique relative aux
différentes formes de rayonnements (gamma, bèta, alfa), on introduit souvent un facteur de
pondération pour la dose absorbée.
L’impact radiologique sur l’environnement d’une installation de gestion est caractérisé par
les flux et/ou les concentrations de radionucléides qui peuvent se retrouver dans
l’environnement. Dans les études de sûreté radiologiques, on vérifie si ces grandeurs sont
comparables aux flux et aux concentrations naturellement présentes dans l’environnement
et si l’impact calculé peut entraîner une atteinte à l’environnement. Pour l’impact
radiologique, le risque pour l’environnement est calculé sur la base d’un indicateur de sûreté
spécifique, le débit de dose effective, exprimé en micrograys par heure (µGy h-1). Les
concentrations en radionucléides dans l’environnement sont converties en débit de dose
effective, une grandeur qui exprime le risque pour l’environnement des rayonnements
ionisants, multiplié par un facteur de pondération qui tient compte des différentes formes de
rayonnement et des voies d’exposition possibles des espèces considérées.
Pour chacune des options de gestion, la probabilité d’exposition aux rayonnements
radioactifs sera évaluée à court et à long terme. On se réfère aux études pertinentes sur
l’impact sur le milieu, lorsque celles-ci existent. On effectue si possible un calcul préliminaire.
S’il s’avère nécessaire on se réfère aux études d’impact radiologique pour l’homme.
143
Les incidences d’une dose de rayonnement suffisamment élevée sur la faune sont un
développement anormal, la formation de plaies, une capacité de reproduction diminuée, le
cancer, la mortalité ainsi que des effets génétiques. Pour la flore, des doses suffisamment
élevées peuvent entraîner une forme et une structure anormale, la mort et des modifications
génétiques (153). En général, les organismes plus complexes présentent une sensibilité au
rayonnement plus élevée que les organismes simples. Les organismes qui vivent longtemps
sont généralement plus sensibles au rayonnement que les organismes à courte durée de
vie. Un schéma décrivant l’impact radiologique sur differents organismes est présenté dans
la figure suivante (154).
Figure 49 :
Sensibilité des organismes au rayonnement
Diverses organisations (inter)nationales et groupes d’experts (p.ex. AIEA (155), UNSCEAR
(154), Garnier-Laplace et Gilbin (156), CIPR (157)) ont rassemblé et évalué des données sur
les incidences des rayonnements et de l’exposition aux radionucléides sur la faune et la flore
dans le but d’en tirer des valeurs seuil. La manière dont ces valeurs seuil sont dérivées, leur
interprétation et le niveau de protection (individus, populations, écosystèmes) peuvent donc
différer. Dans un contexte réglementaire, la protection de l’environnement vise la protection
de populations d’espèces. La plupart des valeurs seuil numériques ont donc pour but de
protéger ces populations. Pour dériver des valeurs seuil qui sont pertinentes au niveau des
populations d’espèces, il faut uniquement reprendre dans l’analyse les incidences qui ont
une pertinence directe sur la dynamique de la population.
-1
L’AIEA (155) et l’UNSCEAR (154) proposent des valeurs seuil de 40 µGy h pour les
animaux terrestres et de 400 µGy h-1 pour les végétaux terrestres et les organismes
aquatiques, valeurs provenant d’études disponibles sur les données d’incidence. Il convient
toutefois de remarquer que l’on ne dispose que d’une quantité limitée d’informations sur les
144
5249-506-073
études qui ont été considérées pour la détermination de ces paramètres. Une donnée
importante ici réside aussi dans le fait que les valeurs seuil ne réfèrent pas de manière
explicite à des incidences au niveau d’une population, avec des formulations comme «
individu exposé au maximum », « individu le plus exposé » ou « une fraction des individus ».
En outre, ces formulations ne sont pas utilisées de manière cohérente.
UNSCEAR (158) a évalué les données d’incidence obtenues depuis 1996 et a conclu :
« Overall, the Committee concluded that chronic dose rates of less than 100 µGy h-1 to the
most highly exposed individuals would be unlikely to have significant effects on most
terrestrial animal communities and that maximum dose rates of 400 µGy h-1 to a small
proportion of the individuals in aquatic populations of organisms would not have any
detrimental effect at the population level ».
La CIPR (157) recommande l’utilisation de niveaux de références dérivés pour un certain
nombre d’animaux et de végétaux de référence (RAP : Reference animals and plants). Ces
niveaux de référence, dénommés aussi succinctement DCRL (Derived Consideration
Reference Levels) sont établis comme points de référence pour évaluer une incidence
possible du rayonnement ionisant sur la faune et la flore. Les DCRL définissent des intervals
de débit de dose à l’intérieur desquels existe une certaine probabilité d’incidence nocive
éventuelle de rayonnement ionisant pour les différentes catégories d’organismes vivants de
référence concernés (RAP). Ces niveaux de référence ont été dérivés sur la base d’études
disponibles sur les données d’incidence pour les RAP. Les DCRL peuvent varier fortement
en fonction des RAP considérés, allant de 4-40 µGy h-1 pour les mammifères, par exemple,
à 400-4000 µGy h-1 pour les invertébrés. La CIPR (157) ne fournit aucune interprétation sur
la manière dont les incidences observées au niveau individuel peuvent se manifester au
niveau de la population. Les valeurs seuil de la CIPR (157) sont donc plutôt liées à l’individu
qu’à la population.
Les valeurs seuil proposées dans le projet EC-ERICA (156), (159) et le projet EC-PROTECT
(160) ont été dérivées avec l’aide de méthodes qui sont utilisées pour les contaminants
chimiques (161). Sur la base d’études d’exposition chronique, on a dérivé un débit de dose
EDR10. Cette valeur EDR10 (EDR: Effective Dose Rate) est le débit de dose effective qui
entraine 10% d’effet pour une espèce donnée.
Via une analyse de distribution de sensibilité par espèce (SSD: species sensitivity
distribution), on a ensuite déterminé le débit de dose HDR5 (HDR: Hazardous Dose Rate) à
laquelle on a appliqué ou non un facteur de sûreté. La valeur HDR5 est définie comme le
débit de dose qui affecte 5% des espèces avec au moins 10% d’effet. Une valeur seuil
-1
générique PNEDR (Predicted No Effect Dose Rate) de 10 µGy h a été dérivée dans le
cadre du projet ERICA. Cette PNEDR est considérée comme la valeur seuil sous laquelle la
structure et les fonctions vitales d’écosystèmes génériques (comprenant toutes les
populations) sont protégées. Les situations pour lesquelles les débits de dose considérés
sont inférieurs à la PNEDR doivent donc être considérés comme n’entraînant pas une
incidence au niveau de la population ou de l’écosystème. La PNEDR est appliquable comme
valeur seuil à l’exposition supplémentaire aux rayonnements naturels. La valeur de
référence ERICA n’est certainement pas conçue comme limite ou niveau d’action.
PROTECT propose aussi une valeur seuil générique de 10 µGy h-1, mais donne encore à
titre complémentaire un certain nombre de valeurs seuil pour des groupes d’organismes
-1
-1
-1
déterminées : 2 µGy h pour les vertébrés, 200 µGy h pour les invertébrés et 70 µGy h
pour les végétaux.
De ce qui précède, il résulte que les valeurs seuil recommandées par les diverses
organisations (inter)nationales varient fortement, à savoir de 4 à 4000 µGy h-1. Les débits de
dose naturel pour la faune et la flore varient beaucoup moins, à savoir entre 0,07 et 6 µGy h
145
1
(162), (163). Les valeurs seuil proposées peuvent aussi être comparées avec les données
d’incidences initiales. Les EDR10 les plus basses qui ont été répertoriées dans la base de
données PROTECT pour l’obtention des valeurs seuil étaient de 710 µGy h-1 pour les
végétaux, de 1000 µGy h-1 pour les invertébrés et de 3,6 µGy h-1 pour les vertébrés.
Le risque de l’exposition radiologique pour la faune et la flore pour les différentes options de
gestion serait idéalement déterminé de manière quantitative par comparaison du débit de
dose estimé avec une valeur seuil, par exemple la valeur de PNEDR de 10 µGy h-1, telle que
celle-ci est proposée dans les projets européens ERICA et PROTECT.
Pour la plupart des options de gestion à évaluer, nous ne disposons toutefois pas
d’informations suffisantes afin de permettre une estimation quantitative de l’exposition
radiologique. En outre, il existe un certain nombre de facteurs éventuellement déstabilisants
qui augmentent le risque d’exposition significative. C’est pourquoi les différentes options de
gestion sont comparées sur la base de la probabilité de l’absence d’exposition significative.
Sur la base de la litérature citée ci-dessus, nous avons élaboré un cadre de signification qui
est reproduit dans le tableau ci-après.
Tableau 16 : Cadre de signification pour les incidences radiologiques sur la faune et la flore
Débit de dose
radiologique
Probabilité d’absence d’exposition
significative
-1
<10 µGy h
Elevée
10-100 µGy h
-1
-1
100-400 µGy h
-1
>400 µGy h
Assez élevée
Modérée
Faible
En l’absence d’information sur l’emplacement du site de gestion, divers environnementstypes sont considérés (zone urbaine, industrielle, agricole ou naturelle – voir paragraphe
5.3.2). La probabilité d’absence d’exposition significative est généralement plus élevée dans
les zones à forte influence anthropogène (zone urbaine et industrielle) que dans les zones
agricoles et les zones naturelles. La probabilité d’impact sur la biodiversité et sur des
espèces protégées est plus élevée dans les zones naturelles que dans les zones agricoles.
Il n’existe pas de lien direct entre la localisation d’un dépôt souterrain et l’environnement où
se produit l’impact le plus prononcé à long-terme des radionucléides migrés dans la
biosphère. De plus, pour une localisation donnée, les environnements-types peuvent
changer à court et à long terme. Par conséquent, la question qui se pose est de savoir si les
environnements-types peuvent faire une différence significative dans l’évaluation des
différentes options de gestion. Il n’y a certainement pas de fondement chiffré. En règle
générale, on peut affirmer que la probabilité d’exposition radiologique significative sur
l’environnement est la plus élevée pour les zones naturelles, suivi par les zones agricoles et
qu’elle est la plus faible pour les zones industrielles et urbaines.
Généralités
A court terme (100 ans), le milieu peut être exposé aux rayonnements radioactifs par des
émissions de routine, comme suite à la dégradation naturelle des installations de gestion ou
146
5249-506-073
en raison d’incidents ou d’accidents (p.ex. impact d’avion, attaque terroriste, incendie). Pour
toutes les options de gestion qui sont considérées, il existe une activité permanente (option
du statu quo, options de gestion non définitives, entreposage perpétuel) ou initiale (options
de gestion passive) en surface, qui est due par la réception de déchets radioactifs, leur postconditionnement et leur placement dans l’installation d’entreposage ou de dépôt.
Au cours de ces activités à court terme, des émissions atmosphériques émanant de la
ventilation des espaces de réception, de post-conditionnement et d’entreposage sont
possibles. Ces émissions atmosphériques peuvent éventuellement avoir un impact nocif
direct sur l’environnement (par une augmentation des concentrations dans l’air) ou après
déposition sur le sol et sur les eaux de surface. Normalement, il n’y a pas d’émission dans
l’atmosphère depuis les espaces d’entreposage. La libération d’une activité en provenance
des suremballages de déchets (ex : supercontainer ou monolithe) est pratiquement exclue.
Une exception doit être faite pour le tritium. Parmi tous les suremballages dans lesquels il y
a du tritium, une partie de celui-ci peut se libérer après un certain temps. Les déchets étant
toujours conditionnés sous forme solide, il n’est pas question d’émissions liquides (37).
En cas d’incident ou d’accident au cours du transport des matières radioactives jusqu’aux
lieux de post-conditionnement et d’entreposage, il existe une possibilité de libération de
matières radioactives au cas où les conteneurs de transport seraient endommagés. La
probabilité de dommage est toutefois limitée grâce à la conception spécifique de ces
conteneurs. Sumerling (150) rapporte un certain nombre de scénarios d’accidents extrêmes
au cours desquels l’intégrité des conteneurs a chaque fois été conservée et aucune
radioactitivité ne s’est échappée dans l’environnement. L’incidence du transport de déchets
radioactifs sur l’environnement est donc jugée négligeable. En outre, le transport de
matières radioactives doit se faire pour chaque option de gestion (quoique potentiellement
dans une moindre mesure pour l’option du statu quo). L’impact éventuel sur l’environnement
en raison de la libération (très peu probable) de radioactivité lors des accidents ou incidents
de transport n’est donc pas un facteur discriminant.
Les espaces de réception, de post-conditionnement et d’entreposage ont été conçus de
manière à résister à l’impact d’un avion. Les conséquences d’un incident à grande échelle
(p.ex. attaque terroriste) sur l’environnement peuvent être considérables. La probabilité d’un
tel incident à grande échelle et les conséquences radiologiques qui s’ensuivent pour
l’environnement sont entièrement liés à la stabilité sociétale et non à l’exécution technique
de l’option de gestion.
L’entreposage perpétuel est constitué de cycles successifs (100 à 300 ans) d’entreposage
de longue durée. A court terme (100 ans), l’entreposage perpétuel est donc identique à
l’entreposage de longe durée. Pour l’évaluation des incidences sur la faune et la flore après
une exposition radiologique, nous référons à l’option de gestion d’entreposage de longue
durée.
Dépôt géologique
Les composants en surface du dépôt géologique (notamment transport et postconditionnement) sont les mêmes, à court terme, que pour l’entreposage de longue durée. A
la fin du court terme, une partie des déchets se trouve déjà dans l’installation de dépôt
géologique souterraine, ce qui diminue le risque d’exposition de la faune et de la flore.
La conception et le choix du site d’un dépôt géologique doivent garantir un impact
radiologique minimum. La roche hôte doit être choisie de manière à ce que l’écoulement des
147
eaux souterraines soit limité et à ce que les radionucléides soient retenus autant que
possible (19).
Les composants de surface de la mise en forages profonds (notamment transport et postconditionnement) sont à court terme les mêmes que pour l’entreposage de longue durée. A
la fin du court terme, une partie des déchets se trouve déjà dans les trous de forage, ce qui
diminue le risque d’exposition de la faune et de la flore.
La conception et le choix du site d’une mise en forages profonds doivent garantir un impact
radiologique à long terme qui est faible, tant en termes absolus que comparé avec d’autres
systèmes de gestion de déchets radioactifs. Le site doit donc être sélectionné de manière à
posséder des propriétés favorables de confinement et d’isolation des déchets de la
biosphère ainsi que pour le maintien de l’intégrité des barrières ouvragées (p.ex. écoulement
lent des eaux souterraines, conditions géochimiques favorables) (106).
Entreposage de longue durée, dans la perspective du choix ultérieur d’une option de
Lors de la conception et de la construction des bâtiments pour l’entreposage de longue
durée, on tient compte des évolutions qui peuvent se produire au cours de leur durée de vie
de 100 à 300 ans. La conception et la gestion des installations sont censées être meilleures
que pour l’option du statu quo grâce aux progrès des connaissances. Le conditionnement a
également été optimisé. Les émissions de radioactivité de routine et leur impact sur
l’environnement sont donc également jugés plus faible que pour l’option du statu quo.
Un exemple d’installation d’entreposage de longue durée se trouve aux Pays-Bas (HABOG,
avec une durée de vie prévue de 100 ans). La durée de vie peut être étendue à 300 ans
sous la condition d’une gestion active appropriée (contrôle et entretien). En France et aux
Etats-Unis également, la faisabilité technique de cette option de gestion a été démontrée
pour des bâtiments d’une durée de vie de 300 ans (34).
avancées
Cette option de gestion présume que les bâtiments d’entreposage sont conçus pour une
durée de vie de 100 ans ou plus. Pour l’évaluation des incidences après une exposition
radiologique sur la faune et la flore, cette option de gestion revient donc au même qu’un
entreposage de longue durée dans la perspective du choix ultérieur d’une option de gestion
L’application de technologies nucléaires avancées (voir paragraphe 7.2.2.2) peut influencer
l’impact radiologique à long terme d’une option de gestion définitive ultérieure. Une
évaluation détaillée de ce point se situe en dehors du cadre de ce SEA. Dans le paragraphe
9.4.3.4, on donne uniquement un court aperçu de l’influence d’un certain nombre de
scénarios possibles de cycles du combustible avancés sur les incidences radiologiques à
long terme d’un dépôt géologique .
Option du statu quo
Dans l’option du statu quo, l’entreposage actuel est poursuivi. Les émissions de routine des
bâtiments pour l’entreposage de déchets de catégories B et C n’entraînent pas une
augmentation significative de l’exposition radiologique de l’environnement car les émissions
sont faibles (164). Dans le cadre du programme de contrôle effectué par le centre
148
5249-506-073
SCK•CEN, un niveau de rayonnements plus élevé est mesuré à différents endroits situés au
voisinage du domaine de Belgoprocess 2 (110-850 nSv h-1
0,1-0,8 µGy h-1) que les
rayonnements naturels qui varient entre 60 et 90 nSv h-1 ( 0,06-0,09 µGy h-1). Cette
augmentation est attribuable aux déchets radioactifs qui sont entreposés à cet endroit (165).
Cette augmentation de rayonnement (< 1 µGy h-1) n’entraîne pas d’effets sur la faune et la
flore. Dans le même contexte, ANDRA ne constate pas une augmentation d’activité à la
périphérie des installations en surface d’un site de dépôt géologique (500 m des installations
en surface) affectant le public, et donc la faune et la flore (150).
Les concentrations en radon sont également plus élevées au voisinage des lieux
d’entreposage de Belgoprocess : 49±18 Bq m -3 (165) par rapport aux concentrations
naturelles d’environ 10 Bq m -3 pour la Campine septentrionale, correspondant ainsi à la
moyenne belge (166). Cette concentration plus élevée en radon n’entraîne pas d’impact sur
l’environnement. En France, par exemple, la concentration naturelle en radon dans l’air du
Massif Central est comprise entre 25 et 210 Bq m -3. Aux endroits où des roches
sédimentaires sont présentes, elle se situe aux environs de 60 Bq m -3. L’air présent dans les
interstices des sols pouvant atteindre des concentrations de 100 kBq m -3 en radon (167), les
organismes vivant dans le sol sont exposés à des concentrations en radon encore beaucoup
plus élevées.
Les mesures de radioactivité dans l’herbe et le lait, les eaux de surface et les eaux
souterraines indiquent qu’il n’y pas d’augmentation en raison des activités nucléaires à
Dessel et à Mol (voir (165); ceci est également confirmé par des données émanant du
programme de surveillance de l’AFCN, com. pers. de M. Van Hees).
On peut donc affirmer qu’il n’y a pas d’impact des sites d’entreposage actuels pour les
déchets de catégories B et C sur l’environnement.
Les installations pour le conditionnement et l’entreposage sont supposées rester intactes
pendant la durée d’entreposage prévue. Etant donné que l’entreposage existant était prévu
pour une période d’environ 75 ans, dont une partie s’est déjà écoulée, le court terme qui est
traité dans ce SEA (environ 100 ans) dépasse la durée de vie des batiments d’entreposage
actuels et il est donc possible qu’il y ait une perte d’intégrité pour certains conteneurs ou
barrières ouvragées, ce qui peut entraîner une augmentation des émissions.
Pour l’impact éventuel de l’entreposage, on réfère le lecteur aux évaluations de sites de
dépôt en surface existants. Pour la phase opérationnelle, on dispose uniquement
d’informations concernant un site de dépôt canadien (Atomic Energy of Canada Limited’s
(AECL) Chalk River Laboratories). Une campagne de mesures radiologiques étendue sur ce
site à montré qu’aucun effet n’est attendu sur l’environnement (168). De même, pour les
sites de dépôt historiques de déchets de faible activité au Canada (Port Granby, en
fonctionnement de 1955 à 1988 ; Welcome Waste Management Facility, activités arrêtées
en 1955), on ne peut démontrer aucun impact radiologique sur l’environnement (168).
Un autre exemple pour lequel aucun risque écologique significatif pour la faune et la flore n’a
pu être prouvé, est la vallée de Bear Creek. Dans le bassin hydrographique de la Bear
Creek, situé dans la US-DOE Oak Ridge Reservation aux Etats-Unis, on trouve des sites de
dépôt en surface et des unités de déchets. Le site comporte notamment des déchets
radioactifs de l’installation Y-12 qui a été utilisée pour la séparation électromagnétique de
l’uranium et pour le traitement chimique de composés contenant de l’uranium. Une étude
d’impact sur l’environnement pour ce site a été réalisée par Jones et Schofield (169) selon
une approche par étape du US-DOE (170). Les radionucléides suivants ont été considérés :
234/235/238
137
90
232
239
-1
U, Cs, Sr, Th et Pu. La valeur seuil utilisée était de 40 µGy h .
149
L’évaluation des incidences radiologiques sur la faune et la flore s’alligne sur l’évaluation
des incidences radiologiques sur l’homme. Nous renvoyons donc le lecteur au Tableau 44.
9.1.2.4 Description des incidences pour le long terme
Gestion active
L’entreposage perpétuel est composé de cycles successifs (100 à 300 ans) d’entreposage
de longue durée. Il s’ensuit que l’impact radiologique à long terme est comparable à celui à
court terme (voir paragraphe 9.1.2.2). A chaque reconditionnement, il faut de nouveau
manipuler les déchets, avec un risque d’exposition de l’homme et de l’environnement
comme conséquence.
Gestion passive
On discute d’abord ci-après le cas du dépôt géologique dans une argile peu indurée. La
mise en forages profonds est considérée dans une mesure plus limitée.
Afin d’estimer l’impact de dose possible du dépôt géologique dans une argile peu indurée
sur la faune et la flore, il faut d’abord calculer l’évolution de la radioactivité qui s’échappe
chaque année de la couche d’argile et qui migre vers la biosphère via les eaux souterraines.
Avec l’aide d’un modèle mathématique, les concentrations d’activité résultante dans les eaux
souterraines sont calculées. L’écoulement des eaux souterraines dans les couches
aquifères entraîne une dilution considérable des concentrations en radionucléides. Dans les
évaluations de sûreté actuelles, deux itinéraires pour le transport d’eaux souterraines
éventuellement contaminées vers la biosphère sont considérés, à savoir un puit d’eau qui se
trouve dans la zone où les concentrations les plus élevées en radionucléides se présentent
et le drainage naturel des couches aquifères par les rivières locales. Dans ce dernier cas,
une dilution importante supplémentaire intervient en raison du débit de la rivière (171), (7).
Une évaluation de l’impact sur l’environnement (screening) a été exécutée en utilisant l’outil
ERICA (172) et en partant des concentrations dans les eaux souterraines (14C, 36Cl, 135Cs,
129 94
I, Nb, 59Ni, 79Se, 99Tc) calculées pour un dépôt géologique de combustible irradié dans
l’Argile de Boom (173). Les concentrations dans l’eau de surface ont été assimilées de
manière prudente aux concentrations dans les eaux souterraines. Lors de ce screening,
nous obtenons pour un écosystème d’eau douce un débit de dose maximum (pour le
zooplancton) de 0,007 µGy h-1. Nous n’attendons donc pas d’impact sur l’environnement en
raison de la libération de radioactivité dans l’environnement après un dépôt géologique dans
de l’argile.
D’autres exemples d’études d’impact sur l’environnement soutiennent ces résultats.
Au Canada, Amiro et Zach (174) ont étudié l’impact possible d’un dépôt géologique
de combustible irradié sur l’environnement. Ils ont supposé qu’un débit de dose de
0,1 µGy h-1 n’aurait aucun impact sur l’environnement (le critère retenu pour
l’exposition de l’homme était 50 µSv h-1). Les concentrations en radionucléides
dans la biosphère ont été calculées pour les milieux eau, sol et air. Quatre
organismes de référence ont été sélectionnés. Les concentrations calculées dans
les milieux ont été comparées avec l’E.I. (Environmental Increment) des
radionucléides respectifs. Pour les radionucléides naturels, on détermine l’E.I. par
l’écart type des concentrations naturelles dans les trois milieux ; pour les
radionucléides anthropogènes, on détermine l’E.I. par l’écart type de concentrations
dans les milieux à grande distance de la source. Lorsque les concentrations
150
5249-506-073
calculées dans les milieux étaient inférieures à l’E.I., on partait de l’hypothèse que
l’environnement était suffisamment protégé et l’on n’exécutait aucun calcul de dose.
Ce n’est que pour 129I que la valeur calculée dépassait l’E.I. et que l’exposition
radiologique était calculée pour les organismes de référence. La dose maximale qui
a été obtenue (0,001 µSv h-1) était environ d’un ordre de grandeur inférieure aux
valeurs du rayonnement naturel les plus basses et de deux ordres de grandeur
inférieure au niveau de référence supposé (et de quatre ordres de grandeur
inférieure à la valeur seuil de ERICA de 10 µSv h-1). On a donc conclu que
l’environnement était suffisamment protégé.
Le combustible irradié des réacteurs nucléaires finnois sera déposé à Olkiluoto. Le
dépôt géologique se trouvera à une profondeur comprise entre 400 et 600 m dans
une roche cristalline. Olkiluoto est une île d’environ 10 km² de superficie, séparée
du continent par un petit bras de mer. Les écosystèmes d’Olkiluoto sont
caractérisés par des forêts boréales et des régions marécageuses. L’étude de
l’impact sur l’environnement pour ce site de dépôt a été basée sur les méthodes
EPIC (175) et FASSET/ERICA (176), (172) et ceci pour une évolution du site de
dépôt pendant une période de 10.000 ans. Etant donné que les écosystèmes
peuvent évoluer au cours de cette période, 5 écosystèmes au total ont été étudiés
et pour chacun d’eux, des organismes de référence représentatifs ont été identifiés.
L’étude de l’impact a été exécutée pour 12 radionucléides (36Cl, 59Ni, 79Se, 99Tc,
129
I, 135Cs, 226Ra, 230Th, 234U, 238U, 237Np, et 239Pu) (177). Pour chaque
radionucléide, la concentration environnementale calculée la plus élevée pour cette
période de 10.000 ans a été utilisée pour les calculs de dose. Le débit de dose
maximum a été estimé à 3×10-4 Gy h-1, soit nettement inférieur à la valeur seuil de
10 µSv h-1 proposée par ERICA.
Garisto et al. (178), (179) ont abordé l’évaluation de l’impact radiologique éventuel
sur le long terme d’un dépôt géologique hypothétique (générique) de combustible
irradié sur la faune et la flore. Ils ont comparé les estimations des concentrations
environnementales auxquelles la faune et la flore sont exposées aux concentrations
à zéro incidence (No Effect Concentrations, NEC). Les NEC ont été dérivées pour
les eaux souterraines, les eaux de surface, le sol et les sédiments pour un certain
nombre d’écosystèmes qui sont importants pour le programme de la SGDN au
Canada (90). La NEC correspondant à l’organisme le plus limitant pour chaque
radionucléide dans un écosystème donné a été utilisée comme niveau seuil pour
cet écosystème. Pour dériver ces NEC, des critères de débit de dose appropriés
pour chaque organisme considéré (Estimated No-Effect Value, ENEV) ont été
sélectionnés. Pour chaque radionucléide dans chacun des compartiments
environnementaux, on a ensuite calculé les NEC par un calcul rétroactif sur la base
de ces ENEV. Les ENEV que Garisto et al. (179) ont utilisées étaient basées sur
une compilation d’un certain nombre de sources. Les NEC ont ensuite été
comparées avec les concentrations environnementales pour le long terme qui sont
estimées pour le dépôt géologique de combusitble irradié. Les résultats indiquent
qu’il n’y a pas d’impact radiologique significatif sur la faune et la flore.
Aux Etats-Unis, Punt et al. (180) ont réalisé, pour Yucca Mountain, une estimation
provisoire de l’impact éventuel du dépôt géologique de déchets de haute activité
dans la pierre de tuf sur la faune et la flore. Ils ont basé leur évaluation sur les
concentrations de 99Tc, 129I et 237Np dans les eaux souterraines. Pour cette
évaluation, on a utilisé l’approche par étape RESRAD-BIOTA, développée par le
US-DOE (170). La concentration dans les eaux de surface a été assimilée, de
manière prudente, à la concentration dans les eaux souterraines. Même sous des
hypothèses très prudentes, le débit de dose maximum pour la faune et la flore était
-1
inférieure à 8 Gy h et on ne s’attendait donc à aucun effet négatif sur la faune et
la flore.
151
Jones et al. (181) ont mené une étude de performance générique pour un dépôt
géologique hypothétique pour des déchets de faible et de moyenne activité au
Royaume-Uni. L’évaluation de screening a été faite pour les radionucléides jugés
les plus critiques (226Ra, 210Po, 234,238U, 230Th, 36Cl et 129I) pour 4 écosystèmes de
référence. Partant d’un certain nombre d’hypothèses prudentes, une valeur de 6,5
µGy h-1 a été obtenue comme dose la plus élevée. La conclusion est qu’aucun effet
négatif sur la faune et la flore n’est attendu.
Dans toutes les études où l’on a évalué l’impact éventuel d’un dépôt géologique, la
conclusion est qu’il n’y a pas d’impact négatif sur la faune et la flore, suite à l’exposition aux
rayonnements.
Dans le paragraphe 9.4.3.4, on donne un court aperçu de l’influence d’un certain nombre de
scénarios possibles pour des cycles du combustible avancés (voir paragraphe 7.2.2.2) sur
les incidences radiologiques à long terme d’un dépôt géologique. Il s’agit des incidences
radiologiques sur l’homme, mais il est attendu que la conclusion, à savoir que l’influence de
technologies nucléaires avancées sur les doses est très limitée, vaut également pour la
faune et la flore.
On ne dispose que de peu d’informations quantitatives sur les aspects sûreté de la mise en
forages profonds. En outre, il n’y a pas de démonstration pratique de l’application de cette
option de gestion (102). En Suède, la mise en forages profonds a été étudiée comme
alternative au dépôt géologique. Les déchets sont placés dans un conteneur qui sont
empilés au fond des trous de forage sur une profondeur de 2000 à 4000 m. Ils sont
finalement fixés par un matériau de remplissage. Le mouvement des eaux souterraines à
grande profondeur (2000-4000 m) est plus limité qu’à la profondeur d’un dépôt géologique
(dépôt dans du granit à 400-700 m), ce qui fait que l’on s’attend aussi à ce que le retour des
radionucléides à la biosphère soit plus limité (102). A grande profondeur, les eaux
souterraines circulent par couches. En raison de cette stratification, les radionucléides qui
sont dans ces couches aquifères profondes ne peuvent pas remonter à la surface. S’ils
venaient à l’atteindre, ce sera après un temps si long qu’ils seront devenus inoffensifs par
décroissance radioactive (105). A grande profondeur, la perméabilité de la roche est
également supposée être plus faible (102). Il est toutefois exigé que l’emplacement ne
présente pas de voies de transport rapides vers la surface (fissures et failles). Cette
exigence est difficile à remplir car il n’y a pas de contrôle possible sur la position du
conteneur de déchets à l’égard des fissures et des failles potentiellement présente. Le suivi
des performances de ce système de dépôt est aussi extrêmement difficile.
Arnold et al. (182) ont mené une étude d’impact préliminaire pour un dépôt hypothétique de
combustible irradié dans des forages profonds et ont obtenu une dose de 10-12 Sv par an.
L’estimation de l’exposition humaine est jusqu’à 6 ordres de grandeur inférieure à la dose
calculée pour le dépôt géologique (183). Dans le même ordre d’idées, on peut donc
s’attendre à ce que la dose pour les organismes soit de 6 ordres de grandeur inférieure à la
dose pour le dépôt géologique.
Si l’on a une formation hôte performante et que la mise en forages profonds évolue selon un
scénario d’évolution normale, on peut alors s’attendre à des concentrations dans la
biosphère qui sont si faibles qu’elles n’entraîneront aucune incidence sur la faune et la flore.
9.1.2.5 Evaluation des incidences pour le long terme
L’évaluation des incidences radiologiques sur la faune et la flore se situe entièrement dans
la ligne de l’évaluation des incidences radiologiques sur l’homme. Nous référons donc au
Tableau 45.
152
5249-506-073
9.1.3
Incidences de composés chimiques toxiques dans les déchets radioactifs et dans
les barrières ouvragées
Les déchets radioactifs contiennent des composés chimiques toxiques comme les métaux
lourds. La quantité de composés chimiques ne diminue pas dans le temps, contrairement
aux radionucléides dont la radioactivité diminue par la décroissance radioactive. Si la
radioactivité, grâce à la décroissance radioactive, est ramènée à pratiquement zéro sur des
centaines de milliers ou des millions d’années, il est possible que la toxicité chimique
devienne le risque dominant. La toxicité d’un élément est étroitement liée à la quantité qui
est absorbée ou inhalée, à la forme chimique et/ou à l’état d’oxydation et aux paramètres
environnementaux.
Les éléments chimiotoxiques se présentent aussi bien dans le combustible irradié que dans
les barrières ouvragées comme les conteneurs et le matériau de remplissage. Le
combustible irradié comporte des quantités de composés toxiques qui sont assez élevées et
doit donc être considéré dans l’évaluation de la performance des options de gestion. Ces
matières toxiques sont l’antimoine, le brome, le cadmium, le césium, le chrome, le
molybdène, le samarium, le sélénium et le technétium (153). Si par exemple des sources
radioactives confinées sont entreposées ou mises en dépôt, il faut également tenir compte
du plomb présent dans l’enveloppe pour les calculs de sûreté (106).
Des éléments chimiotoxiques peuvent toutefois aussi être présents dans les déchets de
démantèlement ou déchets NORM (Naturally Occurring Radioactive Material) (184). Les
déchets NORM sont constitués de résidus ou de déchets à radioactivité naturelle
augmentée, comme les déchets de l’industrie des phosphates, ou les déchets liés à la
production de radium à Olen. Ces déchets (par exemple UMTRAP et déchets
d’assainissement de la Bankloop) n’ont pas encore été déclarés pour une gestion par
l’ONDRAF.
153
Critère
Comme critère pour l’estimation des incidences potentielles de l’exposition chimique de la
faune et de la flore, les concentrations mesurées ou calculées (en kg L-1 ou kg kg-1) des
composés toxiques (métaux lourds, matières organiques toxiques, …) devraient être
comparées aux valeurs seuil ou aux concentrations naturelles pour ces contaminants. Les
informations relatives aux composés toxiques dans les déchets radioactifs et les barrières
ouvragées sont toutefois réduites. Il n’existe aucune étude concernant l’impact des
composés toxiques non radiologiques dans les déchets radioactifs sur la faune et la flore. En
raison de ces informations de base limitées, les différentes options de gestion pourront être
comparées de manière qualitative uniquement pour ce critère et on fera une évaluation de la
probabilité de l’impact.
L’impact chimique d’une installation de gestion est caractérisé par des flux et/ou des
concentrations de composés toxiques qui peuvent être libérés dans l’environnement. Dans
les évaluations d’impact, on vérifie si ces grandeurs sont comparables à des flux et des
concentrations qui se présentent naturellement ou à des valeurs seuil existantes. Pour
l’impact chimique, le risque pour l’environnement peut être calculé en comparant les
concentrations environnementales calculées avec les concentrations environnementales qui
n’entraînent pas d’incidence.
On évalue la probabilité d’exposition aux composés chimiques à court et à long terme pour
chacune des options de gestion. Dans les cas exceptionnels, cette évaluation est basée sur
les études d’impact pour l’homme. Si possible, on fera un calcul de exploratoire limité. Etant
donné les informations limitées, l’analyse sera très semblable à celle pour l’impact
radiologique sur la faune et la flore (voir paragraphe 9.1.2).
Le risque pour la faune et la flore résultant de l’exposition aux matières chimiotoxiques serait
idéalement déterminé de manière quantitative par comparaison de concentrations
environnementales calculées avec des valeurs seuil. Pour la plupart des options de gestion,
nous ne disposons toutefois pas des informations nécessaires pour effectuer une estimation
quantitative de l’exposition. En outre, il existe encore un certain nombre de facteurs
éventuellement déstabilisants qui augmentent le risque d’une exposition significative. C’est
pourquoi, les différentes options de gestion sont comparées sur la base de la probabilité de
l’absence d’exposition significative.
Dans le Tableau 17, on reproduit le cadre de signification (185). HC5 et HC50 sont des
concentrations qui entraînent une incidence chez 5 ou 50% des espèces, respectivement
(HC: hazardous concentration).
154
5249-506-073
Tableau 17 : Cadre de signification pour l’impact chimique sur la faune et la flore
Charge chimique
Probabilité d’absence d’exposition
significative
Concentration négligeable
Elevée
Concentration maximum acceptable (MAC) (HC5)
Assez élevée
Moyenne géométrique entre MAC et IV
Modérée
Valeur d’intervention (IV) (HC50)
Faible
On ne dispose pratiquement pas d’informations sur la libération de composés toxiques à
partir des déchets radioactifs, du matériau de conditionnement et d’autres barrières
ouvragées et sur l’exposition qui en résulte pour l’environnement. Une seule étude (128) a
été retrouvée dans laquelle on évalue l’impact potentiel des composés chimiques dans un
système de dépôt. L’AECL (153) a procédé à une estimation des émissions des composés
toxiques que sont l’antimoine, le brome, le cadmium, le césium, le chrome, le molybdène, le
samarium, le sélénium et le technétium pour une installation de dépôt géologique. Les
concentrations estimées dans l’air, le sol et l’eau étaient si faibles qu’elles n’ont plus été
prises en compte, à une exception près, à savoir celle du technetium dans les eaux de
surface. La concentration calculée était très faible, 10-10 mg L-1, mais élevée par rapport aux
concentrations naturelles (10-12 mg L-1). Etant donné que l’augmentation de concentration
estimée était très limitée, l’incidence environnementale du technétium a été considérée
comme peu importante.
Etant donné que pour un scénario d’évolution normale, les composés toxiques dans les
déchets n’entraînent pas, à priori, d’incidence sur l’environnement et que ces composés
toxiques sont étroitement liés aux déchets radioactifs, nous partons de l’hypothèse que les
différentes options de gestion peuvent être évaluées de manière comparable pour l’impact
chimique et pour l’impact radiologique sur la faune et la flore. Nous renvoyons donc au
Tableau 44 pour l’évaluation des effets chimiques à court terme.
Pour le long terme aussi, on ne trouve pratiquement pas d’informations sur l’exposition
possible de l’environnement due à la gestion active ou passive de déchets radioactifs.
L’étude de l’AECL (153) a également procédé à une estimation des émissions des
composés toxiques que sont l’antimoine, le brome, le cadmium, le césium, le chrome, le
molybdène, la samarium, le sélénium et le technetium pour des installations de dépôt
géologiques. Les concentrations estimées dans l’air, le sol et l’eau ont été si faibles qu’elles
n’ont pas d’incidence sur l’environnement.
Il existe aussi une évaluation provisoire de la toxicité chimique d’un dépôt géologique des
déchets belges de haute activité, exécutée par Harju-Autti et Volckaert (56). Cette étude
s’est basée sur l’inventaire chimique des déchets radioactifs tel que défini au moment de
l’étude (combustible irradié, barrières ouvragées, déchets de moyenne activité et déchets de
155
démantèlement). L’étude a considéré essentiellement les métaux lourds pour le dépôt
géologique dans l’argile pour le scénario d’évolution normale et a calculé les concentrations
dans les eaux souterraines. Lorsque l’on compare les concentrations dans les eaux
souterraines calculées pour les métaux lourds avec le minimum des concentrations limites
pour l’eau potable (186), les eaux souterraines (VLAREM II (51)), les eaux de surface pour
une utilisation comme eau potable (51) ou l’eau pour les pêcheries (51), les concentrations
estimées dans les eaux souterraines sont inférieures d’un facteur au moins 1000 aux
concentrations limites.
Certains radionucléides comme l’uranium sont également chimiotoxiques en plus d’être
radiotoxiques. On ne dispose pas de beaucoup d’informations sur les valeurs seuil pour
l’uranium. Dans l’Australian Water Quality Guidelines (AWQG) (187), la limite est de 6 µg U
L-1. Cette valeur limite est basée sur des expériences in situ et des essais de toxicité en
laboratoire. C’est la valeur pour laquelle on suppose que 99% des espèces sont protégées.
La PNEC (Predicted No Effect Concentration) pour l’uranium obtenue par Beaugelin-Seiler
et al. (188) est égale à 3 µg U L-1. La concentration en uranium calculée dans les eaux
souterraines (0,025 µg U L-1) est encore d’un ordre de grandeur inférieure à la valeur seuil la
plus basse (56).
L’étude canadienne (153) et l’étude belge (56) indiquent que la faune et la flore
n’éprouveront aucun dommage en cas de libération de composés chimiques d’une
installation de dépôt géologique.
Etant donné que ces composés toxiques sont étroitement liés aux déchets radioactifs, nous
partons de l’hypothèse que les différentes options peuvent être évaluées d’une manière
comparable pour l’impact chimique et l’impact radiologique sur la faune et la flore. Nous
renvoyons donc au Tableau 45 pour l’évaluation des effets chimiques à long terme.
9.2
Impact sur le paysage, le patrimoine architectural et l’archéologie
9.2.1
Introduction
La discipline paysage, patrimoine architectural et archéologie étudie les incidences des
activités et des interventions programmées sur le patrimoine et le paysage. L’étude
comprend tant les aspects physiques que physionomiques de cette discipline et doit être
pertinente en relation avec leurs valeurs scientifiques, historico-culturelles et esthétiques qui
ensemble déterminent aussi la valeur subjective.
Sur le plan méthodologique, le patrimoine architectural, les sites archéologiques, les
paysages et d’autres valeurs historico-culturelles sont considérés comme des « objets »,
c’est-à-dire des entités généralement bien délimitées qui, dans leur ensemble ou dans leurs
parties (éléments constitutifs), sont exposées aux interventions et aux incidences
environnementales. Des exemples d’entités ou d’éléments sont le patrimoine archéologique
non fouillé ou étudié dans une zone et un certain nombre de biens immobiliers par nature ou
par destination, comme par exemple des peintures murales et des orgues.
Dans ce qui suit, une distinction est faite entre trois grands aspects : paysage, patrimoine
architectural et archéologie. Ce triptyque ne signifie toutefois absolument pas que ces
aspects seraient indépendants les uns des autres. Le rapport entre ces aspects est l’un des
points de départ de la discipline. Les aspects patrimoniaux font partie intégrante du paysage.
156
5249-506-073
Ils demandent toutefois une approche spécifique, notamment s’ils se trouvent dans un
contexte urbain qui n’est pas couvert par l’approche paysagère classique.
Dimensions de l’étude du paysage
La signification polyvalente et complexe de « paysage » a fait que plusieurs approches
d’étude sont possibles.
Le paysage est un phénomène dynamique qui évolue constamment. La situation actuelle ne
peut être comprise que si l’on comprend l’histoire du développement. C’est ici, en outre, que
se situe la base pour la détermination de la valeur patrimoniale et l’exécution d’une
évaluation du paysage. L’importance d’interventions et d’incidences doit être évaluée face à
ce cadre génétique. Dans le cadre de l’étude des incidences sur l’environnement, il faudra
donc toujours, pour la discipline paysage, patrimoine architectural et archéologie, exécuter
une étude sommaire de la génétique du paysage.
En général, on fait une distinction entre la genèse du paysage naturel et le développement
historico-culturel du paysage.
La genèse du paysage est importante, lors de l’étude des incidences sur
l’environnement, pour la compréhension des éléments géomorphologiques et
l’évaluation de leur valeur géopatrimoniale. Pour l’étude des incidences sur
l’environnement, il suffit généralement d’esquisser l’évolution du Pléistocène récent
jusqu’à aujourd’hui. Le développement géomorphologique est notamment important
en relation avec la détermination des potentiels archéologiques d’une zone. En
raison de l’échelle de temps qui a été utilisée dans ce SEA, on consacrera une
grande attention à la genèse des différentes couches géologiques et de la
dimension temporelle correspondante.
La genèse culturello-paysagère a trait à la mise en forme et à l’organisation de
l’espace géographique par l’homme dans le cours de l’histoire.
L’approche génétique du paysage peut être également axée sur l’avenir au lieu de l’être sur
le passé. Dans ces cas, on étudie les processus de développement qui peuvent déterminer
les développements futurs du paysage. Des questions comme celles-ci sont posées:
Comment l’histoire de la culture peut-elle renforcer le développement spatial ? Comment de
nouvelles fonctions spatiales peuvent-elles contribuer à la conservation du patrimoine ? Le
mot d’ordre ici est « conservation par le développement ».
La dimension temporelle en relation avec le paysage
Pour la gestion des déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie, un horizon
temporel de plusieurs centaines de milliers d’années est appliqué. Dans les lignes qui
suivent, on examine succinctement un aspect important de la discussion: quel est le rapport
entre cette période et les changements paysagers ? Pour se faire une certaine idée de ces
rapports, on peut considérer l’échelle des temps géologiques. Ces échelles se comptent en
millions d’années. C’est ainsi que le Quaternaire, la dernière période sur l’échelle est
particulièrement récent selon des normes géologiques, à savoir 1,6 million d’années.
Le paysage est créé par une interaction de substrat, de climat et d’apport humain. Le
modèle de réflexion de Zonneveld (189) est particulièrement utile pour mieux comprendre
les facteurs qui forment le paysage et leurs relations mutuelles. Ce modèle permet de mettre
en évidence leurs relations avec d’autres disciplines.
157
Figure 50 :
Facteurs du paysage
La base du système est formée par les trois géofacteurs : le substrat, le climat et l’homme.
Ces trois géofacteurs forment la base sur laquelle les autres facteurs du paysage (sol, eau,
air, animaux et végétaux) doivent s’ajuster. La figure permet également de distinguer les
trois « mondes » que l’on peut distinguer dans le paysage : le monde abiotique dont les
caractéristiques sont largement déterminantes pour le monde biotique, et enfin pour
l’homme. Toutefois, l’homme dispose de la possibilité (par sa faculté de réflexion et sa
technologie) de se soustraire temporairement au système. Un aspect important est
également que ce système dynamique possède une forte dimension temporelle. En d’autres
termes, il n’y a pas de fin. Le paysage est soumis au changement en permanence.
Comme on l’a déjà indiqué, le climat et le substrat ont été soumis à des changements
marquants au cours de ces derniers millions d’années. La plupart de ces changements,
selon les critères humains, se sont produits très progressivement. L’influence de l’homme a
systématiquement augmenté (voir paragraphe 6.2).
9.2.2
Méthodologie pour le court terme
L’entreposage en surface et le dépôt dans le sous-sol sont sous l’angle du paysage peu
différents à court terme. Dans tous les cas, il faut délimiter quelques centaines d’hectares
(ou plus, voir Tableau 25) sur lesquels un certain nombre de constructions seront présentes
et où des activités seront menées au cours des décennies à venir.
Les groupes d’incidences suivants sont évalués :
Impact sur la structure et des relations du paysage : l’infrastructure programmée a
un pouvoir structurant et sera donc déterminante pour les développements futurs à
l’intérieur de la zone. Pour pouvoir se former un jugement à ce sujet, des éléments
en relation avec le développement futur éventuel de la zone seront impliqués dans
l’évaluation. En effet, ils détermineront ce que pourront être les affectations futures
dans le territoire et la manière dont le paysage pourra évoluer.
158
5249-506-073
Impact sur le patrimoine architectural : les interventions programmées ont, en
fonction de l’emplacement choisi, un impact direct (destruction) et indirect (perte de
contexte entre autres) limité à considérable sur le patrimoine architectural existant.
L’évaluation exige une description détaillée des valeurs existantes.
Impact sur l’archéologie : vu les terrassements prévus, l’intégration d’une étude
archéologique dans le processus de travail est nécessaire. L’évaluation de l’impact
se fait essentiellement à partir des interventions programmées (terrassements,
remblayages, revêtements, …).
Impact visuel : le critère impact visuel permet d’intégrer tous les impacts déjà
décrits et de les évaluer en tant qu’ensemble.
Chacun de ces groupes d’incidences ne peut être évalué que si l’on a une bonne vision de
l’emplacement où l’option de gestion sera mise en œuvre. L’effet paysager est par
conséquent difficile à estimer au cours de cette phase de l’étude. Pour se faire une certaine
idée de l’impact, on peut utiliser l’approche du « cas le plus défavorable » (en supposant, par
exemple, qu’un paysage hautement apprécié est influencé) ou d’environnements-types (voir
paragraphe 5.3.2).
Dans le cas où une décision de principe implique qu’un site sera sélectionné à terme pour la
construction d’une installation de gestion, nous partons de l’hypothèse que l’évaluation (p.ex.
en fonction de la valeur du paysage) joue un rôle dans la décision. Nous pouvons donc
raisonnablement compter sur le fait que les installations ne se trouveront pas dans les zones
les plus précieuses sur le plan paysager. D’autre part, nous pouvons supposer que l’on
utilisera un espace ouvert, à une certaine distance de noyaux résidentiels. Sur la base de
cette hypothèse, une première estimation qualitative des incidences paysagères peut être
donnée.
Pour l’évaluation, on utilise une échelle en sept parties (voir tableau ci-après)
Tableau 18 : Tableau de scores pour les incidences sur le paysage, le patrimoine architectural
et l’archéologie pour le court terme
Score
Incidence
Signification
---/+++
Fortement négative/positive
Permanente et/ou étendue en surface
--/++
Moyennement négative/positive
Temporaire et étendue en surface, ou permanente et limitée
en surface
-/+
Peu négative/positive
Temporaire et limitée en surface
0
Dans ce contexte, « temporaire » doit être interprété comme une incidence qui se produit
uniquement pendant l’aménagement du site.
9.2.3
Description des incidences pour le court terme
L’impact à court terme est le même, dans les grandes lignes, pour toutes les options de
gestion étudiées. Dans tous les cas, il s’agit de l’emprise de quelques dizaines à centaines
d’hectares (voir Tableau 25) pour la construction d’installations qui resteront opérationnelles
pendant au moins une centaine d’années. La construction et l’exploitation des installations
159
entraînent des incidences directes sur l’environnement dans lequel elles sont implantées.
L’impact va différer en fonction de l’emplacement sélectionné.
Nous pouvons partir de l’hypothèse que les valeurs paysagères dans la zone seront
détruites en grande partie. Le patrimoine architectural éventuel subira au moins des
dommages indirects. L’impact sur l’archéologie est d’abord lié aux terrassements sur le site.
Etant donné que l’archéologie n’a trait qu’aux couches supérieures, l’incidence pour les
différentes options est comparable. Les puits pour le dépôt géologique et les trous de
forages profonds ont en effet une importance limitée. Les couches plus profondes n’ont
aucune signification archéologique.
L’importance des incidences sur le paysage dépend étroitement du choix de l’emplacement.
Si l’on opte pour un terrain avec une valeur paysagère et patrimoniale limitée, l’incidence
peut rester limitée.
L’implantation des installations aura non seulement un impact sur le site même. Il faut
supposer que l’implantation aura des conséquences pour le développement paysager de
l’environnement (au sens large). Par exemple, aucune construction non liée à l’opération ne
sera admise à l’intérieur du le périmètre de sécurité de l’installation.
L’aménagement d’un dépôt géologique a pour effet secondaire de devoir trouver une
solution pour les terres et les roches excavées. On suppose que ces minerais seront stockés
en surface sur le site. Ce qui entraîne une emprise supplémentaire (voir aussi paragraphe
9.3.1).
Les trous de forage profonds seront disséminés sur une grande zone (environ 1260 ha, voir
Tableau 25). Dans cette zone, il faut toujours délimiter une surface pendant le forage et le
remplissage de chaque trou de forage. Les caractéristiques paysagères, sur cette surface
limitée, seront totalement effacées. En outre, chacun des emplacements devra au moins
être desservi temporairement par une route. Le paysage du site dans son ensemble sera
donc également influencé. De plus, tout comme pour le dépôt géologique, il faut trouver de
l’espace pour le matériau excavé.
La différence la plus importante entre les options de gestion est liée à l’affectation ultérieure.
Si l’on opte pour la gestion passive, l’installation en surface peut disparaître à terme. On
peut donc réfléchir à une affectation ultérieure. Comme l’on part de l’hypothèse que pour le
dépôt géologique et pour la mise en forages profonds, il n’y aura plus aucune incidence en
surface après la fermeture, toutes les affectations ultérieures sont en principe possible.
Toutefois, il faut supposer que l’on ne sera pas vite enclin à autoriser une activité humaine
intensive sur le site. Concernant la valeur paysagère de l’affectation ultérieure, peu de
choses peuvent être dites à ce stade de l’étude.
9.2.4
Evaluation des incidences pour le court terme
Dans le tableau qui suit, on résume l’évaluation des incidences. Les incidences sont chaque
fois évaluées par rapport à l’option du statu quo ; celle-ci reçoit donc partout le score 0.
160
5249-506-073
Option du statu quo
Entreposage dans l’attente de l’application
industrielle de technologies nucléaires
avancées
Entreposage de longue durée, dans la
perspective du choix ultérieur d’une option
de gestion à vocation définitive
Dépôt géologique
Tableau 19 : Evaluation des incidences sur le paysage, le patrimoine architectural et
l’archéologie pour le court terme
Modifications de la structure et des
relations
Disparition ou perturbation d’éléments et
d’unités géomorphologiques
--
---
---
--
0
Perturbation ou atteinte de l’écologie du
paysage
---
---
---
---
0
Fragmentation ou défragmentation
fonctionnelle de l’utilisation actuelle
---
---
---
---
0
Disparition et perturbation d’éléments et de
structures historico-géographiques
---
---
---
---
0
Destruction du patrimoine architectural
--
--
--
--
0
Influence sur la valeur d’ensemble du
patrimoine architectural
--
--
--
--
0
Influence sur le contexte du patrimoine
architectural
--
--
--
--
0
Incidences du processus sur le patrimoine
architectural
-
--
-
-
0
Incidences des terrassements sur
l’archéologie
---
---
---
---
0
Dégradation de l’archéologie par la
modification du niveau des eaux
souterraines
-
-
-
-
0
Déformation de l’archéologie
--
--
--
--
0
Modification de caractéristiques
perceptives
---
---
---
---
0
Perte de la valeur patrimoniale
Les incidences dépendent de la localisation et de l’exécution technique des options de gestion. Leur importance ne
peut donc pas être évaluée en détail à ce stade.
L’aperçu ci-dessus montre nettement que l’aménagement du site peut avoir un impact
paysager important. Les caractéristiques paysagères et les valeurs patrimoniales sur le site
sont détruites. Ce sont donc les incidences directes qui reçoivent l’évaluation la plus
161
négative. Les incidences indirectes, p.ex. dues à des modifications du niveau des eaux
souterraines, sont plutôt de nature temporaire. Beaucoup dépend donc des valeurs qui sont
présentes sur le site. S’il s’agit d’un site à la valeur paysagère faible (en raison d’une
perturbation antérieure), l’impact sera plutôt limité. Un fait remarquable est la petite
différence d’évaluation entre les différentes options. Les alternatives en surface
(entreposage de longue durée ou perpétuel) reçoivent une évaluation un peu moins négative
en ce qui concerne les incidences sur les valeurs géomorphologiques. Une petite différence
est la conséquence d’incidences de processus éventuelles sur le patrimoine archéologique à
la suite d’un relèvement thermique du sol en cas de dépôt géologique (voir paragraphe
9.3.1.6).
9.2.5
Méthodologie pour le long terme
A long terme, les options de gestion diffèrent considérablement. Un dépôt géologique ou une
mise en forages profonds permet, en principe, d’évacuer le site au moins partiellement à
terme et de lui conférer une nouvelle affectation. Un entreposage perpétuel demande, à
terme, un espace supplémentaire, notamment en raison de la nécessité de remplacer les
bâtiments après quelques centaines d’années. L’incidence reste comparable avec l’impact
qui est présent à court terme.
Pour pouvoir estimer l’incidence à long terme, deux questions se posent :
Existe-t-il une relation entre l’option de dépôt et le développement du paysage ?
Le paysage peut-il contribuer à réduire les risques ?
Ces deux questions ne peuvent recevoir qu’une réponse qualitative. Dans ce contexte, on
n’opère pas de distinction entre les disciplines partielles que sont le paysage, le patrimoine
architectural et l’archéologie.
9.2.6
Description des incidences pour le long terme
Dans le cas d’un dépôt géologique ou de la mise en forages profonds, une affectation
ultérieure peut être, en principe, donnée aux terrains. Dans le cas d’un entreposage
perpétuel, on sera tenu de prévoir des bâtiments en permanence à la surface. En d’autres
termes, le site remplira la même fonction à perpétuité. Ce n’est qu’en cas de politique
modifiée (en raison de nouveaux développements technologiques par exemple), que l’on
peut opter pour le démantèlement du site.
L’une des incidences attendue dans le cas du dépôt géologique est le gonflement des
couches d’argile en raison de la chaleur produite par les déchets. La recherche nous
apprend que le sol en surface se soulèvera de 10 à 15 cm (190). Cette incidence est surtout
importante si un patrimoine architectural se trouve à la surface. Le gonflement devrait être
homogène (190), mais au bord de la zone influencée de très petits dénivellés sont possibles
à la surface. En principe, ces dénivellés peuvent entraîner la fissuration des fondations et
donc des dommages considérables.
Le gonflement connaît une évolution très asymétrique, voir Figure 51. Après dix ans déjà, on
s’attend à un gonflement supérieur à 5 cm à la surface. L’effet atteint son maximum environ
100 ans après le dépôt. Par conséquent, on peut supposer raisonnablement que le
patrimoine architectural qui a été désigné comme précieux par les générations actuelles
sera également considéré comme tel par les générations futures. Après le maximum, la
température et le gonflement diminuent lentement. La situation initiale n’est rétablie qu’après
environ 10.000 ans (190).
162
5249-506-073
Figure 51 :
Evolution du déplacement vertical au-dessus d’un dépôt géologique dans l'Argile
de Boom (pour des déchets radioactifs vitrifiés dans un super-conteneur après
une période de refroidissement de 50 ans et pour une distance de galerie de 50 m)
L’impact paysager en cas de dépôt géologique ou de mise en forages profonds est difficile à
estimer. Les cadres temporels avec lesquels on travaille sont d'une nature telle que les
changements qui interviennent sont si drastiques que l’on ne peut pratiquement pas faire de
prévisions censées sur les incidences sur la faune et la flore, l’homme ou le substrat. C’est
ainsi, par exemple, que l’on peut s’attendre à ce que dans les centaines de milliers d’années
à venir, des périodes glaciaires se produiront qui sont comparables à la dernière période
glaciaire, le Weichsel. Une période glaciaire extrême n’est toutefois pas attendue d’ici à au
moins 800.000 ans (voir paragraphe 10.4.2). Les incidences des périodes glaciaires sur les
couches supérieures peuvent être très significatives. Ceci ne veut toutefois pas encore dire
qu’il y a un impact sur l’installation de dépôt. Des installations en surface pour un
entreposage perpétuel seront beaucoup plus sensibles aux changements climatiques et
paysagers, mais peuvent être déplacées si nécessaire. Ceci est néanmoins synonyme d’une
emprise supplémentaire et d’un impact supplémentaire sur le paysage du nouveau site.
Etant donné que les déchets restent encore dangereux pendant des dizaines de milliers
d’années pour l’homme et l’environnement, on peut se demander s’il existe des possibilités
d’attirer l’attention des générations futures sur le danger potentiellement présent. Tout
comme pour les sols pollués on utilise parfois un tissu de signalisation pour indiquer la
présence d'une pollution, on peut réaliser l’aménagement paysager autour du site de
manière telle qu’il incite au moins à une réflexion sur la signification du site (191), (192). Vu
l’horizon temporel extrême, il est impossible d’estimer comment l’homme lira le monde dans
quelques dizaines de milliers d’années. Par expérience, nous savons cependant que nos
lointains ancêtres ont laissé des signes qui suscitent encore des questions chez nous. Bien
que nous ne puissions pas être sûrs de la signification, certains lieux imposent le respect ou
nous font réfléchir.
163
L’un des plus anciens sites de ce type est Stonehenge. Ce monument mégalithique n’est
âgé que de 4.200 années, mais pour tous les hommes, il est encore identifiable aujourd'hui
comme « man-made ». Plus près de nous, nous connaissons des dolmens de la même
période. La photo ci-après illustre le dolmen de Wéris, qui remonte à 5.000 ans.
Figure 52 :
Le dolmen de Wéris
Avant cette époque, les plus anciens ouvrages encore existants aujourd’hui ont été érigés
ailleurs dans le monde (p.ex. le temple de Göbekli Tepe (environ 10.000 ans avant J-C.), les
obélisques de Carnac ou les pyramides de Gizeh). Tous ces ouvrages ont en commun leur
caractère monumental, leur structure de base simple et l’utilisation de matériaux très
durables. Ces monuments nous apprennent qu’il est possible de réaliser des constructions
qui, malgré des périodes de décadence, le changement climatique, des cultures
changeantes, etc. peuvent encore transmettre des messages.
Dans ce contexte, une étude spécialisée (191) aborde aussi le « rolling future », où des
rappels physiques sont construits lorsque les anciens disparaissent. La condition est qu’ils
fassent partie de l’héritage culturel des nouvelles générations à venir. Cette approche peut
être parfaitement comparée avec la notion de « lieux saints » où les religions qui se
succèdent utilisent fréquemment les mêmes endroits pour le culte divin, par exemple la
Colline du Temple à Jérusalem ou la Sainte-Sophie à Istanbul. Malgré des changements
sociétaux et culturels importants, leur signification reste conservée. L’application de signes
(« markers ») figure à côté d’une approche où des informations sont transmises par
l’information (archives). Cette façon de rappeler demande également que les informations
soient recopiées et réexprimées en permanence (193).
164
5249-506-073
9.2.7
Evaluation des incidences pour le long terme
Dans le tableau qui suit, on résume l’évaluation des incidences pour le long terme.
Tableau 20 : Evaluation des incidences sur le paysage, le patrimoine architectural et
l’archéologie pour le long terme
Gestion active
Gestion passive
Suppression ou perturbation
d’éléments et d’unités
géomorphologiques
--
0
Perturbation ou atteinte de
l’écologie du paysage
--
+++
Fragmentation ou défragmentation
fonctionnelle de l’utilisation actuelle
--
+++
Perte de la valeur patrimoniale
--
0
Modification de caractéristiques
de perception
--
+++
Modifications de la structure et
des relations
peut donc pas être estimée dans le détail à ce stade.
Les incidences à long terme, pour la discipline paysage, patrimoine architectural et
archéologie, viennent s'ajouter aux incidences à court terme. Des différences importantes
sont toutefois présentes ici. Pour la gestion passive, les traces en surface peuvent, en
principe, être effacées. Il s’ensuit que le paysage peut être réparé ou redéveloppé. Les
scores positifs pour la gestion passive doivent toutefois plutôt être considérés comme un
potentiel que comme des certitudes.
En cas d’entreposage perpétuel, les incidences négatives causées par l’aménagement et
l’exploitation restent maintenues. Etant donné que les installations doivent être remplacées à
chaque fois, une extension ultérieure des sites est imaginable à terme. C’est pourquoi un
score négatif est donné.
9.3
Impact sur les ressources naturelles
9.3.1
Sol
9.3.1.1 Introduction
L’entreposage ou le dépôt de déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie aura
des conséquences pour le sol dans la zone du plan. Lors de l’aménagement du site pour
l’entreposage ou le dépôt, le sol sera perturbé. Dans ce contexte, on définit le sol comme les
différentes couches de la croûte terrestre. L’impact sur les couches supérieures peu
profondes qui, ensemble, n’ont qu’une épaisseur de quelques mètres (le sol au sens strict),
tant que l’impact sur les couches plus profondes (le sous-sol) sont étudiés. Le sol forme un
système très dynamique qui remplit de nombreuses fonctions et joue un rôle crucial dans
165
l’activité humaine et la survie des écosystèmes. Les fonctions les plus importantes du sol
peuvent s’énoncer comme suit : base pour la production d’aliments et d’autres biomasses
(moyens de production), tampon, filtre, lieu de dépôt ou support pour différents processus,
pool d’habitat et de gènes (habitat écologique), environnement physique et culturel pour
l’homme (habitat physique) et source de matières premières (ressources naturelles). En
outre, le sol joue aussi un rôle comme élément du paysage et comme élément scientifique et
historique de valeur.
Spatialement, la zone d’étude comprend pour l’aspect sol, en principe, le sol et le sous-sol
de la totalité du territoire belge. Pour une vue globale sur les sols et les couches géologiques
profondes que l’on trouve en Belgique, on peut renvoyer respectivement à la carte
d’association des sols (194) (Figure 53) et à la carte géologique (Figure 6). Dans la pratique,
la zone d’étude va néanmoins différer en fonction de l’option de gestion. Pour le dépôt
géologique et la mise en forages profonds, en effet, on est lié à des zones en Belgique où
une formation hôte appropriée est présente dans le sous-sol. S’il s’agit par contre
d’entreposage de longue durée ou perpétuel, la nature du sol et du sous-sol joue un rôle
beaucoup moins important pour la sélection du lieu d’implantation qui peut être situé
pratiquement partout sur le territoire belge.
Figure 53 :
Carte d’association des sols de la Belgique
La dégradation du sol est un problème qui n’est pas négligeable en Belgique. Les processus
de dégradation les plus importants auxquels le sol est exposé sont l’érosion, la perte de
matières organiques, la pollution, la salinisation, le compactage, la diminution de la
biodiversité dans le sol, les inondations et les glissements de terrain.
166
5249-506-073
La perturbation ou la dégradation du sol est causée ou accélérée par des interventions
humaines comme l'agriculture et la sylviculture basées sur des méthodes inappropriées, les
activités industrielles, le tourisme, l'extension urbaine et industrielle, ainsi que les activités de
construction. Par perturbation du sol, on entend :
Pollution du sol (perte de qualité chimique du sol par enrichissement par des
substances dangereuses pour l'environnement, comme des métaux lourds,
pesticides, micropolluants organiques et par l'enrichissement augmenté du sol par
des nutriments comme l'azote, le phosphore et le potassium (eutrophisation);
Dégradation du sol (perte de qualité physique du sol par l'érosion, perte de
matières organiques et de minéraux, salinisation, compactage, décomposition de la
structure, glissements de terrain, tassement, consolidation, modification du
microrelief, perturbation du profil, diminution de la biodiversité du sol, revêtement du
sol et extraction de minerais de surface (perturbation du sous-sol profond)) ;
Changement du régime hydrique du sol en raison de modifications des niveaux
ou de l'écoulement des eaux souterraines ;
Acidification du sol par le dépôt acidifiant de composés de soufre et d’azote.
Ces phénomènes entraînent une diminution de la fertilité du sol, du stockage du carbone et
de la biodiversité, une capacité diminuée à retenir l’eau, la perturbation des cycles de
substances alimentaires et gazeuses et une décomposition diminuée de matières
polluantes. La dégradation du sol a un effet direct sur la qualité de l’eau et de l’air, la
biodiversité et le changement climatique. Elle peut également être nocive pour la santé de
l’homme et peut représenter un danger pour la sécurité alimentaire de l'homme et de
l'animal.
Si l’on fait abstraction des effets radiologiques, qui sont abordés dans les paragraphes 9.1.2
et 9.4.3, le choix d’une option de gestion peut avoir des incidences sur la qualité chimique,
physique et biologique du sol. En partant des interventions du projet, on attend des
incidences qui sont comparables aux incidences observées lors de l’aménagement et de
l’installation d’un terrain industriel (pour les options de gestion avec entreposage en surface)
et/ou aux incidences liées à l’extraction de minerais (pour les options de dépôt). Les
interventions pertinentes qui perturbent le sol sont dans ce cas-ci la préparation du terrain
(enlèvement de la végétation, terrassement et nivellement, …) et l’aménagement,
l’installation et la construction des bâtiments et de l’infrastructure (fondations, revêtements,
voirie, bâtiments, installations, drainage et égoutage, …). A long terme, il faut encore y
ajouter, dans le cadre de la gestion active, la démolition et la reconstruction des installations,
ce qui engendre les mêmes impacts attendus sur le sol. La dégradation du sol, la pollution et
la modification de son régime hydrique sont des menaces pertinentes pour le sol que l’on
peut escompter sur le court terme (environ 100 ans) comme suite à la réalisation du projet.
L'acidification entraînée par le Plan Déchets n’est pas considérée, vu les interventions et les
émissions attendues, comme une incidence pertinente. Pour le dépôt géologique, il faut
aussi tenir compte, au début du long terme (après environ 500 ans), des incidences
thermiques sur la formation hôte.
9.3.1.2 Méthodologie pour le court terme
Pour l’évaluation des incidences, on considère à court terme (jusqu’environ 100 ans) les
incidences sur le sol au cours de la phase d’aménagement et d’exploitation. Les incidences
sur le sol se manifesteront principalement au cours de la phase d’aménagement, pendant
les travaux de construction, de forage et de terrassement. Au cours de la phase
d’exploitation (à savoir la période au cours de laquelle l’installation d’entreposage ou de
167
dépôt sera comblée, puis fermée ou maintenue en état), outre la pollution du sol
(accidentelle) en raison d’activités potentiellement polluantes pour le sol (p.ex. entreposage
d’huile ou de carburants), plus aucune incidence supplémentaire sur le sol n’est attendue.
Dans ce contexte, on part de l’hypothèse qu’après le rabattement de la nappe
éventuellement nécessaire au cours des travaux d’aménagement, aucun pompage
permanent au niveau des bâtiments ou des installations n’est exigé.
Globalement, les incidences à escompter sur le sol sont négatives, étant donné que l’on part
toujours d’une vision de protection du sol pour laquelle toute perturbation doit être évitée à
priori. Ceci est justifiable étant donné que les processus de formation du sol et de
consolidation géologique ont une durée comprise entre plusieurs dizaines de siècles et des
millions d’années. La formation et la régénération du sol sont des processus extrêmement
lents qui font que le sol doit être considéré comme une ressource non renouvelable. La
destruction, la perturbation ou la pollution des sols sont, à cet égard, des incidences quasi
irréversibles. Pour une interprétation de la dimension temporelle au cours de laquelle les
sols sont déposés et formés, on peut se référer aux paragraphes 6.1 et 6.2.
Cependant, il est possible que des effets positifs interviennent, comme la libération de
matières premières suite aux terrassements (pour le dépôt) ou, si le site d’entreposage ou
de dépôt est prévu sur un terrain pollué, une dépollution antérieure. Il ne s’agit toutefois que
d’incidences secondaires qui interviennent comme suite à une incidence (négative) initiale
de perturbation du sol (fouille, terrassement, exploitation, …).
Compte tenu du fait que le site pour l’entreposage ou le dépôt de déchets radioactifs n’est
pas encore fixé actuellement, ce qui fait que l’on ne peut pas se prononcer sur des
caractéristiques de sol spécifiques à un emplacement, les incidences pertinentes à étudier
sur le sol pour le court terme s’énoncent comme suit :
Perturbation physique du sol sur le site d’entreposage ou de dépôt, notamment
modification du profil du sol, mais aussi modification de l’occupation du sol pendant
la phase d’aménagement, modification de la structure et dessèchement ;
Pollution non radiologique du sol au cours de la phase d’aménagement par l’huile,
les additifs ou les matériaux utilisés lors de la construction de l’installation ; la
pollution non radiologique accidentelle au cours de la phase d’exploitation est
considérée comme peu pertinente vu les activités attendues ;
Terrassement, résultant en des excédents de terres qui peuvent entraîner des
incidences sur le sol en dehors du site. L’importance de ces incidences est
déterminée par le volume et la qualité du sol, mais aussi par le fait si le bilan du sol
est en équilibre ou non et par la mise en valeur éventuelle de minerais primaires.
Tous ces effets sur le sol peuvent, en correspondance ou non avec les incidences sur les
eaux (souterraines), entraîner des incidences sur la faune et la flore, le paysage et l’homme.
Les incidences sur le sol qui correspondent à des méthodes d’exécution spécifiques ne sont
pas encore prises en considération au cours de cette phase stratégique de l’évaluation des
incidences sur l’environnement, en raison de l’absence d’informations à ce propos. En outre,
de telles incidences sont temporaires et peuvent être atténuées. L’accent est mis sur le
support de la décision de principe. Les impacts spécifiques au projet, le choix du site et les
projets techniques détaillés ne sont pour l’instant pas encore à l’ordre du jour, mais le
deviendront au cours d’évaluations d’incidences sur l’environnement ultérieures dans le
cadre de la recherche d’un site approprié ou du développement d’un projet spécifique sur
le(s) site(s) sélectionné(s).
Le cadre de comparaison pour les incidences sur le sol à court terme est donné par le
Tableau 21.
168
5249-506-073
Il est important de signaler que les surfaces et les volumes utilisés au cours de cette phase
stratégique découlent d’installations types et de concepts généraux qui partent de l’approche
du « cas le plus défavorable ». Les surfaces et les volumes réels peuvent encore s’en
écarter dans une mesure substantielle.
Dans le Tableau 22, le Tableau 23 et le Tableau 24, le cadre de comparaison par incidence
est traduit en un tableau de scores. Les incidences peuvent être neutres (score 0),
faiblement négatives (score -), modérément négatives (score - -) ou fortement négatives
(score - - -). Pour les incidences faiblement négatives, une atténuation est souhaitable mais
non obligatoire, pour des incidences modérément négatives, une atténuation est nécessaire.
Pour des incidences fortement négatives, il est souhaitable, du point de vue de la discipline
sol, d’opter pour une solution alternative. Si cela n’est pas possible, par exemple parce que
l’on juge que d’autres aspects sont plus importants, une atténuation est nécessaire.
Tableau 21 : Cadre de comparaison pour les incidences sur le sol pour le court terme
Incidence
Critère
Méthode
Unité
Signification
Perturbation
physique du sol
Mesure dans
laquelle le sol est
fouillé et/ou
imperméabilisé
surface de sol perturbée à
la suite de l’aménagement
ou de la construction de
bâtiments, du revêtement
et de l’infrastructure
ha
Evaluation en fonction de la
valeur du sol et de l’étendue
de la perturbation
Pollution du sol
Mesure dans
laquelle le sol peut
être pollué au cours
de l’aménagement
et de l’exploitation
surface de sol occupée
comme suite à
l’aménagement ou à la
construction de bâtiments,
du revêtement et de
l’infrastructure
ha
Evaluation en fonction de
l’emprise de la surface et de
la quantité d’activités
polluant le sol
potentiellement en surface
Terrassement
Mesure dans
laquelle l’option de
gestion génère des
terrassements et
des terres en excès
ou une demande de
terres pendant
l’aménagement et
l’exploitation
Détermination du volume
de terrassement et du
volume de minerais libérés
m³
l’importance du
terrassement, de la
libération de minerais et de
la mesure dans laquelle le
bilan du sol est en équilibre
Perturbation physique du sol
La perturbation du sol par des terrassements et le revêtement est évaluée négativement. La
gravité de l’incidence est en principe déterminée par la valeur des sols, combinée avec la
surface perturbée. Si aucune perturbation du sol superficiel n’intervient, l’évaluation de
l'incidence est neutre, la perturbation de sols récemment perturbés est faiblement négative,
la perturbation de sols non perturbés dans le cadre d'une utilisation naturelle ou agricole est
une incidence modérément négative, la perturbation de sols ou de profils précieux ou
protégés (voir cadre, (195)) est fortement négative.
169
Le développement d'un profil de sol est un processus qui prend des
milliers d'années et se déroule dans des conditions spécifiques.
L'influence du matériau mère, le substrat, le climat, la géomorphologie et
l'hydrologie, la faune et la flore ainsi que l'homme jouent un rôle
déterminant ici. Un profil de sol reflète ainsi l’histoire naturelle et
historico-culturelle d'un emplacement déterminé. Indépendamment de la
fonction utilitaire, un sol peut être décrit comme précieux à partir d'un
point de vue scientifique ou sociétal. La conservation et la protection des
sols de grande valeur existants sont importantes pour le maintien du
patrimoine pédologique. L'université de Gand, la K.U. Leuven et le
Service Pédologique de Belgique ont exécuté en 2006 une étude
exploratoire sur des sols de grande valeur en Flandre pour le compte du
Service Terres et Protection du Sol.
Afin d’être considérés comme patrimoine pédologique, les sols doivent
être de grande valeur à partir d'une perspective de patrimoine ou de
capital. La caractérisation géologique et historico-culturelle, la rareté
géogénétique et historico-culturelle, l'âge particulier, les séquences
uniques de systèmes de sol, l'intégrité, la caractérisation de la forme et
les propriétés uniques pour l'étude scientifique ou l'éducation
déterminent la valeur patrimoniale d'un profil de sol (source : Projet sols
de grande valeur en Flandre, 2006).
A ce jour, aucun sol protégé n'a toutefois encore été désigné en
Flandre/Belgique ou il n'existe pas encore de cadre législatif. Dans
l'étude exploratoire mentionnée, on indique qu'un cadre législatif séparé
n'est même pas judicieux, mais que la protection des sols s'inscrit
parfaitement, par exemple, dans une protection en tant que paysage,
zone naturelle ou site archéologique. L'étude a été une incitation à la
création d'une banque de données qui contient une première série de
sols de grande valeur. Étant donné que l'emplacement précis de l'option
de gestion n'est pas encore connu, il n'est pas possible de conclure à
l'interférence avec cette première série de sites pédologiques de grande
valeur étudiés.
Vu que l’on n'a encore aucune vision sur le site de gestion précis et, par conséquent, sur la
valeur des sols, on opère une distinction entre les options de gestion sur la base de la
surface occupée, une surface plus importante entraînant une évaluation plus négative.
Les options de gestion sont évaluées ici par rapport à l’option du statu quo. Dans le Tableau
22, le tableau de scores est donné. L’évaluation est qualitative, car les valeurs limites
utilisées pour la surface n’ont en effet pas de signification absolue mais doivent permettre un
classement entre les options de gestion.
170
5249-506-073
Tableau 22 : Tableau de scores pour la perturbation physique du sol
Score
Incidence
Signification
0
Sans incidence
Absence d’activités qui perturbent le sol
-
Incidence faiblement
négative
La surface de sol perturbé est de maximum 5 ha
--
Incidence
modérément négative
La surface de sol perturbé est comprise entre 5 ha et maximum 15 ha
---
Incidence fortement
négative
La surface de sol perturbé est supérieure à 15 ha
Pollution du sol
L’effet qui est évalué est la pollution potentielle en surface du sol pendant l’aménagement et
l’exploitation. La pollution du sol peut avoir une incidence sur les eaux souterraines et les
eaux de surface et peut en plus hypothéquer l’utilisation du sol par l’homme et la nature. Le
risque de pollution du sol au cours de la phase d’aménagement augmente au fur et à
mesure que l’emprise en surface augmente et que d'autres activités en surface avec un
impact potentiel de pollution du sol (transport, entreposage d’huile et de carburant,
entreposage de produits dangereux, construction d'installations) se présentent. Une pollution
accidentelle du sol en raison d’activités souterraines dans des formations hôtes isolantes est
considérée comme négligeable étant donné que la pollution du sol ne peut pas s’étendre à
cet endroit. En principe, il faut pour l’évaluation aussi tenir compte de la vulnérabilité du sol
et des eaux souterraines par rapport à la pollution, de même que de l’affectation à postériori
du site. Vu que la sélection du site n’est pas encore fixée, on ne peut pas en tenir compte.
Les options de gestion sont à nouveau évaluées par rapport à l’option du statu quo.
Le Tableau 23 est un tableau de scores. L’évaluation est également qualitative ici, les
valeurs limites de surface pratiquées n’ont aucune signification absolue mais doivent
permettre un classement entre les options de gestion.
Tableau 23 : Tableau de scores pour la pollution du sol
Score
Incidence
Signification
0
Sans incidence
Absence d’activités qui polluent potentiellement le sol
-
Incidence faiblement
négative
La surface de sol perturbé et occupé est de maximum 5 ha
--
Incidence
La surface de sol perturbé et occupé est comprise entre 5 ha et maximum
15 ha
---
Incidence fortement
négative
La surface de sol perturbé et occupé est supérieure à 15 ha
Terrassement
Le terrassement est généralement considéré comme une incidence négative. La mise à
disposition de minerais peut toutefois être estimée comme une incidence positive. Un bilan
171
du sol en équilibre est normalement considéré comme faiblement négatif, un bilan du sol
négatif (excès de terres ou amenée de terres extérieures) implique des incidences
extérieures et est évalué comme fortement négatif. Si des minerais valorisables sont libérés
lors du terrassement, une évaluation modérément négative est donnée. On ne peut pas tenir
compte ici de sols pollués éventuellement libérés (donc, dépollution du sol, ce qui aurait un
effet positif), étant donné qu’il s’agit d’une donnée locale. On ne peut pas tenir compte non
plus d’opportunités éventuelles au voisinage proche (existence demande de terres sur des
chantiers proches). Il s’ensuit que le critère « bilan de sol en équilibre ou non » est
difficilement utilisable pour la comparaison des options de gestion. C’est pourquoi les
options de gestion ne peuvent être comparées de manière censée pour l’instant que sur la
base des quantités totales estimées de terrassement, sans tenir compte d’une réutilisation
interne ou externe. Les volumes de terrassement sont également tirés des surfaces de sol
perturbé et d’un certain nombre de données type en relation avec les options de gestion et
doivent donc plutôt être considérées comme des ordres de grandeur que comme des
chiffres absolus ou concrets. Les options de gestion sont évaluées ici à l’égard de l’option du
statu quo. L’évaluation débouche finalement sur un classement des options de gestion selon
le volume de terrassement, un terrassement plus important entraînant une évaluation plus
négative. Les limites de classe pratiquées ne sont à nouveau pas liées à des valeurs seuil ni
à des normes concrètes.
Tableau 24 : Tableau de scores pour les terrassements
Score
Incidence
Signification
0
Sans incidence
Absence de terrassement
-
Incidence faiblement négative
Le volume total de terrassement est inférieur à 50.000 m³
--
Incidence modérément négative
Le volume total de terrassement est supérieur à 50.000 m³ et
inférieur à 500.000 m³
---
Incidence fortement négative
Le volume total de terrassement est supérieur à 500.000 m³
Le Tableau 25 fournit une estimation de la perturbation du sol superficiel par les différents
éléments qui peuvent faire partir des installations de gestion. Les bâtiments d’entreposage,
les bâtiments pour le post-conditionnement, les bâtiments administratifs, l’infrastructure pour
les puits d’accès ou les trous de forage, y compris le revêtement et la voirie correspondants
sur le terrain et les zones où les minerais exploités (du dépôt géologique ou des forages
profonds) seront entreposés sont les interventions les plus importantes qui entraîneront une
perturbation du sol. Le tableau fournit également un aperçu de l’emprise totale du site. On
entend par là la surface totale à l’intérieur de l’enceinte. Vu les périmètres de sécurité
utilisés, cette surface est nettement supérieure à la surface de sol qui a été effectivement
perturbée pendant les travaux d’aménagement.
Les estimations du tableau sont basées sur (87), (34) et (36) et complétées par nos propres
calculs. Les hypothèses suivantes ont été émises :
Préalablement à la construction des bâtiments pour l’entreposage de longue durée
ou perpétuel, le terrain doit être remblayé pour limiter au maximum le risque
172
5249-506-073
d’inondation. En principe, le site peut être sélectionné dans une zone de faible
altitude. A d’autres endroits, il n’y a pas de risque d’inondation et un remblayage
n’est pas nécessaire. Par mesure de prudence, nous partons d’un remblai de 2 m
sur une surface d’environ 9 hectares (environ 7 hectares pour les bâtiments
d’entreposage proprement dits et environ 2 hectares pour les bâtiments pour le
post-conditionnement et l’administration). Des terrassements sont également
nécessaires pour l’aménagement de routes et d’équipements d’utilité publique sur
le site. La surface totale de sol perturbé atteint ainsi environ 14,5 hectares.
Egalement pour le dépôt géologique, certaines parties du site doivent être
remblayées. Une partie de la zone où des argiles peu indurées sont présentes (en
l'espèce les Argiles Yprésiennes) est en effet située à très faible altitude,
pratiquement au niveau de la mer. A d’autres endroits, il n’y a pas de risque
d’inondation et un remblayage n’est pas nécessaire. Par mesure de prudence, nous
partons d’un remblai de 2 m sur une surface d’environ 3,5 hectares (env. 1,5
hectare pour les bâtiments qui donnent accès aux puits et environ 2 hectares pour
les bâtiments pour le post-conditionnement et l’administration). Des travaux de
terrassement sont également nécessaires pour l’aménagement de routes et
d’équipements d’utilité publique sur le site. En outre, une surface de 11 hectares est
nécessaire pour l’entreposage des argiles et des sables excavés (voir paragraphe
7.2.1.2). La surface totale de sol perturbée va ainsi jusqu’à environ 20 hectares.
Nous supposons qu’en cas de mise en forages profonds, environ la même surface
que pour le dépôt géologique devra être remblayée. La surface qui est nécessaire
pour l’entreposage des minerais excavés est cependant inférieure, à savoir environ
5,5 hectares. La surface totale de sol perturbé est estimée à environ 14,5 hectares.
Pour l’option du statu quo, la capacité des installations existantes doit être étendue.
Nous supposons qu’une superficie supplémentaire d’environ 1 hectare sera
remblayée de 2 m afin de limiter au maximum le risque d’inondation.
L’emprise est dans tous les cas supérieure à la surface de sol perturbé, étant
donné que des périmètres sont toujours prévus. L’emprise totale est d’environ 40,5
hectares pour l’entreposage de longue durée ou perpétuel (voir paragraphe
7.2.2.1), d'environ 75 hectares pour le dépôt géologique et d'environ 1.260 hectares
pour la mise en forages profonds (voir paragraphe 7.2.1.2). Pour l’option du statu
quo, une emprise supplémentaire limitée de 8 hectares a été supposée (voir
paragraphe 7.2.3).
173
Op tion du statu quo
Entreposage dans l’attente de
l’application industrielle de technologies
nucléaires avancées
perspective du choix ultérieur d’une
option de gestion à vocation définitive
Dépôt géologique
Tableau 25 : Estimation de la perturbation du sol et de l’emprise par option de gestion (en ha)
Surface de la perturbation de sol supplémentaire (ha)
Bâtiments d’entreposage
7
0
0
7
1
Post-conditionnement et administration
7,5
7,5
7,5
7,5
0
Infrastructure des puits ou des trous de forage
0
1,5
1,5
0
0
Entreposage de minerais
0
11
5,5
0
0
Total
14,5
20
14,5
14,5
1
Bâtiments d’entreposage
33
0
0
33
8
Post-conditionnement et administration
7,5
7,5
0
Infrastructure des puits ou des trous de forage
0
0
0
Entreposage de minerais
0
0
0
Total
40,5
40,5
8
Superficie de l’emprise supplémentaire (ha)
75
75
1260
1260
En ce qui concerne la perturbation du sol, toutes les options d’entreposage sont
comparables pour le court terme. Environ 14,5 ha de sol seront perturbés pendant la phase
d’aménagement. Pour la mise en forages profonds, une surface comparable de perturbation
du sol est attendue. Aucun bâtiment d’entreposage en surface n’est prévu, mais une surface
comparable pour l’entreposage en surface de minerais libérés est nécessaire. L’option du
statu quo exigera une extension limitée des installations existantes, environ 1 ha de sol étant
perturbé à titre supplémentaire. L’option dépôt géologique a l'effet perturbateur du sol le plus
important (20 ha), en raison de la superficie relativement grande qui est nécessaire pour
l’entreposage des minerais excavés.
Pollution du sol
La pollution potentielle du sol au cours de la phase d’aménagement ne peut pour l’instant, vu
le niveau stratégique et l’absence d’information sur les caractéristiques du sol liées à
l’emplacement, ainsi que sur les méthodes d’aménagement et d’exécution concrètes, être
174
5249-506-073
étudiée que sur la base des superficies où des activités de construction auront lieu. Pour les
superficies, on peut se référer au Tableau 25 (perturbation du sol).
L’entreposage perpétuel et l’entreposage de longue durée reçoivent des scores équivalents
étant donné les surfaces perturbées comparables. Pour l’option du statu quo, seule une
petite surface supplémentaire est nécessaire pour l’extension de la capacité des bâtiments
d’entreposage existants.
Pour la mise en forages profonds, aucun bâtiment pour l’entreposage en surface n’est prévu,
mais les activités qui vont de pair avec l’entreposage des minerais libérés peuvent entraîner
une pollution accidentelle du sol. De cette manière, la mise en forages profonds n’obtient
pas un score meilleur que les options de gestion avec entreposage sur la base du critère de
surface.
Le dépôt géologique occupe la surface la plus importante. Notamment la grande surface qui
sera occupée par les minerais libérés est déterminante. Cette surface représente toutefois
une estimation du « cas le plus défavorable » : il est possible que les minerais soient utilisés
comme matière première secondaire.
Terrassement
Dans le Tableau 26, le terrassement est estimé par option de gestion. On tient compte des
minerais libérés lors du dépôt géologique et de la mise en forages profonds ; en outre, des
terres devront être amenées pour la couverture des minerais entreposés sur le terrain et
pour le remblayage des bâtiments et des installations. Enfin, les matières premières
nécessaires pour le remplissage du dépôt souterrain et des forages profonds (bentonite et
béton constitués de sable, de granulats et de ciment) peuvent également être comptées
comme terrassement.
Les hypothèses suivantes sont émises :
On tient compte d'un « cas le plus défavorable » représentant un remblai de 2 m
pour protéger les bâtiments contre les inondations. La surface à remblayer est de 1
hectare pour l’option du statu quo, de 9 hectares pour l’entreposage de longue
durée ou perpétuel et de 3,5 hectares pour le dépôt géologique et la mise en
forages profonds (voir les hypothèses pour le Tableau 25).
Les données en relation avec le volume de minerais excavés, le volume pour le
remblayage et le volume de terres pour la couverture des « rock dumps » en cas de
dépôt géologique sont basées sur (87).
Le volume de minerais excavés, en cas de mise en forages profonds, dépend du
diamètre des forages. Il s’agira d’au moins 165.000 m 3 environ. On suppose que la
moitié de ce volume (les 2 kilomètres supérieurs) sera comblée après le placement
des déchets. Le volume des « rock dumps » est à peu près égal à la moitié de ce
qu’il est pour le dépôt géologique ; on suppose donc que le volume de terres pour
la couverture est aussi égal à la moitié.
175
Option du statu quo
Dépôt géologique
Tableau 26 : Estimation du terrassement par option de gestion (en m 3)
3
Minerais et terrassements (m )
Volume de minerais libérés
0
311.000
165.000
0
0
Volume de minerais nécessaires pour le
remblayage
0
171.300
82.500
0
0
Amenée de terres pour la couverture de
l’entreposage de minerais
0
145.000
77.000
0
0
Amenée de terres pour le remblayage des
bâtiments
180.000
70.000
70.000
180.000
20.000
Terrassement total
180.000
697.300
394.500
180.000
20.000
Le dépôt géologique représente le terrassement le plus important, ce qui est dû
principalement à l’entreposage et à la couverture des terres excavées sur le site. En cas de
mise en forages profonds, une quantité inférieure de minerais sera libérée. Les options
d’entreposage n’exigent qu’une amenée de terres pour le remblayage de bâtiments et
d’installations, l’option du statu quo ne présentant qu’un terrassement limité.
Dans le Tableau 27, les évaluations sont rassemblées selon les cadres de comparaison
définis ci-dessus pour les incidences à court terme sur le sol.
176
5249-506-073
Option du statu quo
l’application industrielle de
technologies nucléaires avancées
Entreposage de longue durée, dans
la perspective du choix ultérieur
d’une option de gestion à vocation
définitive
Dépôt géologique
Tableau 27 : Evaluation des incidences sur le sol pour le court terme
--
---
--
--
-
Pollution du sol
--
---
--
--
-
Terrassement
--
---
---
--
-
peut donc pas être estimée en détail à ce stade.
L’option du statu quo entraînera des incidences nulles ou faibles sur le sol. Les options de
gestion avec entreposage remportent un score équivalent : il faut s’attendre à des
incidences modérément négatives sur le sol. Le dépôt géologique et la mise en forages
profonds présentent le score le plus négatif (incidences modérément à fortement négatives).
Le nombre d’incidences et leur importance sont, pour ces options, supérieurs aux options de
gestion avec entreposage.
Evaluation selon l’environnement-type
Etant donné qu’aucune délimitation spatiale nette n’est possible pour la zone de plan ou la
zone d’incidence, on peut travailler avec des environnements-types (zone urbaine, zone
agricole, zone naturelle et zone industrielle, voir paragraphe 5.3.2). Pour l’aspect sol, il est
évident que des incidences comme la perturbation du sol et la pollution du sol peuvent être
évaluées autrement en fonction de l’environnement-type. La perturbation du sol ou la
pollution du sol dans des environnements urbains ou industriels, qui sont caractérisés par
les sols déjà fortement perturbés, seront évaluées moins négativement que dans un
environnement naturel ou agraire, où des sols encore relativement non perturbés peuvent
être rencontrés. L’évaluation du terrassement sera plutôt indépendante de l’environnementtype.
9.3.1.5 Méthodologie pour le long terme
Vu la grande incertitude concernant l’évolution de l’environnement, de la société et des
installations de gestion à long terme, il ne sert à rien de tenir compte d’aspects comme le
terrassement, la perturbation du sol et la pollution du sol.
Un impact non négligeable qui se situe à la fin du court terme et au début du long terme est
l’impact thermique sur la formation hôte en cas de dépôt géologique et de mise en forages
profonds. Il s’agit ici de l'incidence consécutive à l’augmentation de la température de la
roche hôte par le dépôt de déchets de moyenne et de haute activité.
177
Incidences thermiques sur la formation hôte
Pour le dépôt géologique, des calculs thermiques ont été exécutés afin de quantifier les
augmentations de température maximales (190). Ces augmentations de température sont
définies comme la différence entre la température qui est due localement à la présence des
déchets et à la température initiale de la formation hôte. Près du laboratoire souterrain
HADES à Mol, la température de l’Argile de Boom est d’environ 16°C (7).
La réglementation VLAREM (51) indique que la température des eaux souterraines peut être
de 25°C maximum. Aucune réglementation ne concerne la température de la roche hôte.
Pour le dépôt géologique, l'incidence thermique est considérée comme significative lorsque
la température actuelle de la roche hôte est modifiée.
Pour la mise en forages profonds, la température ambiante est déjà nettement supérieure :
elle est au moins du même ordre de grandeur (90-130°C) que celle qui peut être attendue
sur le front thermique (7).
Pour l’évaluation qualitative à long terme, on utilise le cadre de comparaison du Tableau 28,
qui peut se traduire ensuite par un tableau de scores tel que celui reproduit dans le Tableau
29.
Tableau 28 : Cadre de comparaison pour les incidences thermiques sur le sol
Incidence
Critère
Méthode
Signification
Incidences thermiques
sur la formation hôte
Mesure dans
laquelle la
formation hôte est
réchauffée
Situation de la
profondeur du dépôt et
étude de la bibliographie
sur les propriétés de la
formation hôte
Evaluation en fonction de la présence
ou non d’une formation hôte et de ses
propriétés (pouvoir dissipateur de
chaleur, température)
Tableau 29 : Tableau de scores pour les incidences thermiques sur le sol
Score
Incidence
Signification
0
Sans incidence
Pas de dépôt souterrain, donc pas d’incidence thermique sur la roche
hôte
-
Incidence négligeable
La température ambiante de la roche hôte n’est pas modifiée en
permanence ou bien la modification est négligeable
--
Incidence faiblement à
La température ambiante de la roche hôte est modifiée de manière
permanente et significative
---
La température ambiante de la roche hôte est modifiée de manière
permanente et significative, les conséquences sont inacceptables
Incidences thermiques sur la formation hôte
Pour les déchets vitrifiés, le réchauffement maximum à l’intérieur des colis varie entre 160 et
200°C après un entreposage en surface de 50 ans, en fonction de la conductibilité thermique
du matériau de remplissage. Ce réchauffement intervient après environ trois ans et diminue
178
5249-506-073
rapidement dans les interfaces non remplies. Les calculs sur le dépôt dans une argile peu
indurée montrent que la température à la limite entre la barrière ouvragée et l’argile sera de
80°C maximum (7), (190), (196).
Pour le dépôt géologique, l’ONDRAF n’étudie pour l’instant que l’Argile de Boom et les Argiles
Yprésiennes comme formations hôtes (voir paragraphe 7.2.1.2). Au-dessus tant qu’en
dessous de ces dépôts d’argile, on rencontre d’importantes couches aquifères. L’argile
saturée est caractérisée par un pouvoir de dissipation de chaleur faible (1,7 W m -1 K-1), ce
qui représente une limitation pour le projet d’installation de dépôt. Une augmentation de
température significative de l’argile entraîne la modification des conditions géochimiques,
géomécaniques et hydrogéologiques.
L’expérience CERBERUS (197), qui a été exécutée de 1987 à 1998, représente l’étude in
situ la plus importante des incidences du dépôt de déchets vitrifiés sur l’Argile de Boom.
Pour une augmentation de température supérieure à 100°C, on a constaté que la
composition minéralogique n’était pas modifiée de manière significative. Le pH restait neutre
et le potentiel électrochimique restait réducteur. Toutefois, on a pu observer que les cycles
thermiques entraînaient une consolidation de l’argile. Dans l’Argile de Boom, l’incidence est
donc significative, vu que la température dans la roche hôte va changer par rapport à la
situation actuelle.
Le réchauffement de couches aquifères proches doit également être pris en compte, mais
l’augmentation de température acceptable maximale de 6°C (jusque 22°C) dans l’aquifère
supérieur ne sera pas dépassée.
En cas de dépôt de déchets vitrifiés dans l’Argile de Boom, l’incidence thermique persistera
entre 100 et 5000 ans. Ensuite, la formation hôte évoluera de nouveau vers son état initial
(voir Figure 54, tirée de (20)).
179
Figure 54 :
Températures maximales autour du dépôt de déchets vitrifiés
On estime que le front thermique entraînera un soulèvement (uplift) progressif et homogène
du sol au-dessus de l’installation de dépôt égal à quinze centimètres maximum. Ce
rehaussement local du sol peut avoir un effet desséchant sur le sol superficiel. Ce
rehaussement est cependant limité et progressif et l’incidence desséchante qui en résulte
sera fortement déterminée par les caractéristiques locales. Après environ 10.000 ans, cette
incidence sera passée (voir Figure 51, tirée de (190)).
Pour la mise en forages profonds, le réchauffement de la roche hôte n’a pratiquement pas
d’influence sur les conditions ambiantes de température et de pression à hauteur des
déchets radioactifs (situés à une profondeur de 2 à 4 km). Pour le Bassin de Mons et le
Bassin de la Campine, la température à une profondeur de 2.500 mètres est d’environ 90 à
180
5249-506-073
130°C (198). L’influence de l’émission de chaleur par les déchets sera donc inférieure à ce
qu’elle est pour le dépôt géologique dans une roche hôte d’une température d’environ 15°C.
Les options de gestion avec l’entreposage en surface n’entraînent pas d’incidences
thermiques sur le sol.
l’impact thermique à long terme d’une option de gestion définitive ultérieure. Une évaluation
détaillée de ce point se situe en dehors du cadre de ce SEA. Ci-dessous, on donne
uniquement un aperçu court de l’influence d’un certain nombre de scénarios possibles pour
des cycles du combustible avancés sur l’impact thermique d’un dépôt géologique.
Dans le projet Red-Impact (120), (101), on a évalué l’influence de cinq scénarios pour le
cycle du combustible sur un dépôt géologique. On a fait l’hypothèse que les cycles du
combustible ont atteint leurs conditions d’équilibre, ce qui implique qu’ils soient effectivement
mis en œuvre pendant de nombreuses dizaines d’années (ordre de grandeur de cent ans).
Les cycles du combustible considérés sont les suivants :
Le cycle A1 est un cycle « ouvert », dans lequel le combustible UOX est irradié
dans des réacteurs à eau légère
Dans le cycle A2, le combustible UOX est irradié dans des réacteurs à eau légère,
le combustible irradié est retraité par le procédé PUREX et le plutonium est recyclé
une fois comme combustible MOX dans des réacteurs à eau légère
Dans le cycle A3, le plutonium est recyclé plusieurs fois dans un réacteur rapide
Dans le cycle B1, le plutonium, combiné aux actinides mineurs est recyclé plusieurs
fois dans un réacteur rapide (voir Figure 42) ;
Dans le cycle B2, le parc de réacteurs comprend des réacteurs à eau légère
complétés par un ADS (réacteur piloté par un accélérateur) pour la fission des
actinides (voir Figure 41).
Le dégagement thermique des déchets vitrifiés actuels après 300 ans est en effet
majoritairement dû aux actinides mineurs, notamment à la présence d’241Am. En leur
absence, le temps de refroidissement des déchets et l’emprise de l’installation de dépôt
seraient réduits. La durée de la phase thermique se trouverait ramenée à une centaine
d’années, due aux seuls produits de fission.
La Figure 55 (199) montre l’évolution du dégagement thermique des cycles du combustible
considérés. Il ressort de cette figure que le dégagement thermique des déchets vitrifiés de
haute activité produits lors du retraitement du combustible irradié dans le cycle A2, après un
temps de refroidissement de 50 ans, s’élève à 60% du dégagement thermique du
combustible irradié (dans le cas où celui-ci n’est pas retraité). Si on considère toutefois le
combustible irradié MOX comme un déchet, alors le dégagement thermique des déchets
dans le cycle A2 est environ 97% de celui dans le cycle A1. Le dégagement thermique des
déchets dans les cycles B1 et B2 s’élève respectivement à environ 33% et 50% de celui
dans le cycle A1.
181
2500
A1 spf
A2 mox
A2 hlw
2000
Thermal output (W/TWh(e))
A2 tot
A3 hlw
B1 hlw
1500
B2 hlw
B1V hlw
B1V Cs
1000
500
0
0
25
50
75
100
125
150
175
200
Time (a)
Figure 55 :
Evolution du dégagement thermique pour les cycles du combustible considérés
L’évaluation des incidences thermiques sur le sol est résumée dans le Tableau 30.
Tableau 30 : Evaluation des incidences sur le sol pour le long terme
Gestion active
Incidences thermiques sur la
formation hôte
0
Gestion passive
Dépôt géologique
--
-
L’incidence dépend de la localisation et de l’exécution technique des options de gestion. Son importance ne peut
donc pas être estimée dans le détail à ce stade.
9.3.2
Eau
L’entreposage ou le dépôt de déchets radioactifs aura des conséquences pour les eaux de
surface et les eaux souterraines dans la zone de plan et d’incidence. Faisant abstraction des
incidences radiologiques éventuelles, les incidences à attendre sur le système hydraulique
comme suite à l’installation et à l’exploitation d’un site pour l’entreposage ou le dépôt de
182
5249-506-073
déchets radioactifs sont comparables à celles de l’aménagement et de l’exploitation d’un
terrain industriel à grande échelle (entreposage) et/ou l’exploitation de minerais (dépôt). Ceci
signifie que des incidences sur la qualité et le régime des eaux souterraines et des eaux de
surface présentes peuvent être attendues (en raison du rejet d’eaux usées et de
l’imperméabilisation du sol) et que la qualité structurelle des cours d’eau présents peut aussi
être influencée (par la modification du régime hydrologique). Des facteurs locaux ne peuvent
pas encore être pris en compte dans l’évaluation, étant donné que le site n’est pas encore
connu.
Le système hydrologique remplit diverses fonctions, les plus importantes étant la fonction
naturelle de l’eau comme milieu de vie, l’eau comme élément de liaison ou élément
d’alimentation pour le milieu naturel, la fonction d’approvisionnement en eau, la fonction
économique (industrie, transport, agriculture), la fonction récréative, le rôle structurant pour
l’aménagement du territoire et l’eau comme support pour les flux de matières. Tout comme
le sol, le système hydrologique représente un système très dynamique qui remplit de
nombreuses fonctions et joue un rôle crucial dans l’activité humaine et la survie des
écosystèmes.
Spatialement, la zone d’étude pour l’aspect « eau » comprend, en principe, le système
hydrologique de la totalité du territoire belge. Pour l’option de gestion « dépôt géologique »,
ceci peut être éventuellement limité aux zones de la Belgique où l’on rencontre une argile
peu indurée à une profondeur suffisante et avec une épaisseur suffisante (voir paragraphe
7.2.1.2). De même, pour la mise en forages profonds, il existe, pour la roche hôte, des
conditions qui détermineront l’emplacement.
Des aspects pertinents de la perturbation de l’eau causée par le Plan Déchets sont en
particulier, en dehors des activités de préparation du terrain qui entraîneront une
perturbation globale du régime hydrologique, l’aménagement ou la construction proprement
dit(e) des constructions et de l’infrastructure (fondations, revêtements, voirie, bâtiments,
installations, drainage et égoutage, …) et ensuite, le rejet d’eaux usées et l’évacuation des
eaux pluviales. Vu l’horizon temporel étendu de la gestion, il faut encore y ajouter, pour
certaines options de gestion, la démolition et, éventuellement, la reconstruction ou
l’extension du site, les mêmes impacts sur le système hydrologique pouvant être attendus.
Dû à interventions temporaires ou permanentes au cours de la phase de la construction,
comme l’application de murs emboués (barrières hydrauliques) et de des rabattements de la
nappe, il est possible que le niveau des eaux souterraines diminue. Il s’ensuit que le régime
d’écoulement de l’eau souterraine peut aussi être soumis à certains changements.
Une autre incidence pertinente éventuelle sur les eaux souterraines est la formation
éventuelle d'un contact hydraulique entre différents aquifères. Cette incidence peut se
manifester pour les options de gestion souterraines. Ceci peut entraîner des modifications
du niveau, de l’écoulement et de la composition des aquifères et augmente le risque de
pollution.
Enfin, le dessèchement dû à l’imperméabilisation croissante est une incidence pertinente sur
les eaux de surface qu’il faut considérer au niveau stratégique. En effet, une surface
imperméabilisée entrave l’infiltration des eaux pluviales et entraîne ainsi un dessèchement
du sol, un approvisionnement réduit de la nappe phréatique et une évacuation accélérée des
eaux pluviales vers les eaux de surface réceptrices.
Des incidences non significatives sur le système hydraulique sont le rejet d’eaux usées, les
incidences liées à la méthode d’exécution des travaux d’aménagement et les incidences
locales sur le système des eaux de surface comme l’augmentation de la turbidité, la
modification temporelle de débit et du niveau de l’eau,… Le rejet d’eaux usées, en effet, est
183
limitée au rejet d’eaux usées domestiques (pas d’eau industrielle ni de refroidissement) et
sera donc peu volumineuse et pas distinguant au niveau des diverses options de gestion.
Des incidences liées à la méthode d’exécution et les incidences locales sur le système des
eaux de surface sont temporaires, peuvent être atténuées assez facilement et ont, en outre,
un impact peu significatif sur l’ensemble du système hydrologique.
9.3.2.2 Méthodologie pour le court terme
Le cadre de comparaison pour les incidences sur le système hydrologique à court terme est
donné dans le Tableau 31. En raison de l’inexistence, à ce stade, de données de projet
concrètes (emplacement notamment), l’évaluation des incidences sur les eaux souterraines
sera qualitative, basée sur un avis d’expert. Pour l’impact sur les eaux de surface, une
évaluation semi-quantitative est réalisée, sur la base de données types sur le revêtement
prévu par option de gestion.
Il est important de mentionner que les superficies supposées pour le revêtement du sol dans
cette phase stratégique sont dérivées d’installations types et de concepts généraux. Les
surfaces réelles peuvent encore s’en écarter dans une mesure substantielle.
Tableau 31 : Cadre de comparaison pour les incidences sur le système hydrologique pour le
court terme
Incidence
Critère
Méthode
Unité
Signification
Modification du
niveau et de
l’écoulement des
eaux souterraines
Mesure dans
laquelle le niveau
des eaux
souterraines
diminue ou
augmente ou
l’écoulement est
modifié en raison
du rabattement de
la nappe ou de la
présence de
constructions
souterraines
Sur la base de la
profondeur (interférence
avec l’aquifère ou non) et
du volume relatif des
constructions
-
Evaluation qualitative en
fonction de la survenance
permanente ou non de
l’incidence et de la grandeur
de la modification
Formation d’un
contact hydraulique
entre aquifères
Mesure dans
laquelle des
aquitards sont
percés
Sur la base de la
profondeur et du nombre
d’aquitards percés
-
Evaluation qualitative en
fonction de l’absence ou
non de d’impacts sur le
sous-sol et de la présence
d’aquifères
Dessèchement et
impact sur
l’évacuation de crue
à cause d’une
imperméabilisation
croissante
Mesure dans
laquelle le sol est
imperméabilisé
surface de sol
imperméabilisé suite aux
bâtiments à ériger, au
revêtement et à
l’infrastructure
ha
l’étendue de
l’imperméabilisation
Dans le Tableau 32, le Tableau 33 et le Tableau 34, on traduit le cadre de comparaison par
incidence en un tableau de scores. Les incidences peuvent être neutres, faiblement
négatives, modérément négatives ou fortement négatives. Pour les incidences faiblement
négatives, l’atténuation est souhaitable mais non obligatoire. Pour les incidences
modérément négatives, l’atténuation est nécessaire. Pour les incidences fortement
négatives, il est souhaitable, du point de vue de la discipline eau, de sélectionner une
184
5249-506-073
solution alternative. Si ceci n’est pas possible, par exemple parce que l’on juge que d’autres
aspects sont plus importants, une atténuation est alors nécessaire.
Incidences sur le niveau et l’écoulement des eaux souterraines
Il s’agit d’une modification de l’écoulement des eaux souterraines et des gradients
hydrauliques comme suite à la construction de l’installation de gestion. Il s’agit d’une
intervention temporaire ou non, nécessaire pour l’exécution des travaux. Des murs emboués
ont plutôt une incidence permanente sur l’écoulement des eaux souterraines, tandis que
l’effet du rabattement de la nappe reste généralement limités à la phase de la construction
(court terme et temporaire) à moins qu’un rabattement ne fasse partie du concept de l’option
de gestion et puisse donc être permanent.
Les murs emboués forment au sein de l’aquifère des barrières hydrauliques ouvragées qui
entraînent un changement de l’écoulement des eaux souterraines, mais qui ne modifient en
principe pas le niveau de l’eau en dehors de la zone isolée.
L’incidence du rabattement de la nappe est exprimée en une baisse du niveau initial des
eaux souterraines jusqu’à un niveau imposé dans une zone déterminée et en des
modifications des écoulements des eaux souterraines et des vitesses d’écoulement.
Dans le cas de murs emboués, ce sera surtout le profil d’écoulement en dehors de la zone
isolée qui sera modifié. A l’intérieur des murs emboués, un changement du niveau des eaux
souterraines peut éventuellement se présenter.
Normalement, l’évaluation se fait principalement sur la base des conséquences que
l’abaissement des eaux souterraines a sur l’environnement direct (incidences sur la faune et
la flore, changement de la stabilité du sous-sol en raison de tassements, développement
karstique, ...) et est, par conséquent, liée à la nature du sous-sol et donc à l’emplacement.
En outre, les changements de l’écoulement des eaux souterraines doivent être étudiés sur la
base de modèles hydrogéologiques (dimensions de la zone perturbée, nature de la
modification, conséquences hydrogéologiques et/ou géotechniques).
Pour l’évaluation qualitative à court terme, il est fait référence au Tableau 32.
Tableau 32 : Tableau de scores pour l’incidence sur le niveau et les écoulements des eaux
souterraines
Score
Incidence
Signification
0
L’écoulement des eaux souterraines ou le niveau des eaux
souterraines n’est pas modifié en permanence ou bien la
modification est négligeable
-
L’écoulement des eaux souterraines et le niveau des eaux
souterraines sont modifiés de manière permanente et significative
Formation d’un contact hydraulique entre différents aquifères
Lors de la réalisation de l’installation de gestion, les couches aquifères peuvent être mises
en contact les unes avec les autres en raison du perçage des couches imperméables qui les
séparent. En principe, ceci peut être évité par une exécution adaptée. En fonction du
nombre de couches aquifères situées au-dessus de la zone de travail souterraine, le risque
185
de contact hydraulique va augmenter. Ceci entraîne non seulement un risque augmenté de
modification de la composition chimique de l’eau dans les aquifères concernés, du niveau
d’eau et des gradients hydrauliques sous-jacents, mais résulte également en l’augmentation
de la vulnérabilité face à la pollution des aquifères plus profonds.
Cette incidence peut entraîner une modification des potentiels des eaux souterraines dans
les différentes unités aquifères et peut aussi modifier la composition de l’eau dans les
aquifères concernés.
L’évaluation se fait principalement sur la base d’une évaluation de la faisabilité technique de
mesures de prévention qui doivent empêcher que différents aquifères soient mis en contact
mutuel, outre la profondeur des travaux et le nombre de couches aquifères qui est percé, y
compris la composition des eaux souterraines et les relations hydrauliques entre les unités
concernées (Tableau 33).
Tableau 33 : Tableau de scores de l’impact sur la formation d'un contact hydraulique entre
aquifères
Score
Incidence
Signification
0
Lors de la réalisation, aucun forage n’est exécuté. La profondeur est
limitée.
-
Lors de la réalisation du dépôt, le nombre de forages est limité, la
profondeur des forages est limitée ou bien des mesures spéciales
sont prises pour limiter les incidences
--
Lors de la réalisation, plusieurs aquifères sont percés et aucune
mesure de précaution particulière n’est prise pour éviter tout contact
hydraulique entre aquifères
Dessèchement et impact sur l’évacuation de crue à cause d’une imperméabilisation
croissante
Des eaux pluviales qui tombent sur un sol perméable, une partie s’infiltre dans le sol, une
partie s’évapore et est absorbée par la végétation et une partie s’écoule en direction des
eaux de surface. En d'autres termes, les eaux pluviales qui tombent sur un sol perméable
sont évacuées à faible vitesse. Avec la construction des installations (bâtiments, voirie,
égoutage), une partie du sol va être couverte et imperméabilisée. Les eaux pluviales qui
tombent sur une surface imperméabilisée ne s’infiltrent pas dans le sol mais sont évacuées
de manière accélérée et s’écoulent directement en direction des eaux de surface via un
système d’évacuation ou d’égoutage. Ceci signifie que le système hydrologique, en raison
de l'augmentation de l’imperméabilistion du sol, doit affronter des évacuations de crue
importantes qui peuvent entraîner des problèmes d’excès d’eau dans le cours d’eau
récepteur. A hauteur de l’imperméabilisation, le sol va se dessécher et, dans certains cas,
l'approvisionnement de l’aquifère phréatique ou d’un aquifère plus profond va diminuer, ce
qui fait que la zone d’incidence peut être plus étendue que la zone où le plan est réalisé.
Pour évaluer l’impact sur une évacuation superficielle accélerée, la surface de sol
imperméabilisée est le critère de comparaison entre les différentes options de gestion. Sur la
base des surfaces types par option de gestion (voir Tableau 25), il est possible de se
prononcer à ce sujet. L’évaluation dépendra fortement, dans la pratique, d’aspects liés au
site comme la perméabilité du sol local, la sensibilité à l’inondation du cours d’eau récepteur,
le niveau des eaux souterraines et la situation éventuelle dans une zone d’infiltration. Etant
186
5249-506-073
donné que le choix du site n’est pas encore à l’ordre du jour, on ne peut pas tenir compte de
ces aspects et seule l'importance du revêtement formera un aspect distinctif.
Les surfaces imperméabilisées peuvent être dérivées de l’empreinte des bâtiments prévues,
du revêtement correspondant et de la voirie. Pour l’évaluation, il est fait référence au
Tableau 34. L’évaluation est semi-quantitative, les valeurs limites de surface pratiquées
n’ont toutefois pas une valeur absolue, mais doivent permettre un classement entre les
options de gestion.
Tableau 34 : Tableau de scores pour le dessèchement et l’impact sur l’évacuation de crue à
cause d’une imperméabilisation croissante
Score
Incidence
Signification
0
Incidence nulle
Aucune imperméabilisation prévue
-
Incidence faiblement négative
La surface de sol imperméabilisée est de maximum 10 ha
--
Incidence modérément négative
La surface de sol imperméabilisée est au minimum de 10 ha et au
maximum de 20 ha
---
La surface de sol imperméabilisée est supérieure à 20 ha
Les bâtiments d’entreposage existants en Belgique se trouvent exclusivement à la surface et
n’entraînent pas de modification de la couche aquifère sous-jacente. Cet effet ne s’applique
donc pas pour l’option du statu quo.
Pour les options de gestion avec entreposage de longue durée ou perpétuel, il est possible
d’opter pour un entreposage en surface ou un entreposage qui se situe juste en dessous de
la surface. Une incidence significative peut uniquement survenir en cas d’entreposage
souterrain. Cet impact dépend des dimensions et de la profondeur de l’infrastructure
d’entreposage souterraine, du choix de la formation hôte, de la conception de l’installation et
de l’exécution des travaux. Pour des formations hôtes imperméables ou peu perméables,
l’impact sera négligeable, tandis que dans des paquets aquifères, une évaluation sur la base
d’un modèle hydrogéologique devra permettre de conclure sur l’importance de l’impact.
Pour la réalisation de la mise en forages profonds, les couches aquifères supérieures seront
isolées hydrauliquement de la formation hôte. A court terme (phase d’exécution), tout
contact avec des aquifères peu profonds supérieurs peut être garanti par une exécution
correcte, de manière à ce que l’impact sur le niveau et l’écoulement des eaux souterraines
soit négligeable. Ce type de dépôt n’exige en principe aucun pompage dans les aquifères
peu profonds. Seuls les forages représentent un obstacle hydraulique, mais vu leur faible
diamètre, ils n’auront pratiquement pas d’influence sur l’écoulement des eaux souterraines.
Les formations hôtes potentielles pour le dépôt géologique qui sont étudiées en Belgique
(Argile de Boom et Argiles Yprésiennes) forment la base d’aquifères importants à partir
desquels de l’eau potable est extraite (7). Lors de la réalisation du dépôt géologique, l’impact
sur les couches aquifères supérieures sera toutefois limité étant donné que dans le concept
de référence, trois puits d’accès de 6 à 8 m de diamètre, seront forés à travers les aquifères
187
supérieurs. Ces puits ne constituent pratiquement pas d’obstacle pour l’écoulement des
eaux souterraines et cet impact peut donc être considéré comme négligeable. Ce type de
dépôt n’exige en principe pas de pompage dans les aquifères peu profonds.
L’entreposage temporel actuel en Belgique a lieu exclusivement en surface et n’entraîne pas
de modifications dans le sous-sol. Il s’ensuit que cette incidence n’est pas applicable pour
Pour les options de gestion avec entreposage de longue durée ou perpétuel, il est possible
d’opter pour l’entreposage en surface ou un entreposage juste en dessous de la surface. Ce
n’est que pour un entreposage souterrain qu’une incidence significative peut survenir
lorsqu’une couche séparatrice d’eau (couche semi-perméable ou aquitard) est percée.
L’impact dépendra, d’une part, de la manière dont, et du soin avec lequel les travaux sont
exécutés et d’autre part, des dimensions et de la profondeur de l’infrastructure
d’entreposage souterraine. En cas d’exécution correcte, l’incidence est inexistante.
Moyennant une exécution adaptée et correcte de la mise en forages profonds, tout contact
hydraulique entre des aquifères peu profonds supérieurs peut être évité, ce qui fait que cette
option est comparable pour cette incidence à l’option de gestion du dépôt géologique. A
grande profondeur et à long terme, cette absence de contact est néanmoins difficile à
garantir dû à la défaillance éventuelle des barrières ouvragées. Globalement, l’incidence est
considérée comme faible.
Les formations hôtes potentielles pour le dépôt géologique qui sont étudiées en Belgique
(Argile de Boom et Argiles Yprésiennes forment la base d’aquifères importants à partir
desquels de l’eau potable est extraite (7). Par le perçage des couches séparatrices (couches
semi-perméables et / ou aquitards), il est possible en principe de créer un contact
hydraulique si le forage des trois puits d’accès de 6 à 8 m de diamètre n’est pas exécuté
soigneusement. Moyennant une exécution adaptée et correcte des forages, tout contact
hydraulique entre des aquifères peu profonds supérieurs peut toutefois être évité, ce qui fait
que l’incidence sera considérée comme faible.
croissante
Pour l’évaluation de l’incidence sur le régime des eaux de surface, on peut partir des
surfaces de sol perturbé selon l'estimation du Tableau 25. La perturbation du sol par les
bâtiments d’entreposage, les bâtiments pour le post-conditionnement et les bâtiments
administratifs, les bâtiments et l’infrastructure à hauteur des puits ou des trous de forage et
la voirie prévue sur le terrain donnent une indication de l’ordre de grandeur de
l’imperméabilisation à attendre. Les superficies occupées par les sites d’entreposage pour
les minerais extraits dans le cas du dépôt géologique et de la mise en forages profonds ne
sont pas prises en compte ; on part du fait que ces zones ne seront pas imperméabilisées.
L’option du statu quo et les options de dépôt entraînent une imperméabilisation
supplémentaire de 1 et 9 ha respectivement, comparée aux options de gestion avec
entreposage de longue durée ou perpétuel, qui réaliseront environ 14,5 ha de durcissement
supplémentaire.
188
5249-506-073
Les options de gestion avec entreposage de longue durée ou perpétuel sont comparables,
en ce qui concerne l’incidence sur le niveau et les écoulements des eaux souterraines, avec
l’option du statu quo. La gestion à la surface n’a pas d’influence permanente sur le niveau et
l’écoulement des eaux souterraines.
En ce qui concerne les options dépôt géologique et mise en forages profonds, aucune
incidence significative n’interviendra en principe, vu que les puits d’accès ou les trous de
forage sont limités en nombre et en diamètre et forment donc un obstacle hydraulique limité
dans les couches aquifères supérieures. Par conséquent, l’impact peut être considéré
comme négligeable.
Les options de gestion avec entreposage de longue durée et perpétuel sont, au niveau de
l’incidence, comparables avec l’option du statu quo. La construction de l’installation
d’entreposage ne crée pas de contact hydraulique entre les aquifères sous-jacents. Cet effet
ne s’applique donc à ces options de gestion.
Pour le dépôt géologique, aucune incidence significative ne surviendra en cas d’exécution
correcte, en principe, étant donné que le nombre de puits d’accès est limité. Au fur et à
mesure que la profondeur augmente, et que, donc, en fonction du site, le nombre d’aquifères
percés augmente, le risque de mise en contact des différents aquifères en cas d’exécution
défaillante augmentera également. Malgré une exécution soigneuse, on ne peut pas tout à
fait exclure la survenance d’un contact hydraulique entre aquifères.
Pour la mise en forages profonds, la même remarque peut être émise que pour le dépôt
géologique. En raison de la grande profondeur (plusieurs kilomètres), un plus grand nombre
d’aquifères est toutefois percé et le risque de contact hydraulique est donc plus grand. En
outre, le concept part de l’hypothèse qu’à grande profondeur, les barrières ouvragées
(emballage des déchets, casings de forage, matériaux d’étanchement) ne restent pas
intactes sur le long terme.
croissante
Les options de gestion avec entreposage de longue durée ou perpétuel ont des scores
modérément négatifs et sont plus négatifs que les options de dépôt ainsi que l’option du
statu quo.
Dans le Tableau 35, on résume les évaluations selon les cadres de comparaison définis cidessus pour toutes les incidences sur l’eau.
189
Incidence sur le niveau et les
écoulements des eaux souterraines
Surface : 0
Formation de contact hydraulique
entre aquifères différents
Surface : 0
Dessèchement et impact sur
l’évacuation de crue à cause d’une
imperméabilisation croissante
--
0
0
Souterrain : -
Surface : 0
Option du statu quo
Entreposage dans l’attente de l’application
industrielle de technologies nucléaires
avancées
Dépôt géologique
Tableau 35 : Evaluation des incidences sur le système hydrologique pour le court terme
0
Souterrain : -
-
Souterrain : -
Surface : 0
0
Souterrain : -
-
--
-
peut donc pas être estimée dans le détail à ce stade.
L’option du statu quo entraînera des incidences nulles ou limitées sur les eaux souterraines
et les eaux de surface. Ceci est le résultat de l’imperméabilisation supplémentaire limitée et
du fait que le sous-sol reste intact.
De même, le dépôt géologique et la mise en forages profonds auront peu d’incidences
significatives sur le niveau et l’écoulement des eaux souterraines, vu que les puits d’accès et
les trous de forage ont des dimensions limitées. Moyennant l’exécution correcte des forages,
on évite le contact entre différents aquifères, ce qui fait que l’incidence est considérée
comme faible.
Les options avec entreposage de longue durée ou perpétuel ont des scores équivalents.
Aucune incidence sur les eaux souterraines n’est attendue s’il s’agit d’un entreposage
superficiel. S’il s’agit d’un entreposage souterrain, des incidences faibles à modérées sont
attendues, pour la modification du niveau et de l’écoulement des eaux souterraines tant que
pour le contact hydraulique entre aquifères. En raison de l’emprise plus grande
(imperméabilisation), ces options de gestion ont globalement des scores plus médiocres que
les options de dépôt en ce qui concerne l’impact sur les eaux de surface.
Evaluation selon l’environnement-type
Etant donné qu’aucune délimitation spatiale nette n’est possible dans la zone du plan ou la
zone d’incidence, on peut travailler avec des environnements-types (zone urbaine, zone
agricole, zone naturelle et zone industrielle, voir paragraphe 5.3.2). Pour l’aspect eau,
l’environnement-type pour le critère « modifications du niveau ou de l’écoulement des eaux
souterraines » pourra entraîner une autre évaluation, mais ceci est totalement dépendant de
caractéristiques locales ou de goulets d’étranglement existants dans le système
hydrologique. L’évaluation du contact hydraulique potentiel entre deux ou plusieurs aquifères
est indépendante de l’environnement-type local. L’augmentation du débit de crue, enfin, doit
190
5249-506-073
être évaluée dans tous les environnements-types quelle que soit l’utilisation de la zone (en
aval) comme négative.
9.3.2.5 Méthodologie pour le long terme
Vu la grande incertitude concernant l’évolution de l’environnement, de la société et des
installations de gestion à long terme, il est inutile de tenir compte d’aspects comme le
dessèchement et les modifications du niveau des eaux souterraines.
On considère uniquement l’impact des options de gestion sur les eaux souterraines comme
ressource naturelle. Les eaux souterraines sont notamment utilisées comme eau potable,
pour l'irrigation, pour l’industrie, etc.
L’évaluation s’effectuera de manière purement qualitative.
La gestion active repose sur des barrières ouvragées qui doivent faire en sorte que les
radionucléides ne pénètrent pas dans les eaux souterraines. Tous les 100 à 300 ans, les
déchets radioactifs seront reconditionnés et les bâtiments seront reconstruits, précisément
pour pouvoir continuer à offrir cette garantie. Afin d’exclure tout risque d’exposition
radiologique, un bon suivi de la qualité des eaux souterraines est indiqué en tout premier
lieu. Ensuite, les autorités pourraient interdire, comme mesure préventive ultime,
l’exploitation des aquifères dans une zone déterminée autour du site.
Un système de gestion passive doit également être en mesure de protéger suffisamment
l’environnement, y compris les eaux souterraines. Après une longue période, les
radionucléides parviennent dans la formation hôte et se répandent dans l’environnement
dans des concentrations très limitées. La géologie de la Belgique implique que cet
environnement comprend probablement des couches aquifères. Même si la concentration
dans ces aquifères n’entraîne aucun risque pour la santé humaine, les autorités préfèreront
sans doute la certitude à la non-certitude et interdiront l’exploitation des aquifères dans une
zone déterminée autour du site.
Ce qui précède est moins pertinent pour les aquifères à grande profondeur étant donné que
ceux-ci ne sont pas exploités en raison de la concentration élevée en sel dans l’eau.
L’évaluation des incidences est résumée dans le Tableau 36.
191
Tableau 36 : Evaluation des incidences sur le système hydrologique pour le long terme
Incidence sur l’exploitation des
eaux souterraines
Gestion active
Gestion passive
Incidence négative si les autorités
décident d’interdire l’exploitation
dans une zone déterminée autour
du site.
Incidence négative si les autorités
décident d’interdire l’exploitation
dans une zone déterminée autour du
site.
En raison de leur situation à
plusieurs centaines de mètres,
respectivement plusieurs kilomètres
de profondeur, plusieurs zones
peuvent être exclus de l’exploitation.
L’incidence est donc supérieure à
celle de la gestion active.
L’incidence dépend de la localisation. Son importance ne peut donc pas être estimée dans le détail à ce stade.
9.4
Impact sur la santé humaine
9.4.1
Air
Dans la discipline « air », l’impact sur la qualité de l’air en cas de réalisation du Plan Déchets
est répertorié. On considère ici des paramètres spécifiques qui peuvent être influencés lors
de la réalisation du plan. Il ne s’agit pas d’incidences radiologiques ; celles-ci sont abordées
dans le paragraphe 9.4.3.
Etant donné la nature du plan, ce sont surtout les activités lors de l’aménagement et l’impact
dû au transport qui sont importants. Les plus importants paramètres à étudier s’énoncent
comme suit :
Emissions de gaz de combustion lors du transport
Emissions de machines de chantier
Emissions de poussières dues à la manipulation des matériaux excavés
Emissions de poussières lors de la production de béton
En ce qui concerne les composés individuels, nous nous concentrons sur le NO2, les
particules fines (PM2,5 et PM10) et les poussières sédimentables. D’autres composés sont
jugées moins pertinents et ne seront donc abordés que sommairement. Il s’agit notamment
du SO2, du CO et du CO2.
Etant donné que c’est principalement l’impact lors de l’aménagement qui est important, on
se limite à une évaluation du court terme. Pour le long terme, il n’est pas possible de décrire
les effets de manière précise étant donné que l’évolution de facteurs d’émission, etc. ne peut
pas être estimée sur une telle échelle de temps.
Etant donné qu’une évaluation quantitative n’est pratiquement pas possible, l’impact est
évalué de manière qualitative sur la base d’un jugement d’expert.
Pour l’évaluation, on tient compte de la mesure dans laquelle la réalisation du Plan Déchets
entraîne des émissions supplémentaires ou un impact supplémentaire sur la qualité de l’air.
A titre supplémentaire, on tient compte de l’échelle de temps, en portant une attention
192
5249-506-073
particulière au caractère temporaire ou non de l’impact. Comme cadre de comparaison, on
utilise le schéma ci-après.
Tableau 37 : Tableau de scores pour les incidences sur l’air
Score pour
l’impact sur les
émissions
Score pour
l’impact sur la
qualité de l’air
Emission/impact non démontrable ou à peine
démontrable
0
0
Emission/impact limité(e)
-
-
Emission/impact considérable
--
--
Emission/impact significative/significatif
---
---
En fonction de l’option de gestion, une distinction peut être faite entre les incidences pendant
la phase d’aménagement et les incidences pendant la phase d’exploitation. Un aperçu des
incidences potentielles est donné ci-après.
La phase d’aménagement nécessite la mise en œuvre d'un grand nombre de machines de
chantier et de moyens de transport. Ceci entraîne des émissions de combustion et des
poussières sédimentables. Les éléments ci-après sont importants ici :
Terrassements et évacuation de terres excavées
Forages et évacuation de matériaux excavés
Construction de galeries souterraines et évacuation de matériaux excavés
Construction de bâtiments : production et amenée de béton et de matériaux de
construction notamment
Le lieu où ces émissions surviennent se situe, d’une part, sur les zones de chantier et,
d’autre part, le long des itinéraires de transport. Les émissions et l’impact correspondant
dépendent de la nature des travaux et donc aussi de l’option de gestion.
En fonction de la nature de l’option de gestion, un certain nombre d’activités doivent être
prévues au cours de la phase d’exploitation qui peuvent entraîner des émissions
supplémentaires. Ceci peut comprendre le simple chauffage des bâtiments de contrôle, le
reconditionnement périodique des déchets radioactifs ou la manipulation répétée des
déchets en cas d’application industrielle ultérieure de cycles du combustible avancés.
Des incidences potentielles peuvent se présenter lors des activités suivantes :
Amenée de matériaux et de matières premières
Fabrication de (super)conteneurs
Amenée des déchets radioactifs
Manipulation des déchets sur le site
Placement dans l’installation d’entreposage ou de dépôt
Amenée de matériaux de remplissage
193
9.4.1.2 Description des incidences
Incidences qui sont comparables pour toutes les options de gestion
Les incidences qui peuvent se présenter dans une mesure égale pour chacune des options
de gestion sont liées à l’impact lors de l’amenée des déchets radioactifs. L’impact de ce
transport dépend du mode d’amenée : route, chemin de fer (avec ou sans combinaison avec
le transport routier en fonction de l’emplacement des zones de chantier et de la présence de
lignes de chemin de fer) ou combinaison de transport par bateau et transport routier.
Les déchets vitrifiés de haute activité peuvent, par analogie avec les transports qui ont déjà
lieu entre La Hague et Mol, être transportés par la route et le rail.
A l’heure actuelle, le transport routier et la combinaison de la navigation avec le transport
routier sont les modes les plus polluants. On s’attend à ce que ceci reste le cas pendant
longtemps.
Etant donné le nombre limité de transports pour l’amenée de déchets, par comparaison avec
le nombre total de transports au cours de la phase d’aménagement, on peut affirmer que les
incidences finales peuvent être considérées comme négligeables. La différence entre les
différents modes de transport est considérée comme peu distinctive.
De même, la construction des (super)conteneurs peut être considérée comme comparable
pour les différentes options de gestion et n’entraîne donc pas une incidence distinctive. La
construction de ces (super)conteneurs va de pair avec des émissions et un impact sur la
qualité de l’air. L’importance et l’impact de ces émissions ne peuvent pas être estimés étant
donné que l'on ne dispose pas de données concrètes sur le mode de production. Des
modes de production différents peuvent entraîner des émissions et des impacts très
différents. Il va de soi qu’il faut partir de l’application des Meilleures Techniques Disponibles
(MTD), de manière à limiter l’impact dans toute la mesure du possible. On peut supposer
que les progrès en relation avec l’état de la technique entraîneront une diminution des
émissions et de l’impact. Concernant le site de production, on peut supposer que celle-ci
aura lieu sur le site de gestion même. L’impact qui en résulte peut donc se cumuler avec
l’impact qui se produira pour les activités de gestion proprement dites.
Concernant la manipulation des déchets sur le site proprement dit (entreposage temporaire,
placement dans des (super)conteneurs, transport à l’intérieur du site), des incidences
distinctives ne doivent pratiquement pas être escomptés.
Etant donné que les transports des déchets radioactifs doivent s’effectuer avec l’exposition
radiologique la plus réduite possible, on peut prévoir que le transport interne sera effectué
avec des véhicules spécifiquement conçus. En fonction de la méthode d’exécution et de la
méthode d’entraînement, l’impact de ce transport interne peut être différent. C’est ainsi que
l’impact local de véhicules à traction électrique sera inférieur à celui de véhicules propulsés
au moyen de gaz naturel ou de propane p.ex. L’impact le plus important peut être attendu
des véhicules propulsés par des moteurs diesels. Il faut toutefois indiquer que les émissions
et l’impact qui sont attendus peuvent être nettement inférieurs à l’impact de modes de
transport existants actuellement étant donné les obligations plus strictes qui seront imposées
aux véhicules futurs. Vu que ni le nombre de ces transports, ni la distance parcourue, ni la
durée de ces activités et encore moins les valeurs d’émission des moyens de transport
utilisés ne sont connus, l’émission qui va de pair avec ces transports ne peut pas être
quantifiée. En conséquence, aucune estimation quantitative de l’influence sur la qualité de
l’air ne peut être effectuée. On peut néanmoins supposer que l’impact de l’amenée de
matériaux à déposer sera très limité. L’impact cumulatif de ce transport est possible, par
exemple, avec le transport pour l’amenée de matériaux, pour la construction des
194
5249-506-073
(super)conteneurs et les activités de gestion proprement dites sur le site (y compris
l’’amenée et l’application de matériaux de remplissage, etc.).
Vu que l’incidence des aspects mentionnés ci-dessus est à peine distinctive, ceux-ci ne
seront donc plus abordés dans la suite de l’étude. L’accent sera donc mis sur les éléments
avec des émissions différentes et un impact différent sur la qualité de l’air.
Estimation du nombre de transports de camions
Des activités comme le terrassement, l’amenée de matières premières (notamment béton,
bentonite, acier), sont nécessaires pour toutes les options de gestion. Elles peuvent toutefois
entraîner d’autres incidences en fonction des quantités, du nombre de transports, de la
période sur laquelle les travaux sont répartis, …
Dans le Tableau 38, on fournit une estimation du terrassement, des quantités de matériaux à
amener et du nombre de transports en fonction de la phase des travaux et en fonction des
options de gestion. La différence d’impact est évaluée lors de la discussion des incidences
par option de gestion.
Les hypothèses ci-après ont été émises dans ce contexte.
Les volumes du terrassement sont identiques à ceux du Tableau 26.
Pour l’entreposage de longue durée ou perpétuel, les terrassements sont distribués
sur une période de six mois (voir paragraphe 7.2.2.1). Pour l’option du statu quo, on
est parti d’une période de 3 mois étant donné que le volume du terrassement est
inférieur.
Les terrassements pour l’aménagement d’une installation de dépôt géologique
demandent au total 21 ans (voir paragraphe 7.2.1.2 : 13 ans pour les galeries pour
les déchets de catégorie B et 8 ans pour les galeries pour les déchets de catégorie
C).
Le temps nécessaire pour l’aménagement de 60 trous de forage profonds dépend
du nombre de machines que l’on peut mettre en œuvre. L’aménagement d’un seul
trou de forage devrait durer environ 9 mois. On suppose que plusieurs trous de
forage peuvent être aménagés en même temps et que les travaux d’aménagement
ont une durée à peu près égale à celle du dépôt géologique, à savoir 20 ans (voir
Les volumes de béton et d’acier qui sont nécessaires pour la construction des
bâtiments pour l’entreposage de longue durée ou perpétuel sont basés sur les
chiffres de (87).
La construction des bâtiments pour l'entreposage de longue durée ou perpétuel
durerait environ 10 ans (voir paragraphe 7.2.2.1).
Les volumes de béton et d’acier et le temps nécessaire pour la construction de la
capacité supplémentaire en cas de statu quo ont été estimés comme un facteur 7
fois inférieur que dans le cas de l’entreposage de longue durée ou perpétuel. Ce
facteur 7 provient du rapport des surfaces de perturbation de sol supplémentaires,
voir Tableau 25.
Les volumes de béton et de bentonite pour le remplissage des galeries, de la
galerie principale et des puits d’accès pour le dépôt géologique, sont basés sur des
chiffres tirés de (87).
195
Le remplissage des galeries en cas de dépôt géologique s’effectue pendant la
période d’exploitation, laquelle dure 30 ans au total (voir paragraphe 7.2.1.2 : 20
ans pour les déchets de catégorie B et 10 ans pour les déchets de catégorie C).
Le remplissage de la galerie principale et des puits d’accès est distribué sur une
période de 10 ans au total (voir paragraphe 7.2.1.2 : 6 ans pour la partie de
l’installation pour les déchets de catégorie B et 4 ans pour la partie de l’installation
pour les déchets de catégorie C).
Les volumes de béton et de bentonite pour le remplissage des trous de forage
profonds ont été calculés sur la base des dimensions des trous de forage (voir
paragraphe 7.2.1.2 : les 2 kilomètres supérieurs du trou de forage ont un diamètre
de 1,4 mètre).
On admet que le remplissage des trous de forage est distribué sur une période de
10 ans, comparable au temps qui est nécessaire pour la fermeture d’une installation
de dépôt géologique (voir paragraphe 7.2.1.2).
196
5249-506-073
Option du statu quo
Dépôt géologique
Tableau 38 : Estimation des quantités et du nombre de transports par option de gestion
Terrassement
3
Terrassement (m )
180.000
697.000
395.000
180.000
20.000
Temps sur lequel ce terrassement
est distribué (en années)
0,5
21
20
0,5
0,25
Nombre de jours ouvrables
130
5.460
5.200
130
65
Nombre de transports (par camion
3
de 12 m )
15.000
58.000
33.000
15.000
1.700
Nombre de transports par jour
ouvrable
115
11
6
115
26
Amenée du béton et de l’acier
pour les bâtiments d’entreposage
3
Quantité de béton (m )
151.000
151.000
22.000
Quantité d’acier (tonnes)
15.100
15.100
2.200
Temps sur lequel cette amenée est
distribuée (en années)
10
10
1,5
2.600
2.600
390
Nombre de transports de béton
3
(avec camions de 10 m )
15.100
15.100
2.200
Nombre de transports d’acier (avec
camions de 20 tonnes)
755
755
110
Nombre total de transports
15.900
15.900
2.300
ouvrable
6
6
6
Amenée de béton (et de
bentonite) pour le remplissage
des galeries
3
34.000
30
7.800
197
3.400
ouvrable
0,4
Option du statu quo
Dépôt géologique
3
(avec des camions de 10 m )
bentonite) pour le remplissage de
la galerie principale et des puits
d’accès
3
130.000
10
2.600
3
13.000
ouvrable
5
bentonite) pour le remplissage
des trous de forage
3
185.000
10
2.600
3
18.500
ouvrable
7
Nombre total de transports
198
5249-506-073
30.900
74.400
51.500
30.900
4.000
Comme interventions pertinentes lors de l’aménagement, on peut mentionner :
Les fouilles et les terrassements
L’amenée de matériaux de construction
Les activités de construction
Les émissions les plus importantes qui vont de pair avec ces activités s’énoncent comme
suit :
Les poussières générées lors des fouilles et des terrassements. La proportion de
particules fines peut être considérée ici comme limitée.
Les poussières dues au transport
Le NOx et les particules fines (PM10 et PM2,5) lors du transport et produit par les
machines (gaz d’échappement).
Dans une mesure (beaucoup) moins importante, on peut également mentionner les
émissions de CO, de SO2, de matières organiques volatiles (MOV), d’hydrocarbures
aromatiques polycycliques (HAP) et de métaux lourds qui peuvent aller de pair avec le
transport.
Compte tenu des activités et des quantités estimées (voir Tableau 38), on peut supposer
que l’impact le plus important sur la qualité de l’air se produira au cours de la phase
d’aménagement. Le terrassement est le facteur déterminant ici.
En cas de réalisation du terrassement sur un semestre (en supposant que la quantité totale
doit être évacuée : scénario du « cas le plus défavorable »), on estime que 115 transports
par jour ouvrable seront nécessaires. Si un tel nombre de transports se produit
quotidiennement sur un segment de route défini, il est possible, sur la base de calculs avec
CAR-Vlaanderen (avec des indices d’émission pour 2015), d'estimer un impact à proximité
de ce segment routier égal à 1 µg/m³ de NO2 et < 1 µg/m³ de PM10. Etant donné que les
travaux devraient être exécutés sur une période d’un semestre, l’impact moyen annuel peut
être estimé à 0,5 µg/m³ de NO2 et < 0,5 µg/m³ de PM10. Cet impact diminue rapidement avec
la distance de la route. Grâce à l’amélioration des caractéristiques d’émission des camions,
on peut escompter que l’impact diminuera encore à l’avenir.
L’impact concernant le PM2,5 peut être comparé, pour les machines de chantier et le
transport (émissions de gaz d’échappement), à celui pour le PM10. D’autres émissions de
particules fines liées au transport (comme les émissions d’usure et le tourbillonnement) ne
comprennent toutefois qu’une fraction limitée de PM2,5. L’impact du PM2,5 peut dont être
considéré comme plus limité que l’impact du PM10.
On peut supposer que les émissions d’autres polluants comme le SO2, le CO, les HAP, le
benzène, …, seront également si limités qu’un impact sur la qualité de l’air ne peut
pratiquement pas être escompté. Même pour les stations de mesure actuelles, qui sont très
fortement influencées par la circulation, on répond toujours, en effet, aux objectifs de qualité
de l’air pour ces composés.
Il va de soi qu’il faut également considérer l’incidence des poussières sédimentables, étant
donné que l’on peut supposer que les voies empruntées, notamment à proximité de la zone
de chantier, seront polluées dans une certaine mesure, ce qui fait que la poussière pourra
tourbillonner par temps sec. Cet impact ne peut toutefois pas être estimé quantitativement.
199
La distance sur laquelle un impact peut se produire dépend étroitement des conditions
météorologiques.
En dehors de l’impact des transports, on peut aussi attendre un impact causé par les travaux
de déblai, la mise en dépôt temporaire des terres et le chargement de camions ou de
tombereaux. Etant donné que le nombre de machines qui seraient mises en œuvre n’est pas
connu, on ne peut évaluer ni l’émission, ni l’impact sur la qualité de l’air. Il va de soi que
l’impact dépend aussi très étroitement des conditions météorologiques pendant les travaux.
Un temps venteux et sec peut être néfaste. Par l'adaptation de la vitesse des véhicules, par
l’humidification des routes de chantier, etc., on peut cependant limiter les émissions et
l’impact.
Outre le terrassement, la construction des bâtiments d’entreposage, des routes internes et
de l’infrastructure de base peut être considérée comme importante pour l’évaluation des
incidences temporaires au cours de la phase d’aménagement.
En fonction du nombre de bâtiments, des dimensions et de l’épaisseur des murs, il est
possible d’évaluer la quantité nécessaire de béton et d’acier (voir Tableau 38). L’impact
entraîné par la construction de ces bâtiments est causé par le transport, tant que par les
activités de construction proprement dits.
Le nombre de transports exigés n’est pas négligeable, mais en raison de la distribution des
travaux sur une période de 10 ans, on n’en attend pratiquement pas d’impact.
Au lieu d’amener du béton, la possibilité existe aussi de produire le béton sur place. Dans ce
cas, on attend des émissions lors de l’amenée et de l’entreposage de matières premières,
de la production et du transport interne lié à l’utilisation. Lors de la production sur place, un
impact plus important est attendu sur le site que par rapport à l’amenée de béton. Il va de soi
que dans ce dernier cas, les émissions qui vont de pair avec la production seront générées
ailleurs.
En outre, il faut considérer l’impact de la construction des routes internes, le raccordement
au réseau routier public, les équipements de base, … A cet effet, l’amenée supplémentaire
de matériaux de construction est nécessaire et des émissions supplémentaires seront donc
générées. L’impact de ces activités peut difficilement être estimé de façon quantitative dans
la phase actuelle de l’étude.
La mesure dans laquelle les émissions surviennent dépend non seulement de la qualité des
moyens de transport et des machines (dont on peut supposer que les émissions à l’avenir
pourront encore diminuer fortement), mais aussi des conditions locales (type de sol,
présence de routes revêtues sur le site, …) et, dans une mesure importante, des conditions
météorologiques (pour le paramètre poussières sédimentables). En cas de temps venteux et
sec, on peut s’attendre aux émissions maximales. L’importance de ces émissions est donc
difficile à estimer. Toutefois, sur la base de ces connaissances, des mesures d’atténuation
importantes peuvent être prévues (maintien de l’humidification, nettoyage de routes
revêtues, …).
Vu la nature des émissions, on peut prévoir que l’impact diminue rapidement avec la
distance jusqu’au site. Les règles de distance par rapport à des sites sensibles peuvent donc
être considérées comme déterminantes pour l’impact éventuel. De même, la présence
éventuelle d’un tampon vert (à hautes tiges) autour de la zone de chantier peut limiter
considérablement l’impact des poussières sédimentables sur l’environnement immédiat.
Pour la variante d'entreposage juste en dessous de la surface, des quantités
supplémentaires de terres doivent être excavées et transportées. Ceci entraînera la création
200
5249-506-073
d’émissions et d’impacts supplémentaires. Leur grandeur ne peut pas être estimée au cours
de cette phase (que ce soit en quantités absolues ou relatives), mais dépend de la
profondeur des installations.
Après le placement des déchets radioactifs dans l’installation d’entreposage, un certain
nombre d’émissions peuvent encore être escomptés pendant l’exploitation en raison :
de l’entretien des installations, y compris les déplacements de personnel
du chauffage des équipements de base
du reconditionnement périodique
Vu que le cadre temporel (ce qui fait que les facteurs d’émission futurs ne peuvent pas être
estimés) et la nature, les dimensions, les besoins de chauffage et la méthode de chauffage
des équipements de base ne sont pas connus, on ne peut pas inclure une évaluation
d’impact quantitative. On peut cependant supposer que l’impact diminuera à l’avenir en
raison du progrès technologique.
De même, le reconditionnement périodique peut chaque fois entraîner de nouvelles
émissions, sans doute temporaires, et une incidence locale sur la qualité de l’air. Ces
activités ne sont néanmoins pas prononcées dans une mesure telle que l’on puisse attendre
des incidences considérables sur la qualité de l’air.
A titre supplémentaire, des incidences temporaires doivent être attendues en cas de
remplacement périodique, par exemple, des bâtiments à la fin de leur vie utile. On peut
supposer que les incidences qui vont de pair avec ce remplacement seront plus limitées que
les incidences rencontrées au cours de la phase d’aménagement (terrassement,
aménagement de l’infrastructure routière interne et construction de bâtiments
d’entreposage).
Dépôt géologique
En cas de dépôt géologique, les sources les plus importantes d’incidences temporaires
pendant la phase d’aménagement sont les activités suivantes :
Forage de puits
Forage de galeries
Evacuation des matériaux excavés
Amenée de matières premières (bentonite, béton ou sable, gravier et ciment)
201
L’impact le plus important qui est attendu au cours de cette phase est l’évacuation de
matériaux excavés, l’amenée de matières premières et, le cas échéant, la production de
béton sur place.
Les émissions atmosphériques lors du forage proprement dit peuvent être considérées
comme limitées vu la technique de forage en tunnel utilisée. Le mode d’entraînement de la
tête de forage est déterminant pour la nature et l’emplacement des émissions.
Un entreposage temporaire doit peut-être être prévu pour le matériau excavé. Des
émissions de poussière peuvent également se produire lors de cet entreposage temporaire.
La manière dont le matériau excavé est entreposé en surface détermine également
l’importance des émissions de poussières. Grâce à l’utilisation de Meilleures Techniques
Disponibles (p.ex. bandes transporteuses couvertes pour le transport de matières
pulvérulentes, couverture de points de déversement, limitation de la hauteur de chute lors du
déversement), les émissions de poussières peuvent être limitées dans une mesure
considérable. La part de particules fines dans les émissions de poussières peut être
considérée comme limitée vu la nature du matériau et des activités.
L’approche du « cas le plus défavorable » qui suppose que la totalité du matériau excavé est
évacuée, exige la mise en œuvre d’un grand nombre de transports. En raison de leur
distribution dans le temps, le nombre moyen de transports est toutefois limité dans une
mesure telle qu’il faut en attendre un impact nul ou limité sur les concentrations moyennes
annuelles. Si des activités plus concentrées ont lieu au cours de certaines périodes, un
impact temporaire ne peut cependant pas être exclu.
Pour la finition des galeries et des puits, du béton est également nécessaire. En fonction du
type de machine de forage mise en œuvre, l’amenée du béton pourrait être exécutée au fur
et à mesure de la progression de la tête de forage. Pour une telle application, on assiste à
un impact cumulatif dû, d’une part, à l’évacuation du matériau excavé et d’autre part, à
l’amenée de béton ou des matières premières pour fabriquer du béton sur place.
Pour aménager les équipements de base, des travaux sur le terrain sont nécessaires. On ne
sait pas dans quelle mesure des terrassements et des activités de construction
supplémentaires sur le terrain seront nécessaires pour l’entreposage temporaire et la
manipulation des déchets radioactifs. Le nombre moyen de transports qui est exigé dans ce
contexte est si limité que l’on n’en attend pas d’impact.
Une incidence cumulative possible des travaux lors de l’aménagement des équipements de
base avec l’impact de l’évacuation des résidus de forage ne peut pas non plus être estimée.
Un tel impact cumulatif fait néanmoins partie des possibilités.
En fonction des machines à mettre en œuvre, des émissions des gaz d’échappement
peuvent être attendues en plus des émissions de poussières. Ici non plus, une estimation
quantitative n’est possible.
Pendant l’exploitation de l’installation de dépôt, les activités suivantes sont prévues :
Remplissage des galeries, de la galerie principale et des puits
202
5249-506-073
Des émissions sont attendues lors de la manipulation des matériaux qui seront utilisés pour
le remplissage des galeries et des puits pendant le dépôt et après que les galeries ont été
remplies du matériau à déposer. Des émissions de poussières éventuelles dépendent de la
manière dont les activités auront lieu ainsi que du caractère pulvérulent du matériau utilisé à
cette fin.
Le remplissage des puits et des galeries se fait de béton et de bentonite. Pour la fabrication
du béton, l’amenée et l’entreposage temporaire de matières premières sont nécessaires (à
moins que du béton préparé ne soit amené).
Le nombre moyen de transports qui est exigé pour le remplissage des galeries, de la galerie
principale et du puits d’accès est limité de manière telle, en raison de la durée sur laquelle
ces travaux sont étalés, qu’aucun impact n’en est attendu (voir Tableau 38). Vu le cadre
temporel, pour lequel le remplissage n’est prévu que dans plusieurs dizaines d’années, il va
de soi que l’impact peut être diminué par les modifications apportées à l’état de la technique.
L’impact pendant la période qui suit le remplissage des galeries et des trous de forage pour
cette option de gestion peut être estimé comme inférieur à celui de l’entreposage en surface.
Malgré le fait que les émissions totales qui vont de pair avec cette option de gestion sont
supérieures à celles de l’entreposage perpétuel, on peut supposer, en raison de son plus
grand étalement dans le temps, que les incidences annuelles moyennes sur la qualité de
l’air seront plus limitées que les incidences de l’entreposage perpétuel.
Pour cette option de gestion, on peut, dans les grandes lignes, attendre des effets
comparables à ceux du dépôt géologique. Les trous de forage doivent toutefois être
beaucoup plus profonds et il faut prévoir beaucoup plus de trous de forage comparé aux
puits du dépôt géologique afin de réaliser une même capacité.
Lors de la mise en forages profonds, les sources les plus importantes d’incidences
temporaires pendant la phase d’aménagement sont les activités suivantes :
Forage de trous profonds
Evacuation de matériaux excavés
Amenée de matières premières (bentonite, béton ou sable, gravier et ciment)
L’impact le plus important qui est attendu au cours de cette phase est l’évacuation de
matériaux excavés, l’amenée de matières premières et, le cas échéant, la production de
béton sur place.
Il va de soi que la quantité de matériaux à évacuer va dépendre de la profondeur et du
diamètre des trous de forage. Sur la base d’une estimation des résidus de forage à évacuer
et du terrassement (voir Tableau 38), il est possible d’estimer les émissions à un chiffre
environ 40% inférieur à celui du dépôt géologique. L’impact sur la qualité de l’air en dehors
de la zone de chantier est cependant tout à fait comparable dans les deux cas, vu
notamment l’étalement des activités dans le temps.
Pendant l’exploitation, des incidences équivalentes sont escomptées par rapport au dépôt
géologique. Des différences ne peuvent être escomptées que si une différence pertinente se
présenterait en ce qui concerne la quantité de matériaux nécessaires pour le remplissage
des trous de forage. La quantité de béton jugée nécessaire n’est inférieure au dépôt
géologique que dans une mesure limitée, de sorte que les incidences qui vont de pair avec
203
l’amenée et la mise en place du matériau de remplissage ne peuvent pratiquement pas être
considérées comme distinctives.
L’impact pendant la période qui suit le remplissage des trous de forage peut, tout comme
pour le dépôt géologique, être estimé comme étant inférieur à celui de l’entreposage en
surface.
Bien que les émissions totales qui vont de pair avec cette option de gestion soient plus
élevées que pour l’entreposage perpétuel, le plus grand étalement dans le temps permet de
supposer que les incidences moyennes annuelles sur la qualité de l’air seront plus limitées
que les incidences de l’entreposage perpétuel.
Pour cette option de gestion, il faut escompter des incidences comparables aux incidences
décrites ci-dessus en cas d’entreposage perpétuel. On attend toutefois des incidences
supplémentaires lors du passage à une option de gestion définitive au cas où l’on devrait
opter pour une autre option que celle de l’entreposage en surface.
Globalement, on peut supposer que l’impact de cette option peut être estimé comme
supérieur au dépôt géologique ou à la mise en forages profonds. Cette différence n’est
cependant pas quantifiable.
avancées
Pour cette option de gestion, on peut escompter des incidences comparables aux incidences
décrites ci-dessus en cas d’entreposage perpétuel. On attend toutefois des incidences
supplémentaires en cas de réutilisation des déchets radioactifs pour des applications futures
éventuelles.
Globalement, on peut donc supposer que l’impact de cette option peut être considéré
comme plus élevé que pour le dépôt géologique ou la mise en forages profonds. Cette
différence n’est toutefois pas quantifiable. Des différences éventuelles avec un entreposage
en surface de longue durée dans l’attente d’une option de gestion qui peut devenir définitive
ne peuvent pas être évaluées.
Option du statu quo
Pour l’option du statu quo, il faut ‘attendre à des incidences temporaires limitées en raison
de l’aménagement d’équipements et de bâtiments d’entreposage supplémentaires (limités).
Le nombre moyen de transports nécessaires à cet effet, associé à la durée des travaux
prévus, est tel que l’on ne doit escompter que des incidences temporaires sur la qualité de
l'air (voir Tableau 38).
Pour cette option de gestion, des émissions de chauffage d’un certain nombre de bâtiments
doivent être prises en compte au cours de la phase d’exploitation. La nature des émissions
dépend de la nature des installations et des combustibles utilisés. De même, il va de soi que
les émissions entraînées par le conditionnement ou les méthodologies applicables
actuellement continuent à se manifester.
Dans le rapport sur le développement durable de Belgoprocess (2008) (164), les émissions
du chauffage sont comparées aux valeurs limites d’émission. A partir de la discussion
figurant dans le rapport, on peut supposer que les installations sont chauffées au fioul. Si
204
5249-506-073
l'on utilise ce combustible, un impact démontrable peut être attendu au voisinage immédiat
des sources. L’importance de cet impact dépend néanmoins fortement de la hauteur de
cheminée des points d’émission.
Par un passage à d’autres combustibles (p.ex. fioul léger ou gaz naturel), il est possible de
réduire considérablement les émissions de cette installation pour les paramètres particules
(fines), NOx, SO2 et métaux lourds. La réduction réalisable est d’un facteur 5 à 10 (ou même
plus) en fonction du paramètre.
Pour le progrès technologique prévu, on peut escompter que les émissions et l’impact
correspondant diminueront aussi systématiquement.
Les possibilités qui sont déjà utilisées actuellement et le resteront à l’avenir, qui entraînent
des émissions inférieures sont, p.ex. l’utilisation du sol pour le stockage de froid et de
chaleur et l’application de « chaleur géologique ». Toutefois, la mesure dans laquelle ces
techniques seront applicables au site sélectionné n'est pas évidente.
Un impact limité supplémentaire doit être escompté en raison des activités de surveillance et
d’entretien des installations. Leur impact, dont on peut supposer qu’il diminuera avec le
temps en raison du progrès technologique, peut cependant être estimé comme négligeable.
9.4.1.3 Evaluation des incidences
Globalement, chaque option de gestion entraînera des émissions. Dans tous les cas, ces
émissions ne sont toutefois que temporaires ; elles se manifestent lors de l’aménagement et
de l’exploitation. En cas d’entreposage perpétuel, on prévoit des émissions ultérieurement
par la suite en raison de la nécessité de reconditionner les déchets périodiquement et de
construire de nouveaux bâtiments d’entreposage.
Ce sont surtout les terrassements, l’évacuation des matériaux excavés et l’amenée de
matières premières (notamment bentonite et béton ou sable, gravier et ciment) qui peuvent
entraîner des incidences clairement démontrables.
Compte tenu des quantités de matériaux à excaver et à évacuer et des matières premières à
amener (béton ou sable, gravier et ciment, acier, bentonite, …), les émissions totales qui
vont de pair avec la phase d’aménagement peuvent être estimées au maximum, pour le
dépôt géologique, à un peu moins pour la mise en forages profonds et au minimum pour
l’entreposage perpétuel ou de longue durée. La période sur laquelle ces émissions sont
libérées est toutefois très différente, de sorte que l’impact sur la qualité de l’air ne peut pas
être uniquement déterminé par l’importance des émissions.
Sur la base d’une estimation qualitative, on peut affirmer que l’entreposage de longue durée
ou perpétuel entraînera un impact plus élevé que le dépôt géologique ou la mise en forages
profonds, principalement en raison de la durée limitée au cours de laquelle le terrassement
serait réalisé pendant la phase d’aménagement. Cet impact supérieur n’est bien entendu
que temporaire.
Entre le dépôt géologique et la mise en forages profonds, des différences limitées au niveau
des émissions peuvent néanmoins se présenter (émissions maximales pour le dépôt
géologique en raison des quantités supplémentaires de matériaux à évacuer) mais ces
différences ne sont pas d'une nature telle que l'on attende des différences démontrables
d’impact sur la qualité de l’air en dehors de la zone de chantier.
En cas d’entreposage, des émissions limitées doivent être escomptées après le placement
des déchets dans l’installation. En raison du progrès technologique, ces émissions
205
diminueront toutefois avec le temps. En cas d’entreposage perpétuel, des émissions
supplémentaires doivent être attendues lors du reconditionnement périodique des déchets et
de la construction de nouveaux bâtiments d’entreposage. Les émissions créées à cette
occasion ne sont cependant pas telles qu’elles seront responsables d’un impact nettement
démontrable à l’extérieur des zones de chantier.
Ce n’est que pour des terrassements en surface considérables qu’un impact temporaire sur
la qualité de l’air local peut être escompté. Celui-ci se produira essentiellement en raison de
poussières sédimentables. Cette incidence est attendue en cas d’entreposage perpétuel
lorsque les bâtiments d’entreposage seront reconstruits.
Comme évaluation globale, on peut donner les scores d’impact ci-après.
-
-
Option du statu quo
0à-
0à-
Evaluation globale pour
l’air
Dépôt géologique
Tableau 39 : Evaluation des incidences sur l’air pour le court terme
-
peut donc pas être décrite dans le détail à ce stade.
9.4.2
Bruit
Bruit : impact dans l’habitat
Le bruit est présent partout dans notre monde industrialisé et motorisé. Il a un certain
nombre de propriétés physiques uniques et des conséquences négatives sur la santé de
l'homme dans l'immédiat, tant qu'après un certain temps.
206
5249-506-073
Perturbation
du sommeil
Bruit dans
l’environnement
où on vit
Stress
Incidences
sur la santé
Nuisance
Figure 56 :
Les incidences du bruit sur la santé humaine
Les nuisances sonores sont une question de perception. Les bruits indésirables dans
l'habitat peuvent entraîner chez les occupants des sentiments d’irritation, de ressentiment,
de dégoût, de colère, d’agacement etc. Ceci ne dépend pas toujours du fait que ce niveau
sonore est inférieur ou supérieur à la valeur maximale permise par la loi. Le fait qu’un bruit
soit incommode ou non dépend, en partie, de facteurs acoustiques et, en partie, de facteurs
non acoustiques.
Parmi les facteurs acoustiques, on cite le niveau sonore, la fréquence et les variations dans
le temps du niveau sonore et de la fréquence. Les facteurs acoustiques sont identiques pour
chacun, mais une personne peut être importunée par un bruit qui n’est absolument pas
perturbant pour une autre. Cette différence de perception de la nuisance est déterminée par
les facteurs non acoustiques.
Parmi les facteurs non acoustiques, on peut citer le caractère évitable (les personnes
pensent-elles que le bruit peut être évité ?), le caractère maîtrisable (mesure dans laquelle le
bruit peut être maîtrisé), le caractère prédictible (p.ex. le bruit ferroviaire est perçu comme
moins gênant par les personnes qui habitent au bord d’une ligne de chemin de fer malgré le
niveau sonore, étant donné le caractère prédictible des trains qui passent à intervalles fixes),
la sensibilité personnelle au bruit, la mesure de la participation, la peur d’une source sonore
(peur par exemple de voir diminuer la valeur du bien), l’attitude générale face à la source
sonore, l’avantage personnel de l’activité en relation avec la source sonore, la nouvelle
source sonore (le bruit dû à une nouvelle situation est trouvé plus vite incommodant que le
bruit qui existe déjà depuis un certain temps).
Incidences et évaluation
Dans la discipline bruit, on étudie la perturbation sonore qui est produite par les interventions
dans le cadre du Plan Déchets. Etant donné la nature du plan, il s’agira essentiellement du
bruit provenant des travaux d’aménagement (sources incidentes) et des transports (sources
régulières) de déchets en direction de l’installation.
Etant donné que c’est principalement l’impact lors de l’aménagement qui est important, on
ne prévoit qu’une évaluation sur une échelle de temps limitée (court terme, environ 100 ans).
Ceci correspond grosso modo à la phase d’aménagement et d’exploitation de l’installation
de gestion. Une fois que l’installation est aménagée et complètement remplie et que plus
aucun transport ne se produit, il faut s’attendre à une perturbation sonore limitée. Pour le
207
long terme, il n’est pas possible de décrire les incidences de manière précise étant donné
l’évolution de facteurs d’émission comme le trafic, les sources de bruit industrielles, etc. qui
ne peuvent pas être estimées quantitativement. On sait toutefois que des objectifs ont été
formulés de manière à diminuer le bruit dans l'environnement à l’avenir. Pour les différents
types de sources de bruit, des directives ont déjà été établies.
Dans le plan MINA 3+ (200) du Gouvernement flamand, on indique, comme objectif
à long terme, la réduction à 10% maximum de la population totale de la Flandre le
pourcentage de personnes potentiellement gravement incommodées par le bruit,
compte tenu de la différence de nuisance entraînée par différents types de sources
sonores. Pour le pourcentage exposé au bruit du trafic routier (LAeq > 65 dB(A) le
jour à l’extérieur de la façade), on envisage une limitation à 15% maximum de la
population d’ici 2020. Les autorités ont déjà pris diverses mesures pour diminuer
les émissions sonores de la circulation à l’avenir.
Pour réduire le bruit du trafic routier à l’avenir, les autorités interviennent déjà par
leur politique en relation avec l’éco-efficience, le mode d’utilisation (vitesse de
roulage) et l’infrastructure (revêtement routier plus silencieux, infrastructure de
diminution de la vitesse). Les sources sonores (bruit des moteurs et bruit du
roulement) sont réglementées par les normes en matière d’émissions sonores pour
les véhicules à moteur et la directive européenne pour le bruit des pneumatiques
(2001/43/CE).
Pour le trafic aérien, les autorités utilisent comme instrument, d’une part, des stimuli
financiers pour l’utilisation d’avions plus silencieux à l’aéroport de Zaventem et sur
l’aéroport régional d’Ostende-Bruges et, d’autre part, des mesures opérationnelles
(accord sur les aéroports du 24 janvier 2003 : concentrations des mouvements
nocturnes des avions).
Pour le trafic ferroviaire, la Commission européenne a établi une directive
concernant la limitation des émissions sonores de locomotives et de wagons de
chemin de fer neufs et rénovés (2006/66/CE).
Pour le bruit industriel, les émissions sonores dans l’environnement sont limitées
par les conditions d’immissions sonores dans le permis d’environnement (p.ex.
VLAREM II (51)).
Pour chaque type de source sonore, il est impossible de faire une estimation quantitative de
l’évolution des immissions sonores. Etant donné que le bruit dans l'environnement est
constitué d'un ensemble d’immissions sonores des différents types de sources de bruit,
l’impossibilité d’une évaluation quantitative est renforcée. L’impact du Plan Déchets sera
donc évalué de manière qualitative.
La délimitation spatiale, c’est-à-dire la zone à l’intérieur de laquelle la perturbation sonore a
lieu, sera déterminée sur la base de la description des interventions programmées pour
l’aménagement et le transport. Pour l’évaluation, on détermine la mesure dans laquelle la
réalisation du plan donnera lieu à des nuisances sonores, compte tenu des profils d’attente
et du nombre de phénomènes de prévention.
La signification est déterminée sur la base d’une sommation de l’évaluation pour les critères
« augmentation escomptée de la charge sonore et/ou infraction aux objectifs de politique
environnementale », « gravité » et « durée ».
208
5249-506-073
Tableau 40 : Cadre de signification pour les incidences sur le bruit
Score
partiel
Signification
Augmentation escomptée de la charge de bruit et/ou infraction aux objectifs de politique environnementale
-3
Grande
-2
Moyenne
-1
Faible
Gravité
-3
Grande : perturbation d’une zone à concentration élevée en récepteurs
-2
Moyenne : perturbation d’une zone à concentration moyenne en récepteurs
-1
Faible : perturbation d’une zone à concentration faible en récepteurs
Durée de l’impact
-3
Grande : permanente
-2
Moyenne : réversible dans le temps, plus courte que la durée du projet
-1
Faible : rapidement réversible, incidence temporaire, beaucoup plus courte que la durée du projet
Pour les incidences favorables, des scores partiels positifs sont attribués de manière
analogue. La comparaison des incidences a lieu sur la base de l’échelle d’évaluation en sept
parties ci-après.
Tableau 41 : Tableau de scores pour les incidences sur le bruit
Score
Nombre de points cf. Tableau 40
Signification
---/+++
-/+8à9
Incidence négative/positive significative
--/++
-/+6à7
Incidence négative/positive modérément significative
-/+
-/+3à5
Incidence négative/positive peu significative
0
-/+0à2
Aperçu des incidences éventuelles
Le niveau sonore dans l’environnement est déterminé par le niveau d’émissions sonores de
la source et les facteurs d’atténuation dans la voie de transmission entre la source et le
récepteur. Pendant les travaux d’aménagement, des machines et des moyens de transport
bruyants sont mis en œuvre. La nature des travaux dépend de l’option de gestion
sélectionnée.
Les activités bruyantes les plus importantes au cours de l’aménagement s'énoncent comme
suit :
209
Terrassements et évacuation de sol excavé
Activités de forage et évacuation de matériaux excavés
Construction de galeries souterraines et évacuation de matériaux excavés
Construction de bâtiments, notamment production et amenée de béton et de
matériaux de construction
Les sources de bruit qui sont mises en œuvre sont notamment une grue hydraulique, un
chargeur sur roues, des malaxeurs de béton et des camions pour l’amenée et l’évacuation.
La situation spatiale de ces émissions sonores est déterminée par l’emplacement du site et
les voies de transport environnantes.
Au cours de l’exploitation, un certain nombre d’activités bruyantes ont également lieu. Les
émissions sonores dans l’environnement dépendent de l’option de gestion. Ceci peut aller
du chauffage pur et simple de bâtiments de contrôle (émissions sonores de chaudières de
chauffage par les ouvertures des cheminées) et le reconditionnement périodique des
déchets, jusqu’à la remanipulation des déchets en cas d’application industrielle ultérieure de
cycles du combustible avancés (émissions sonores de véhicules à moteur).
Les activités bruyantes les plus importantes au cours de la phase d’exploitation s’énoncent
comme suit :
Amenée de matériaux et de matières premières
Fabrication de (super)conteneurs
Amenée des déchets radioactifs
Manipulation des déchets sur le site
Placement dans l’installation d’entreposage ou de dépôt
Les sources sonores qui sont utilisées à cette occasion sont notamment les grues, les
chariots élévateurs et les camions.
L’impact de l’amenée des déchets radioactifs dépend, pour toutes les options de gestion, du
moyen de transport sélectionné : route, rail (en combinaison ou non avec le transport routier
en fonction de la situation et de l’infrastructure disponible), le transport combiné par bateau
et par la route.
210
5249-506-073
9.4.2.2 Description des incidences
Généralités concernant les incidences sonores
Les incidences sonores de machines à l'égard des habitants et des zones de grande valeur
sur le plan de la faune dépendent de la puissance sonore des machines (la directive
européenne CEE/2000/14 du 8 mai 2000 limite l’émission sonore de machines pour une
utilisation à l’extérieur de l'habitation), du nombre de machines utilisables en même temps et
de la distance de ces sources aux récepteurs.
Par exemple, si deux bulldozers travaillent en même temps au même endroit, le bruit
spécifique augmente de 3 dB, ce qui donne une perception deux fois plus bruyante que si
une seule machine travaillait. Par contre, le niveau de pression acoustique s’affaiblit au fur et
à mesure que l’observateur s’éloigne de la source étant donné que l’énergie sonore s'étale
sur une sphère dont le rayon est de plus en plus étendu. Si les dimensions de la source
sonore sont petites par rapport à la distance de la source sonore au récepteur, le niveau
sonore diminue de 6 dB avec le doublement de la distance. Un bulldozer avec un niveau de
puissance acoustique de 105 dB(A) cause, à 150 m, une contribution spécifique au bruit
égale à la norme de qualité environnementale de VLAREM II (50 dB(A)) en journée, pour
une zone située à moins de 500 m d’une zone préjudiciable pour l’environnement (zone
industrielle, zone pour équipements communautaires et équipements d’utilité publique ou
zone de services). Pour ne pas dépasser la norme de qualité environnementale pour une
zone résidentielle (45 dB(A) en journée), le bulldozer devrait respecter la distance minimale
de 300 m jusqu’à la construction. Pendant la nuit, la norme de qualité environnementale
pour une zone résidentielle est 10 dB(A) plus stricte (inférieure) à ce qui vaut en journée.
Ceci se traduit par une distance de nuisance de 900 m jusqu’à l'habitat. Les distances de
nuisance augmentent au fur et à mesure que l’émission sonore augmente, par exemple
dans le cas de deux bulldozers qui travaillent en même temps. Les distances à respecter
jusqu’à l'habitat afin de respecter la norme de qualité environnementale en journée seront
donc portées de 150 m à 250 m pour une zone située à moins de 500 m d’une zone
préjudiciable pour l’environnement. Pour les travaux dans une zone proche d’une zone
résidentielle, la distance de nuisance sera portée de 300 m à 400 m et de 900 m à 1300 m
pour des travaux de nuit. Le risque de nuisances sonores pour les riverains et les zones de
grande valeur sur le plan de la faune augmente donc au fur et à mesure que plusieurs
sources sonores (machines) sont mises en œuvre simultanément, que des sources sonores
bruyantes (haut niveau de puissance acoustique) sont utilisées et/ou que les activités ont
lieu pendant des périodes critiques (soirée et nuit).
Le bruit spécifique de machines dépend aussi de la direction du vent. En cas de vent
contraire (vent du récepteur vers la zone de chantier), le niveau sonore perçu sera inférieur
à celui perçu si l’on est face au vent (vent de la zone de chantier vers le récepteur). Si les
vitesses de vent augmentent, le niveau sonore de base augmentera en raison du bruit du
vent, ce qui fait que le bruit spécifique des machines sera moins nettement perçu
(masquage du bruit).
La nuisance sera maximale à courte distance de la zone de chantier. En cas d’un montage
derrière des obstacles qui protègent du bruit, la nuisance diminue systématiquement. Les
obstacles sont des objets que l’on place pour créer des zones faibles en bruit à leur aval. Un
écran sonore peut être défini comme un obstacle massif qui est relativement impénétrable
au bruit et qui interrompt idéalement la ligne de vision entre la source et le récepteur. De
cette manière, on crée une « zone d’ombre » pauvre en bruit.
La circulation routière est une accumulation de sources ponctuelles mobiles. Si une source
sonore est étroite dans une direction et longue dans l’autre, elle constitue ce que l’on appelle
une source linéaire. En général, le niveau de pression acoustique s’affaiblit au fur et à
211
mesure que l’observateur s’éloigne de la source étant donné que l’énergie sonore s'étale sur
une sphère dont le rayon ne cesse d'augmenter. L’énergie acoustique d’une source linéaire
est donc étalée sur une surface cylindrique et par conséquent, l’énergie sonore perçue à une
distance r de la source est proportionnelle à 1/r. Un doublement de la distance signifie ici
que l’énergie sonore diminue d’un facteur 2 et que le niveau de pression acoustique diminue
donc seulement de 3 dB. Ceci s’applique à condition que les influences de l’absorption du
sol et de l’air soient négligeables. C’est la raison pour laquelle le bruit d’une autoroute est
généralement audible d’assez loin (201).
Figure 57 :
Diminution du niveau de pression acoustique avec l’augmentation de la distance
Lors du choix des routes de chantier, il est important de définir celles-ci en connaissance de
cause via un plan de desserte détaillé de manière à limiter au maximum le nombre de
personnes gravement incommodées. A titre d’illustration, on indique dans le Tableau 42,
pour quelques affectations-types selon VLAREM II (norme de qualité environnementale)
(51), le nombre maximum de mouvements admissibles par heure en fonction d’un certain
nombre de distances discrètes jusqu’aux itinéraires d’amenée et d’évacuation. Les valeurs
mentionnées s’appliquent à la propagation du bruit dans des conditions de champ libre (sans
objets protecteurs sur l’itinéraire de transfert).
212
5249-506-073
Tableau 42 : Nombre maximum admissible de mouvements de transport par heure sur les
itinéraires d’amenée et d’évacuation en fonction de la zone traversée (VLAREM II,
annexe 2.2.1) et de la distance jusqu’à l’itinéraire d’amenée et d’évacuation
Type d’affectation
Norme en
journée
(dB(A))
10 m
20 m
50 m
100 m
150 m
200 m
300 m
Zones ou parties de zones à
moins de 500 m de zones pour
entreprises artisanales et PME,
de zones de services ou de
zones de carrière, pendant
l’exploitation
50
3
8
24
59
94
149
291
Zones résidentielles
45
1
2
8
19
30
47
92
En l’exécution de la directive européenne sur le bruit dans l'environnement (2002/49/CE),
l’Arrêté du Gouvernement flamand du 22 juillet 2005 relatif à l’évaluation et à la gestion du
bruit dans l'environnement a pour but d'« éviter, prévenir ou réduire le bruit dans
l'environnement et la gêne acoustique et les effets nuisibles y découlant et assurer une
bonne qualité acoustique ». Pour l’exécution de la directive, il faut donc préparer la fixation
de normes de qualité environnementale pour l’industrie, le trafic routier et ferroviaire,
normes auxquelles des programmes d’action contre le bruit doivent ensuite être associées
qui visent à résoudre les problèmes prioritaires découlant du dépassement des normes de
qualité environnementale. Actuellement, il existe un texte de consensus concernant les
normes de qualité environnementale pour le bruit dans l'environnement, souscrite par le
Gouvernement flamand – division Air, Nuisances, Maîtrise de risques, Environnement et
Santé (LHRMG) du département Milieu de vie, Nature et Energie, de concert avec la division
Politique générale, l'Agence Routes et Mobilité et la SNCB. Dans le texte, des valeurs de
référence sont données pour le bruit de la circulation routière. Les chiffres mentionnés sont
basés sur des documents de prise de position des groupes de travail européens et ne sont
valables qu’en cas d’utilisation sur une population suffisamment importante (pas pour des
situations concrètes ou locales). Les valeurs de référence ont été déterminées à partir de la
vision de vouloir empêcher des nuisances dans des situations nouvelles (habitations
nouvelles, routes nouvelles) et de les diminuer dans des situations existantes. Pour un
niveau sonore de 55 à 60 dB (indicateur de charge Lden), une partie relativement restreinte
des personnes exposées (5 à 10%) serait gravement incommodée. Pour un niveau sonore
de 65 à 70 dB (Indicateur de charge Lden), une partie relativement importante des
personnes exposées (20 à 25%) serait gravement incommodée. Les valeurs de référence
pour les personnes gravement incommodées correspondent à la valeur de référence figurant
dans les objectifs à long terme (LAeq < 65 dB(A) en journée sur l’extérieur de la façade) du
plan MINA 3+ du Gouvernement flamand (200).
Le trafic peut, dans certains cas, entraîner des vibrations nocives pour les personnes qui
se trouvent dans les bâtiments. Deux mécanismes sont à l’œuvre ici : la compression du sol
autour du véhicule du fait de son poids et les changements de pression rapides du sol à la
hauteur de chaque roue pendant le passage. L’amplitude des vibrations dépend de la
charge d’essieu, de la vitesse du véhicule et de l’état du revêtement.
Jusqu’à une distance de 20 à 30 m de la chaussée, le passage est perceptible. Si l’intensité
des camions est trop élevée ou si la distance jusqu’aux habitations est trop faible, des
vibrations nuisibles peuvent se manifester. A des vitesses de roulage normales et pour un
revêtement routier égal, des dommages aux habitations sont très peu probables. En cas de
revêtement routier médiocre ou d’obstacles et de ralentisseurs, on peut escompter des
vibrations nuisibles causées par des véhicules à partir de 15 tonnes. La nuit, on peut
213
certainement s’attendre à des vibrations nuisibles dans les agglomérations pour les
habitations très proches de la rue.
Pour éviter des vibrations nuisibles, les routes de chantier doivent se situer autant que
possible à l’extérieur des zones densément construites. Si les traversées de zones
densément construites sont inévitables, l’impact peut être limité par l’application de mesures
locales : limitation de la vitesse des véhicules (notamment sur un revêtement en mauvais
état), limitation des charges d’essieu ou réparation immédiate des dégradations du
revêtement routier.
Aperçu du nombre de transports de camions
Des activités comme le terrassement, l’amenée de matières premières (notamment béton,
bentonite, acier) sont nécessaires pour toutes les options de gestion. Elles peuvent toutefois
entraîner d’autres incidences en fonction des quantités, du nombre de transports, de la
période sur laquelle les travaux sont étalés, …
Dans le Tableau 38, on fournit une estimation du terrassement, des quantités de matériaux à
amener et du nombre de transports en fonction de la phase des travaux et en fonction des
options de gestion. La différence d’impact est évaluée lors de la discussion des incidences
par option de gestion.
Les sources sonores les plus importantes lors de l’aménagement s’énoncent comme suit :
Fouilles et terrassements
Amenée de matériaux de construction
Activités de construction
Les émissions sonores les plus importantes qui vont de pair avec l’aménagement sont
causées par l’utilisation de machines. Les incidences sonores de machines à l'égard de
l’homme et de la nature dépendent de la puissance sonore des machines, du nombre de
machines utilisables en même temps, de la distance de ces sources aux récepteurs et de la
direction du vent.
La nuisance sera maximale à courte distance de la zone de chantier. En cas d’un
déplacement des machines à l’intérieur de la zone de chantier ou d’un montage derrière des
obstacles qui protègent du bruit, la nuisance diminuera systématiquement.
214
5249-506-073
En outre, la mise en œuvre de machines bruyantes sera d’une durée limitée, ce qui fait que
la période totale de nuisances sonores pour les récepteurs sera inférieure à la période de
réalisation.
Les terrassements nécessaires peuvent être considérés comme non négligeables. Malgré la
longue durée des travaux et la supposition que le site se situera à une distance importante
des riverains, nous partons néanmoins de l’hypothèse que la surcharge résultante ne doit
pas être nécessairement plus élevée que l'état actuel des nuisances sonores. D’autre part,
l’aménagement est une opération unique avec un impact sonore réversible dans le temps.
Les nuisances sonores pour les riverains à côté ou au voisinage de l’itinéraire d’amenée et
d’évacuation (sur la voie publique) dépendent des intensités horaires (nombre de
mouvements de transport par heure) et sont obtenues compte tenu de la durée totale des
travaux (un jour ouvrable comprend toujours +/- 10 heures ouvrables).
Compte tenu des activités et des quantités estimées (voir Tableau 38) on peut supposer que
l’impact maximum sur le bruit dans l'environnement se produira au cours de la phase
d’aménagement. Le terrassement est déterminant ici.
Sur la base de l’approche du « cas le plus défavorable » pour laquelle toutes les terres
excavées sont évacuées, 11,5 transports devraient avoir lieu en moyenne toutes les heures
sur les routes de chantier, pour une durée journalière du travail de 10 heures sur une
période d’exécution de 6 mois. Pour chaque transport, un camion chargé est évacué et un
camion non chargé amené. Ceci donne deux mouvements de camions par transport sur les
routes de chantier et le site. Il y aura donc en moyenne 23 mouvements de camions à
l’heure.
Le bruit spécifique du transport sur un revêtement routier de référence (DAB 11/16) est
calculé comme étant de 62,6 dB(A) dans les agglomérations (vitesse indicative 50 km/h) à
une distance de 5 m de l’axe de la chaussée. Le long d'une route régionale (vitesse
indicative 70 km/h), un niveau sonore de 63,8 dB(A) est attendu. Le long des autoroutes, il
n’y a pas d’habitations. Pour les habitations au voisinage de l’autoroute (vitesse indicative 90
km/h), on attend un niveau sonore de 48,5 dB(A) à 100 m de distance de la chaussée.
Si, comme indiqué, ces travaux devaient être réalisés sur une période de six mois environ,
ceci entraînerait des incidences négatives pour la construction le long des itinéraires de
transport, à l’intérieur tant qu’à l’extérieur des agglomérations (pas le long des autoroutes).
Si ces travaux sont étalés sur une année complète, la contribution spécifique au bruit serait
diminuée de 3 dB. Le long des itinéraires de transport à l’intérieur et à l’extérieur des
agglomérations, aucun impact n’est attendu qui ne cadre pas avec une politique équilibrée
en matière de nuisances sonores.
Pendant la construction des bâtiments d’entreposage, d’importantes quantités de transports
de béton et d’acier sont également prévues. Le nombre de transports est déterminé par la
quantité de matériaux à amener. En fonction du nombre de bunkers, de la dimension et de
l’épaisseur des murs, il est possible d'évaluer la quantité de béton et d’acier nécessaire (voir
Tableau 38).
Le nombre de transports nécessaire n’est pas négligeable, mais en raison de l’étalement
des travaux sur une période de 10 ans, l’impact est limité. Sur la base des quantités
estimées et de l’étalement des travaux, on aurait, pour l’amenée de béton et d’acier, 0,6
transport en moyenne par heure sur les routes de chantier, pour une durée du travail
journalière de 10 heures au cours d’une période d’exécution de 10 ans. Pour chaque
transport, un camion chargé est évacué et un camion non chargé est amené. Ceci donne
215
deux mouvements de camions par transport sur les routes de chantier et sur le site. En
conséquence, on aura en moyenne 1,2 mouvement de camions par heure. En arrondissant
vers le haut, nous supposons deux mouvements de camions par heure ou 10 transports par
jour.
Le bruit spécifique d’un tel transport sur un revêtement de référence (DAB 11/16) est calculé
comme étant de 52 dB(A) à l’intérieur de l’agglomération (vitesse indicative 50 km/h) à une
distance de 5 m de l’axe de la chaussée. Le long d’une route régionale (vitesse indicative 70
km/h), un niveau sonore de 53,2 dB(A) est attendu. Le long des autoroutes, il n’y a pas
d’habitations. Pour des habitations au voisinage de l’autoroute (vitesse indicative 90 km/h),
un niveau sonore de 37,9 dB(A) est attendu à une distance de 100 m de la chaussée.
Le long des itinéraires de transport à l’intérieur et à l’extérieur de l’agglomération, on n’attend
pas, pour l’amenée de béton et d’acier, d’impact qui ne cadre pas avec une politique
équilibrée en matière de nuisances sonores.
Au lieu d’amener le béton, la possibilité existe aussi de produire le béton sur place. Dans ce
cas, on attend des émissions à l’amenée et à l’entreposage de matières premières, de la
production et du transport interne lors de l’utilisation. Pour la production sur place par la
centrale à béton, on attend toutefois un impact sur le site supérieur à celui de l’amenée du
béton.
A titre supplémentaire, il faut considérer l’impact de la construction des routes internes, le
raccordement au réseau routier public, les équipements de base,... qui entraîneront une
amenée supplémentaire de matériaux de construction et des émissions supplémentaires.
L’impact de ces activités peut être difficilement estimé de façon quantitative au stade actuel
de l’étude.
Après le placement des déchets radioactifs dans l’installation d’entreposage, un certain
nombre d’émissions sonores peuvent encore être escomptées pour les activités de
gestion. Les sources sonores les plus importantes s’énoncent comme suit :
Entretien et remplacement éventuel de l’emballage des déchets et des installations
pour le traitement des déchets
Chauffage d'équipements de base
Reconditionnement périodique (à remarquer que le premier reconditionnement ne
se situe pas normalement dans le délai court d’environ 100 ans).
Les données relatives aux émissions sonores lors du développement du programme
d’entretien, des installations de chauffage pour les équipements de base et du
reconditionnement périodique sont absentes, ce qui ne permet pas de réaliser une
évaluation quantitative de l’impact. On peut supposer que les installations de chauffage
futures seront moins bruyantes en raison de normes environnementales de plus en plus
sévères. En raison du progrès technologique, l’impact sonore devrait diminuer à l’avenir.
Le reconditionnement périodique peut entraîner des nuisances sonores temporaires. Ces
nuisances proviennent du transport des conteneurs lors du réemballage. Ces activités
n’exigent pas de transport intensif, ce qui fait que la moyenne horaire des mouvements de
camions et donc aussi l’impact du bruit de la circulation seront limités. Pour le remplacement
périodique des bâtiments à la fin de leur durée de vie, il faut escompter des incidences
sonores temporaires des machines sur le site et des transports sur les routes de chantier.
Ces activités n’exigent pas non plus de transport intensif. La gravité des nuisances sera
donc peu significative à négligeable.
216
5249-506-073
Dépôt géologique
En cas de dépôt géologique des déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie, les
incidences d’émissions sonores les plus importantes pendant l’aménagement proviennent :
Du forage de puits
Du forage de galeries
De l’évacuation de matériaux excavés
De l’amenée de matières premières (bentonite, béton ou sable, gravier et ciment)
Actuellement, aucun choix n’a encore été fait en relation avec la manière dont les puits et les
galeries seront réalisés ni non plus concernant les matériaux qui seront mis en œuvre pour
exécuter les travaux de construction. Le forage d’un tunnel entraîne relativement peu de
nuisances. La machine de forage travaille sous le sol et les flux de construction ont lieu à
travers la partie déjà réalisée de la galerie et des puits. En surface, on trouve également
quelques sources émettrices de bruit qui peuvent entraîner un impact sur l’environnement
proche, comme les activités liées à l’entreposage des matériaux excavés et de l’amenée de
matériaux pour la construction des puits et des galeries.
Comme on l’a déjà indiqué, les impacts sonores les plus importants doivent être escomptés
des transports (évacuation de terres excavées et amenée de matières premières) et, le cas
échéant de l’installation pour la production de béton. Compte tenu des activités et des
quantités estimées (voir Tableau 38) on peut supposer que l’impact maximum sur le bruit
dans l'environnement se produira au cours de la phase d’aménagement. Le terrassement
est déterminant ici.
L’approche du « cas le plus défavorable » pour laquelle tous les matériaux excavés doivent
être évacués exige la mise en œuvre d’un nombre important de transports. En raison de
l’étalement des travaux dans le temps, le nombre moyen par heure reste toutefois limité à
1,1 transport par heure sur les routes de chantier, pour une durée du travail journalière de 10
heures, sur une période d’exécution de 21 ans. Pour chaque transport, un camion chargé
est évacué et un camion non chargé est amené. Ceci donne deux mouvements de camions
par transport sur les routes de chantier et sur le site. Ainsi donc, il y aura en moyenne 2,2
mouvements de camions à l’heure. En arrondissant vers le haut, nous supposons 3
mouvements de camions par heure ou 15 transports par jour.
Le bruit spécifique du transport sur un revêtement de référence (DAB 11/16) est calculé
comme étant de 53,8 dB(A) à l’intérieur de l’agglomération (vitesse indicative 50 km/h) à une
distance de 5 m de l’axe de la chaussée. Le long d’une route régionale (vitesse indicative 70
km/h), on escompte un niveau sonore de 54,9 dB(A). Le long des autoroutes, on ne trouve
pas d’habitations. Pour les habitations qui se trouvent à proximité de l’autoroute (vitesse
indicative 90 km/h), on attend un niveau sonore de 39,6 dB(A) à 100 m de distance de la
chaussée.
Le long des itinéraires de transport à l’intérieur et à l’extérieur des agglomérations, on
n’attend pas, pour le terrassement, d’impact qui ne cadre pas avec une politique équilibrée
en matière de nuisances sonores.
Une incidence cumulative éventuelle de travaux exécutés en même temps lors de
l’aménagement des équipements de base avec l’aménagement des puits et des galeries est
possible, mais ne peut pas être estimée au cours de cette phase en l’absence de données
concernant le chantier, les machines qui peuvent être mises en œuvre, l'exécution par
phases des travaux et le temps de construction correspondant.
217
Pendant et après le remplissage de l’installation de dépôt avec les déchets radioactifs, la
source émettrice de bruit la plus importante est l’amenée de matériaux de remplissage
(béton et bentonite) pour les galeries, la galerie principale et les puits d’accès. Comme déjà
indiqué, les impacts sonores les plus importants sont ceux à attendre des transports pour
l’amenée du matériau de remplissage (bentonite, béton ou sable, gravier et ciment), la
manipulation des matériaux sur le site et, le cas échéant, l’installation pour la production de
béton. Ces activités n’exigent pas de transport intensif, ce qui fait que la moyenne horaire en
mouvements de camions et donc l’impact sonore seront limités.
L’impact sonore des activités en cas de manipulation des matériaux sur le site dépend des
émissions sonores (niveau de puissance acoustique) de ces activités.
Comme alternative à l’amenée de béton comme élément du matériau de remplissage, la
possibilité existe de produire du béton sur place. Dans ce cas, des émissions sont attendues
lors de l’amenée et de l’évacuation de matières premières, de la production et du transport
interne liés à l’utilisation. En cas de production sur place, on attend de la centrale à béton un
impact plus important sur le site que l’amenée de béton.
Il faut encore mentionner que l’impact sonore des machines et des véhicules peut diminuer
en raison du progrès technologique.
Bien que les émissions sonores totales qui vont de pair avec cette option de gestion soient
supérieures à l’entreposage perpétuel, il est possible, en raison du plus grand étalement
dans le temps, de supposer que les incidences moyennes annuelles sur la qualité sonore
soient inférieures à celles de l’entreposage perpétuel.
Lors de l’aménagement des forages profonds, des effets comparables à ceux du dépôt
géologique peuvent être attendus. Les trous de forage doivent être beaucoup plus profonds
et il faut prévoir beaucoup plus de trous de forage par comparaison avec les puits pour le
dépôt géologique pour réaliser une même capacité.
Il va de soi que la quantité de matériaux à évacuer dépend de la profondeur et du diamètre
des puits de forage. Sur la base d’une estimation des résidus de forage à évacuer et du
terrassement, on peut supposer que les différences avec le dépôt géologique ne sont pas si
prononcées que des différences très considérables au niveau des émissions sonores
interviendront. Le nombre de transports par jour est comparable, pour le terrassement et
pour l’amenée de béton pour le remplissage des trous de forage, à celui pour l’amenée de
béton et d’acier pour les bâtiments d’entreposage en cas d’entreposage perpétuel. Pour la
discussion des effets de l’entreposage perpétuel, on a déjà indiqué que l’on n’attend pas
d’impact sonore significatif.
Pendant l’exploitation, on attend pour cette option de gestion des incidences qui diffèrent
peu de celles du dépôt géologique. Des différences pertinentes d’impact sonore peuvent
être uniquement attendues si les émissions sonores (activités sur le site, transports à
l’extérieur du site), diffèrent drastiquement. Un doublement des émissions sonores entraîne
seulement une augmentation du niveau sonore de 3 dB. Pour le bruit de la circulation des
transports, ceci représente un doublement des quantités par rapport au dépôt géologique.
La quantité de béton jugée nécessaire pour le remplissage des trous de forage n’est réduite
que dans une mesure limitée par rapport au dépôt géologique, de sorte que les incidences
qui vont de pair avec l’amenée, éventuellement la production et l’utilisation, peuvent être
considérées comme pratiquement non distinctives.
218
5249-506-073
L’impact sonore au cours de la phase d’exploitation de cette option de gestion peut donc
être estimé équivalent à celui du dépôt géologique et inférieur à celui de l’entreposage
perpétuel. Bien que les émissions sonores totales qui vont de pair avec cette option de
gestion soient plus élevées que pour l’entreposage perpétuel, on peut supposer, en raison
d’un plus grand étalement dans le temps, que les incidences moyennes annuelles sur la
qualité sonore seront plus limitées que dans le cas de l’entreposage perpétuel.
Les incidences de cette option de gestion sont comparables à celles de l’entreposage
perpétuel.
Si l’on opte à un moment donné pour une autre option de gestion que l’entreposage de
longue durée ou perpétuel, des incidences supplémentaires doivent alors être attendues
étant donné que les déchets doivent être sortis des bâtiments d’entreposage et être placés
dans une nouvelle installation de gestion.
Globalement, on peut supposer que l’impact sonore de cette option de gestion est supérieur
à celui du dépôt géologique de la mise en forages profonds. Cette différence n’est toutefois
pas quantifiable.
avancées
Les incidences de cette option de gestion sont comparables à celles de l’entreposage
perpétuel.
Si l’on décide de traiter les déchets au moyen de technologies nucléaires avancées, il faut
s’attendre à des incidences supplémentaires étant donné que les déchets doivent enlevés
des bâtiments d’entreposage. Les technologies nucléaires elles-mêmes entraînent aussi des
incidences sur l’homme et sur l’environnement.
Globalement, on peut supposer que l’impact sonore de cette option de gestion est
comparable à l’impact sonore de l’entreposage de longue durée dans la perspective du
choix ultérieur d’une option de gestion à vocation définitive et supérieure à ce qui est le cas
pour le dépôt géologique et la mise en forages profonds. Cette différence n’est toutefois pas
quantifiable.
Option du statu quo
Cette option consiste, en pratique, en la poursuite des activités de gestion actuelles dans les
bâtiments d’entreposage existants, avec une extension limitée des bâtiments d’entreposage
pour offrir une capacité suffisante.
Le nombre moyen de transports qui est nécessaire pour l’emprise supplémentaire est
comparable à celui de l’entreposage de longue durée ou perpétuel. Lors de la discussion de
l’impact de ces options de gestion, on a déjà indiqué qu’il ne fallait pas s’attendre à un
impact sonore significatif.
Pour cette option de gestion, des émissions atmosphériques classiques doivent être prises
en compte pendant l’exploitation, en provenance d’installations de chauffage et de
chaudières à vapeur. Aucune donnée sonore concrète n’est disponible pour ces
installations. Ces incidences sont toutefois locales et d’importance limitée et sont, en outre,
parfaitement maîtrisables par des mesures liées à la source ou à la transmission.
219
9.4.2.3 Evaluation des incidences
Vu la nature du plan, ce sont principalement les travaux d’aménagement et de transport qui
iront de pair avec des émissions sonores pertinentes. Ces émissions sonores sont toujours
temporaires lors de l’aménagement et du reconditionnement périodique.
Pour les travaux de terrassement (excavation et évacuation de terres) et l’amenée de
matières premières (notamment acier, bentonite, béton ou sable, gravier et ciment), des
nuisances sonores pour l’homme en tant que récepteur peuvent survenir. La mesure de la
nuisance dépendra de l’affectation de la zone à traverser. Dans des zones agricoles et
naturelles, le bruit dans l'environnement est globalement inférieur à celui que l’on rencontre
dans des zones urbaines ou industrielles. Le risque d’impact sonore pertinent (augmentation
du niveau sonore) est donc plus réduit dans des zones déjà touchées par le bruit (p.ex. à
proximité d’industries préjudiciables pour l’environnement ou à proximité des artères de
circulation où le nombre de véhicules est élevé).
Etant donné que les nuisances sonores sont une question de perception, le pourcentage de
personnes gravement incommodées (plaintes de nuisances sonores) sera, comme on peut
s'y attendre, plus élevé dans une zone densément peuplée que dans une zone faiblement
peuplée.
Tant l’augmentation relative du bruit dans l'environnement (niveau sonore équivalent et
niveau sonore instantané) que le nombre d’habitants à l'intérieur de la zone d’impact
déterminent la signification de la nuisance.
Sur la base de l’estimation qualitative, on peut affirmer que l’utilisation intensive d’activités
bruyantes pour un entreposage de longue durée ou perpétuel entraînera des émissions
sonores relativement plus élevées, avec une zone d’impact résultante plus importante.
Pour le dépôt géologique et la mise en forages profonds, on attend des émissions sonores
inférieures à celles liées à un entreposage de longue durée ou perpétuel. Une partie des
activités a lieu sous le sol. Sur la base des données disponibles, nous ne savons pas
exactement si des différences d’incidences sonores doivent être attendues entre les options
de gestion dépôt géologique et mise en forages profonds.
Après le placement des déchets dans l’installation d’entreposage ou de dépôt, on peut
s’attendre à des émissions sonores limitées. Pour l’option du statu quo et en cas
d’entreposage de longue durée ou perpétuel, les émissions proviennent de travaux
d’entretien et des installations de chauffage pour les équipements de base. Ces émissions
sont limitées, avec une zone d’influence locale. En raison du progrès technologique, ces
émissions diminueront avec le temps.
Pour le dépôt géologique et les mises en forages profonds, on peut attendre des nuisances
sonores au cours de la période pendant laquelle les galeries et les puits (respectivement les
trous de forage) seront comblés. Tant l’amenée du matériel que sa manipulation sur le site
peuvent entraîner un impact sur l’environnement. Ces activités ne sont toutefois pas
prononcées dans une mesure telle que ceci peut faire escompter des incidences
considérables sur le climat sonore dans l’environnement.
L’évaluation générale est développée dans le Tableau 43 à l’aide de l’échelle d’évaluation en
sept parties (voir Tableau 41).
220
5249-506-073
Option du statu quo
Dépôt géologique
Tableau 43 : Evaluation des incidences sur le bruit pour le court terme
Augmentation escomptée de la charge
sonore et/ou infraction aux objectifs de
politique environnementale
Zone résidentielle ou rurale (W)
-3
-2
-2
-3
-1
Zone industrielle ou urbaine (I)
-1
-1
-1
-1
0
Gravité
Concentration élevée en récepteurs
-3
-3
-3
-3
-3
Concentration moyenne en récepteurs
-2
-2
-2
-2
-2
Concentration faible en récepteurs
-1
-1
-1
-1
-1
-2
-1
-1
-2
-1
W: -8
W: -6
W: -6
W: -8
W: -5
I: -6
I: -5
I: -5
I: -6
I: -4
W: -7
W: -5
W: -5
W: -7
W: -4
I: -5
I: -4
I: -4
I: -5
I: -3
W: -6
W: -4
W: -4
W: -6
W: -3
I: -4
I: -3
I: -3
I: -4
I: -2
Durée
Score total dans la zone résidentielle ou
rurale (W) ou la zone urbaine ou
industrielle (I)
221
W: - - -
W: - -
W: - -
W: - - -
W: -
I: - -
I: -
I: -
I: - -
I: -
W: - -
W: -
W: -
W: - -
W: -
I: -
I: -
I: -
I: -
I: -
W: - -
W: -
W: -
W: - -
W: -
I: -
I: -
I: -
I: -
I: 0
Les incidences dépendent de la localisation et de l’exécution technique des options de gestion. Leur importance ne peut donc pas être estimée dans le détail à ce stade.
222
5249-506-073
Option du statu quo
Dépôt géologique
Evaluation globale
9.4.3
Critère
La santé humaine est considérée comme l’aspect de sûreté le plus important pour
l’évaluation des options de gestion. La santé des hommes au voisinage ne peut pas être
influencée négativement par des radionucléides qui peuvent se libérer de l’installation de
gestion. Dans la pratique, ceci revient à ce que les incidences biologiques dues à
l’exposition aux rayonnements ionisants doivent être réduites de telle manière qu’aucun
impact n’être escompté sur la santé.
Pour les tissus humains, cette incidence est déterminée à l’aide de la dose équivalente.
Celles-ci correspond à la dose absorbée, c'est-à-dire la quantité d’énergie qui est déposée
par les rayonnements par unité de masse de matière (un joule déposé dans un kilogramme
de matière), multipliée par un coefficient de risque qui tient compte de la nature du
rayonnement et qui exprime l’impact biologique sur le tissu. Ce coefficient de risque est égal
à 1 pour le rayonnement photonique ou gamma, pour le rayonnement X et pour le
rayonnement électronique ou béta, 5 à 20 pour les neutrons, 5 pour les protons et 20 pour
les particules alpha et les ions lourds. La dose absorbée est exprimée en Grays (Gy) ou
joules par kilogramme. Pour des doses absorbées égales, les incidences biologiques
peuvent différer fortement en fonction du type de rayonnement.
L’incidence des rayonnements ionisants pour la totalité du corps est déterminée sur la base
de la dose effective. Celle-ci est calculée pas l’addition de la dose reçue par chaque organe,
multipliée par le coefficient de risque de l’organe (dose équivalente). L’unité de la dose
effective est le Sievert (Sv). Généralement, ces doses sont exprimées en un millième (mSv)
ou un millionième de Sievert ( Sv). La dose effective annuelle est considéré
internationalement comme l’indicateur le plus important pour l’évaluation des incidences sur
la santé de la gestion des déchets radioactifs.
La conversion de la dose absorbée (en Grays) en dose effective (en mSv ou µSv) permet
donc de décrire l’impact biologique du rayonnement indépendamment de la nature du
rayonnement. C’est ainsi qu’une dose de rayonnement effective de 20 mSv aura les mêmes
incidences biologiques, qu’il s’agisse d’un rayonnement alpha ou d’un rayonnement gamma.
En Belgique, les limites de dose réglementaires pour les rayonnements ionisants sont
basées sur les directives européennes, elles-mêmes basées sur les recommandations des
instances internationales comme la Commission Internationale de Protection Radiologique
(CIPR) et l’Agence Internationale de l’Energie Atomique (AIEA). C’est ainsi que la limite de
dose effective annuelle pour la population est de 1 mSv. Celle-ci ne tient pas compte des
rayonnements naturels, ni des expositions médicales. Pour les travailleurs de l’industrie
nucléaire, la limite de dose effective annuelle s’établit à 20 mSv. La directive européenne de
1998 en matière d’eau potable (98/83/CE) stipule en outre que la dose annuelle totale
absorbée via l’eau potable ne peut pas être supérieure à 0,1 mSv. Ces limites de dose
annuelle s’appliquent aux activités nucléaires en général et ne sont donc pas spécifiques
des installations de gestion de déchets radioactifs. Dans le cadre du projet européen
PAMINA, on propose, pour les installations de gestion, d‘utiliser une valeur de référence
comprise entre 0,1 et 0,3 mSv/an (183), conformément avec les recommandations de la
CIPR et de l’AIEA.
223
La dose effective annuelle moyenne en Belgique est évaluée à 4,6 mSv, dont 2,5 mSv
proviennent de sources naturelles et 2,1 mSv proviennent de différentes applications du
rayonnement ionisant, notamment en médecine. Des applications médicales peuvent
entraîner des doses effectives assez élevées. Une étude exécutée pour MIRA indique qu’un
CT scan donne une dose d’environ 7,2 mSv (57).
La figure ci-dessous donne une idée de l’ordre de grandeur de la dose effective annuelle (ou
des limites pour la dose effective annuelle) dans différentes situations.
Figure 58 :
Dose effective annuelle dans différentes situations et limites de dose annuelles
pour les activités et les interventions, comme elles sont définies dans la
Publication 60 de la CIPR (202)
Dans certains pays, l’incidence sur la santé est liée au risque d’apparition d’un scénario
spécifique. Le facteur de risque de dose RD résultant d’un certain nombre de scénarios
possibles Si avec une probabilité de pi peut être calculé à l’aide de la formule
=
dans laquelle Ci est le débit de dose résultant du scénario Si. De cette manière, on obtient
l’espérance mathématique du débit de dose. RD est par conséquent mesuré en Sv/an. Cette
approche est surtout intéressante si on veut exploiter des scénarios d’accident.
Provisoirement, elle n’est toutefois pas reprise dans la réglementation belge. Dans ce SEA,
on essayera toutefois d’évaluer la probabilité d’exposition au rayonnement ionisant pour le
court et le long terme.
Un autre indicateur qui revient souvent dans les études en relation avec l’impact
radiologique dû aux installations de gestion est la radiotoxicité des radionucléides dans l’eau
224
5249-506-073
de la biosphère (en Sv/m3). Ces valeurs sont obtenues en multipliant les concentrations
d’activité par les facteurs de conversion de dose pour l’ingestion (203). Comme valeur de
référence, la plupart des études utilisent le niveau de radiotoxicité des eaux souterraines,
basé sur la concentration réelle en radionucléides naturels dans les eaux souterraines. Ces
niveaux de référence diffèrent pour les différents types de sous-sol. On obtient des niveaux
de référence de l’ordre de 10-3 Sv/m3 à 10-8 Sv/m3. Une valeur de référence de 10-5 Sv/m3
est recommandée par PAMINA (183) pour les calculs. L’étude allemande GRS (204)
constitue une exception en ce sens que l’on utilise le niveau de radiotoxicité des
radionucléides dans l’eau potable. Celui-ci est typiquement de 7,7 × 10-6 Sv/m3 et se situe
donc près de la valeur de référence recommandée par PAMINA.
Dans le projet PAMINA (183), on mentionne aussi le flux de radiotoxicité en provenance de
la géosphère (en Sv/an) comme indicateur éventuel. Un flux est une grandeur par unité de
surface et par unité de temps. Il semble toutefois très difficile de dériver une valeur de
référence spécifique pour le flux de radiotoxicité sur la base des données pour la biosphère.
Le SCK•CEN a donc dérivé la valeur de référence de données pour des engrais qui
contiennent des actinides. De cette manière, on a obtenu, pour une installation de dépôt de
1 km², une valeur de référence de 10 Sv/an. Les valeurs de référence pour cet indicateur
diffèrent cependant fondamentalement d’un pays à l’autre (183).
L’impact radiologique d’une installation de gestion sur la santé est caractérisé par des flux
et/ou des concentrations en radionucléides qui peuvent parvenir dans l’environnement. Le
schéma suivant montre la voie que la radioactivité peut suivre pour la contamination de la
chaîne alimentaire et donc aussi de l’homme.
Figure 59 :
Itinéraires d’exposition de l’homme à l’impact radiologique de flux qui peuvent
parvenir dans l’environnement
En outre, l’homme peut aussi être exposé par l’inhalation ou (dans une moindre mesure) par
le contact avec la peau.
Dans les études radiologiques, on tente de comparer l’exposition avec les limites légales et
les flux et avec les concentrations qui se rencontrent dans la nature.
225
L’impact radiologique sur l’environnement est également estimé à l’aide de la dose effective
et de la dose effective annuelle (en mSv). Les concentrations dans l’environnement peuvent
être converties, sur la base de facteurs de conversion de dose, en doses effectives
annuelles, compte tenu des différents types de rayonnement et des voies d’exposition
possibles de la personne considérée. Une estimation de cet indicateur sera effectuée, si
possible, sur la base d’études d’impact pertinentes.
Sur la base de l’étude épidémiologique de populations irradiées (généralement des doses
aiguës élevées qui sont extrapolées ensuite en doses faibles avec un facteur de correction,
le Dose and Dose Rate Effectiveness Factor ou DDREF) la Commission Internationale de
Protection Radiologique (CIPR) évalue le risque de développer un cancer fatal à 5% par Sv
pour la population et à 4% par Sv pour les travailleurs adultes (202). Pour la population, les
estimations de risques sont supérieures étant donné que ce groupe présente une distribution
par âge différente de celle des travailleurs et comprend notamment le groupe plus sensible
des enfants. Le concept de dommages de la CIPR est plus large que la mort par cancer et
tient également compte des cancers sans issue fatale, des anomalies congénitales et de la
perte d’espérance de vie. Les populations étudiées pour l’évaluation du risque de cancer
peuvent être subdivisées en 4 grands groupes :
les survivants des explosions des bombes atomiques d’Hiroshima et de Nagasaki
les expositions médicales
les expositions professionnelles historiques
les groupes de population qui sont exposés dans une mesure élevée aux
retombées radioactives
Dans la pratique, ceci signifie que quelqu’un a en moyenne 5 chances sur 1000 de
développer un cancer fatal si cette personne a été exposée au cours de sa vie à différentes
petites doses dont la somme est égale à 100 mSv (donc environ 1mSv/an).
En 2007, la CIPR a publié un certain nombre de nouveaux principes de base de la protection
contre le rayonnement dans la Publication 103 (18), qui remplace la Publication 60 (202).
Cette publication tient compte de l’évolution des vues sur le plan de la protection contre le
rayonnement depuis la Publication 60 et en vient ainsi à conclure qu’il n’existe aucune raison
scientifique de renforcer les normes.
226
5249-506-073
Généralités
L’analyse des incidences pour le court terme a comme point de départ le fait que la
protection durable de l’homme et de la nature doit rester garantie. L’analyse des incidences
sur la santé humaine se concentre principalement sur le maintien du confinement des
radionucléides lorsque des facteurs tant internes (causés par les déchets eux-mêmes)
qu’externes (accidents, mais p.ex. aussi les changements climatiques) interviennent.
Le court terme est une phase opérationnelle au cours de laquelle les options de gestion vont
présenter de nombreuses correspondances. Dans chacun des cas, se pratiquent des
activités de conditionnement, d’entreposage temporaire, de transport et de construction de
l’installation. En outre, des combinaisons (temporaires) de différentes options ne doivent pas
être exclues. C’est ainsi que le combustible irradié, après décharge, doit être entreposé au
minimum 60 ans en surface avant qu’un dépôt géologique ne soit possible, ceci pour limiter
la charge thermique sur la formation hôte. Ce n’est que vers la fin du court terme que les
différences augmentent (p.ex. pour le dépôt géologique et pour la mise en forages profonds,
de plus en plus de déchets radioactifs vont se trouver dans le sous-sol).
L’entreposage perpétuel est composé de cycles successifs (100 à 300 ans) d’entreposage
de longue durée. A court terme (100 ans), l’entreposage perpétuel est donc identique à
l’entreposage de longue durée. Pour l’évaluation des incidences de l’exposition radiologique
sur l’homme, nous renvoyons donc à l’option de gestion entreposage de longue durée.
Dépôt géologique
Avant le dépôt géologique, il y aura une période au cours de laquelle des installations avec
des déchets radioactifs se trouveront à la surface. Nous pouvons supposer que la
robustesse de ces installations temporaires est au moins aussi bonne que celle de l’option
du statu quo. Le fait que durant le court terme, une partie des déchets se trouve déjà dans le
sous-sol est considéré favorable dans la mesure où cela diminue le risque d’exposition.
Cette option de gestion est très similaire pour le court terme à celle du dépôt géologique.
Lors de la conception et de la construction de bâtiments destinés à un entreposage de
longue durée, on tient compte des évolutions qui peuvent se produire pendant la durée de
vie de 100 à 300 ans. La conception et la gestion sont jugées être meilleures que pour
l’option du statu quo en raison du progrès des connaissances et de la technologie. Les
émissions de radioactivité de routine et donc aussi l’impact éventuel pour la population sont
donc jugés être inférieurs à ce qui est le cas pour l’option du statu quo.
Un exemple d’installation pour l’entreposage de longue durée peut être trouvé aux Pays-Bas
(HABOG, avec une durée de vie prévue de 100 ans). La durée de vie peut être portée à 300
ans à la condition d’une gestion active appropriée (surveillance et entretien). En France et
aux Etats-Unis également, la faisabilité technique de cette option de gestion a été
démontrée (34).
227
avancées
Cette option de gestion part de bâtiments d’entreposage à construire à neuf qui ont été
conçus pour une durée de vie de 100 ans ou plus. Pour l’évaluation des incidences de
l’exposition radiologique sur l’homme, cette option de gestion revient donc au même que
l’entreposage de longue durée dans la perspective du choix ultérieur d’une option de gestion
l’impact radiologique à long terme d’une option de gestion définitive ultérieure. Une
évaluation détaillée de ce point se situe en dehors du cadre de ce SEA. Dans le paragraphe
9.4.3.4, on donne uniquement un aperçu court de l’influence d’un certain nombre de
scénarios possibles pour des cycles du combustible avancés sur les incidences
radiologiques à long terme d’un dépôt géologique.
Option du statu quo
Dans l’option du statu quo, on poursuit l’entreposage actuel. Les émissions de routine des
bâtiments d’entreposage pour les déchets des catégories B et C chez Belgoprocess
n’entraînent pas une augmentation importante de l’exposition radiologique de l’homme.
Dans son rapport annuel de 2008 (164), Belgoprocess signale l’impact de dose à la suite
des rejets d’eaux usées et des rejets gazeux qui sont presque uniquement la conséquence
du traitement de déchets radioactifs. Il a été constaté que la personne la plus critique reçoit
une dose cumulée de 8,3 µSv sur 50 ans en raison des rejets atmosphériques en 2008.
Cette dose est attribuable dans sa quasi-totalité à l’inhalation de radon qui a été rejeté par la
cheminée du bâtiment 280X (installation pour le traitement de déchets). Pour les autres
rejets atmosphériques, une dose cumulée de 0,013 µSv a été constatée. La dose effective
que l’individu critique (c'est-à-dire l’habitant moyen de la rive de la Molse Nete) aurait reçu,
en raison du rejet d’effluents liquides dans la Molse Nete en 2008 était de 0,06 Sv selon les
calculs. Ces effluents liquides contiennent surtout du tritium provenant du traitement de
déchets et de la production d’isotopes au CEN. La dose cumulée que l’habitant moyen de la
rive de la Molse Nete recevra au cours des 50 années à venir en raison du rejet liquide en
2008 s’élève à 0,09 Sv. Ces doses se situent largement en dessous de la valeur de
référence. Il va de soi que ces valeurs s’appliquent à la situation actuelle. La poursuite de
l’exploitation et la prolongation éventuelle de la durée de vie des centrales nucléaires
peuvent influencer ces valeurs à long terme, mais des dépassements des valeurs de
référence semblent peu probables.
Pour le bâtiment d’entreposage à sec du combustible (SCG) à Doel, on a stipulé que la
valeur de référence de 0,1 mSv/an est atteinte à une distance de 170 m maximum du
bâtiment, ce qui se situe à l’intérieur des limites de terrain de la centrale nucléaire. La dose
reçue pour la population continue à diminuer en fonction de la distance.
Dans le Tableau 44, on fournit une évaluation des incidences radiologiques sur l’homme à
court terme.
228
5249-506-073
Tableau 44 : Evaluation des incidences radiologiques sur l’homme pour le court terme
Dépôt géologique
Mise en forage profonds
durée, dans la perspective
du choix ultérieur d’une
option de gestion à
vocation définitive
Option du statu
quo
Entreposage dans l’attente
de l’application
industrielle de
avancées
Probabilité
d’absence
d’exposition
significative en
cas d’évolution
normale
Elevée
Elevée
Elevée
Elevée
Assez élevée
Une technologie améliorée
pour l’entreposage et le
conditionnement est
supposée entraîner une
nouvelle diminution des
émissions radiologiques,
ce qui entraîne une
probabilité abaissée
d’impact d’exposition
radiologique sur l’homme
et l’environnement.
Les installations pour le (post-)
conditionnement et l’entreposage
temporaire sont supposées être
aussi robustes que pour
l’entreposage de longue durée.
Les installations pour le (post-)
conditionnement et l’entreposage
temporaire sont supposées être
aussi robustes que pour
A la fin du court terme, une partie
des déchets a déjà été mise en
dépôt, ce qui entraîne une
probabilité diminuée d’impact sur
l’homme et l’environnement par
rapport à l’entreposage de longue
durée.
A la fin du court terme, une partie
des déchets a déjà été mise en
dépôt, ce qui entraîne une
probabilité diminuée d’impact sur
l’homme eet l’environnement par
rapport à l’entreposage de longue
durée.
conditionnement est
supposée entraîner une
nouvelle diminution des
émissions radiologiques, ce
qui entraîne une probabilité
abaissée d’impact
d’exposition radiologique sur
l’homme et l’environnement.
Les émissions
radiologiques de
routine actuelles des
bâtiments
d’entreposage
existants
n’entraînent pas un
impact significatif sur
l’homme et
l’environnement.
L’incidence dépend de la localisation et de l’exécution technique des options de gestion. Leur importance ne peut donc pas être estimée en détail à ce stade.
229
Gestion active
L’entreposage perpétuel est constitué de cycles successifs (100 à 300 ans) d’entreposage
de longue durée.
Dans le rapport sur les incidences environnementales pour le projet du dépôt géologique de
Yucca Mountain (205), le US-DOE commente aussi l’impact d’un entreposage perpétuel
pendant 10.000 ans. L’évaluation implique non seulement la population, mais aussi les
travailleurs (futurs) qui exécutent le contrôle institutionnel (transport, exploitation,
surveillance, etc.). Il s’ensuit que le risque pour la population reste limité, mais que les
travailleurs sont effectivement exposés pendant les activités de gestion (tout en respectant
la limite de dose annuelle de 20 mSv) (34).
Un risque éventuel réside dans le fait qu’à chaque reconditionnement de combustible irradié
ou d’autres déchets radioactifs, il y a un risque d’accident, d’où une augmentation potentielle
de l’exposition radiologique pour l’homme et pour l’environnement.
Gestion passive
Le niveau avancé d’un certain nombre de programmes nationaux, comme ceux de la
Finlande (96), de la Suède (95), de la France (122) et de la Suisse (124), qui visent à terme
la mise en œuvre d’un dépôt géologique, a abouti au développement de recommandations
et d’exigences internationales concernant la sûreté à long terme. La CIPR, l’AIEA et l’AEN
de l’OCDE proposent un cadre adapté qui autorise une approche pragmatique et par étapes
des phases de recherche, de développement et de design du dépôt géologique. Des
exigences sont également imposées concernant les caractéristiques auxquelles une
installation de dépôt doit satisfaire (84), (19), (206).
Des études de sûreté exécutées dans différents pays ont démontré le potentiel que possède
le dépôt géologique de satisfaire aux exigences de sûreté. La Figure 60 illustre l’évolution de
la dose individuelle annuelle telle qu’elle a été calculée pour différents concepts de dépôt
géologique. Les concepts suédois (95), finnois (96), suisse (124), français (122), allemand
(207) et belge (7) ont été étudiés.
230
5249-506-073
Figure 60 :
Comparaison des doses calculées pour le dépôt géologique de déchets
radioactifs en Belgique (SAFIR 2), en Finlande (RNT-2008), en France (DOSSIER
2005), en Allemagne (ENDLAGERUNG), en Suède (SR-CAN) et en Suisse (NAGRA)
On remarque que les deux axes de la figure sont logarithmiques et qu’il y a de grandes
différences entre les doses calculées pour chacun des concepts de dépôt illustrés. Ces
différences sont liées à des différences dans les types de déchets considérés, dans les
barrières naturelles et ouvragées et dans les hypothèses concernant la performance de ces
barrières. Malgré ces différences, toutes les doses calculées sont très faibles, en accord
avec les normes et largement inférieures à la dose moyenne provenant de la radioactivité
naturelle en Belgique.
Une installation de dépôt géologique doit protéger l’homme et l’environnement contre
l’exposition aux radionucléides pendant une période de l’ordre du million d’années, qui est
également l’horizon temporel au-delà duquel des changements géologiques significatifs ne
peuvent pas être exclus. Ceci est indiqué dans la figure par la zone hachurée en gris. Les
doses annuelles inférieures à 0,000001 mSv n’ont pas de signification radiologique ; elles
sont présentées dans la figure uniquement pour illustrer le comportement des modèles et
sont hachurées en gris.
Les résultats qui sont présentés dans la Figure 60 sont d’autant plus encourageants qu’ils
sont basés sur des hypothèses prudentes. Pour traiter les incertitudes résiduelles inhérentes
à l’évolution de l’installation de dépôt et qui sont inévitables sur des échelles de temps aussi
longues, des simplifications ont été effectuées qui impliquent que l’impact radiologique est
surestimé. Un exemple typique d’une hypothèse prudente consiste à ne pas prendre en
compte certains processus qui contribuent à limiter la libération de substances radioactives
comme par exemple un gradient hydraulique qui est dirigé vers l’installation de dépôt (7) ou
la corrosion lente de l’emballage primaire des déchets (7), (124). D’autre part, on considère
toujours des hypothèses très pessimistes concernant le degré d’exposition radiologique des
individus. Dans le cas de SAFIR 2 (7), la dose est estimée pour un individu qui vit en
autarcie au-dessus de l’installation de dépôt géologique, c’est-à-dire un individu qui pourvoit
à son entretien par l’agriculture et l’élevage sur le sol et les aquifères qui sont en contact
avec le flux radiologique provenant de l’installation de dépôt. L’eau potable est aussi
supposée provenir exclusivement d’un puits de forage profond dans cet aquifère. Les
résultats de la Figure 60 concernent donc la dose radiologique d’une installation de dépôt
231
géologique pour un individu dans des conditions exagérément pessimistes. C’est pourquoi,
dans ce contexte, on parle de doses potentielles, contrairement aux doses réelles reçues
par les travailleurs dans le secteur nucléaire lors d’activités qui entraînent une exposition
radiologique (18). Quoique les connaissances sur l’évolution d’un dépôt géologique
s’améliorent constamment, les hypothèses prudentes sont malgré tout conservées en vertu
du principe de précaution.
Le calcul de la dose effective reçue par un individu suite à la présence d’une installation de
dépôt dépend de ses habitudes et de son environnement. L’estimation du flux de
radiotoxicité total provenant de la formation hôte est pertinente, étant donné qu’elle est
indépendante de variations dans la biosphère. Récemment, le CEN a calculé le flux de
radiotoxicité typique d’un dépôt géologique de 1 km² de combustible irradié dans une argile
peu indurée, voir Figure 61 (171).
Figure 61 :
Flux de radiotoxicité provenant de la formation hôte d’un dépôt géologique dans
une argile peu indurée. La « reference value » correspond au flux provenant des
engrais appliqués annuellement sur les sols agricoles flamands.
Le flux de radiotoxicité provenant de la formation hôte est nettement inférieur au flux de
radiotoxicité dû à la fertilisation annuelle des sols agricoles flamands (ordre de grandeur de
10 Sv/km2/an). Ce sont essentiellement les produits de fission et d’activation qui atteignent
la surface et entraînent des incidences sur l’homme. Les actinides restent absorbés à
l’intérieur d’une couche de plusieurs mètres dans la formation argileuse entourant
l’installation de dépôt jusqu’à un million d’années après la fermeture ; seule une partie
minime parvient à la surface. Les propriétés d’absorption de l’argile sont démontrées dans
un certain nombre de programmes de recherche nationaux (7), (124), (122).
232
5249-506-073
Ci-après, on donne un aperçu court de l’influence d’un certain nombre de scénarios
possibles pour des cycles du combustible avancés (voir paragraphe 7.2.2.2) sur les
incidences radiologiques à long terme d’un dépôt géologique.
L’impact d’un certain nombre de scénarios mettant en œuvre différents cycles du
combustible sur la gestion des déchets radioactifs a été évalué dans le cadre d’études
internationales telles que celle du groupe d’experts de l’AEN (119) et le projet européen
Red-Impact (120), (101). L’évaluation se faisait à partir des connaissances disponibles, qui
sont encore fort lacunaires. Dans le projet Red-Impact (120), (101), on a évalué l’influence
sur un dépôt géologique de cinq scénarios pour le cycle du combustible. On a fait
l’hypothèse que les cycles du combustible ont atteint leurs conditions d’équilibre, ce qui
implique qu’ils sont mis en œuvre pendant de nombreuses dizaines d’années (ordre de
grandeur de cent ans). Les cycles du combustible considérés sont les suivants :
Le cycle A1 est un cycle « ouvert », dans lequel le combustible UOX (oxyde
d’uranium) est irradié dans des réacteurs à eau légère
Dans le cycle A2, le combustible UOX est irradié dans des réacteurs à eau légère,
le combustible irradié est retraité par le procédé PUREX et le plutonium est recyclé
une fois comme combustible MOX (oxyde mixte d’uranium et de plutonium) dans
des réacteurs à eau légère
Dans le cycle A3, le plutonium est recyclé plusieurs fois dans un réacteur rapide
Dans le cycle B1, le plutonium, combiné aux actinides mineurs est recyclé plusieurs
fois dans un réacteur rapide (voir Figure 42) ;
Dans le cycle B2, le parc de réacteurs comprend des réacteurs à eau légère
complétés par un ADS (réacteur piloté par un accélérateur) pour la fission des
actinides (voir Figure 41).
La Figure 62 (199) donne l’évolution de la radiotoxicité pour les cinq cycles du combustible
considérés. Cette figure montre clairement que le recyclage complet de tous les actinides
dans un réacteur rapide (cycle B1) ou dans un ADS (cycle B2) conduit à terme (c’est-à-dire
en conditions d’équilibre, après une période de l’ordre d’une centaine d’années) à une forte
réduction de la radiotoxicité à long terme.
La Figure 62 montre aussi une ligne parallèle à l’axe horizontal. Celle-ci correspond à la
radiotoxicité présente dans la quantité d’uranium naturel nécessaire à la fabrication du
combustible requise pour la génération d’1 TWh d’électricité dans le cycle du combustible
A1. Dans le cas du cycle A1, il faut 200.000 ans pour atteindre ce niveau de référence. Dans
le cas des cycles B1 et B2, ce niveau est déjà atteint après environ 500 ans.
233
1.E+09
A1
A2
1.E+08
A3
Radiotoxicity (Sv/TWh(e))
B1
B2
U-A1
1.E+07
1.E+06
1.E+05
1.E+04
1.E+03
1.E+01
1.E+02
1.E+03
1.E+04
1.E+05
1.E+06
Time (a)
Figure 62 :
Evolution de la radiotoxicité pour les cycles du combustible décrits ci-dessus
L’indicateur de sûreté radiologique le plus important pour un dépôt géologique contenant des
déchets de haute activité est la dose annuelle reçue par un individu du groupe de référence.
Ce dernier est un groupe de personnes qui vit dans les environs immédiats de l’endroit où
on attend le futur relâchement dans la biosphère des radionucléides provenant des déchets.
La Figure 63 (120) donne l’évolution de la dose annuelle totale calculée pour le groupe de
référence dans le cycle du combustible A1 (cycle actuel, sans retraitement) pour un dépôt
dans l’argile. Elle montre que l’129I est le plus important contributeur à la dose totale
maximale calculée. Le 79Se et le 126Sn sont d’autres radionucléides importants, ainsi que,
dans une moindre mesure, le 36Cl et le 99Tc. La dose totale est à imputer principalement aux
produits de fission et d’activation. Les actinides ne contribuent que très tardivement (ordre
de grandeur de 100.000 ans) à la dose totale. La dose provenant des actinides est inférieure
de quelques ordres de grandeur à celle due à l’129I. En cas de retraitement selon le procédé
existant (cycle A2), la dose totale est aussi dominée par les produits de fission et
d’activation.
234
5249-506-073
Dose (river pathway) (Sv/a/TWhe)
1.0E-10
C14
Cl36
Se79
Zr93
Tc99
Sn126
I129
Ra226
Th229
Th230
U233
Np237
TOTAL
1.0E-11
1.0E-12
1.0E-13
1.0E-14
1.0E-15
1.0E-16
1.0E+02
1.0E+03
1.0E+04
1.0E+05
1.0E+06
1.0E+07
Time after canister failure (years)
Figure 63 :
Evolution de la dose totale calculée pour le cycle du combustible A1 dans le cas
d'un dépôt géologique dans l'argile
La Figure 64 (120) montre l’évolution de la dose totale annuelle calculée pour les cinq cycles
du combustible considérés. C’est le cycle A1 qui donne la plus haute dose maximale. En
comparaison avec la Figure 63, on voit que la différence entre les doses calculées pour les
différents cycles provient principalement des quantités différentes en 129I contenues dans les
déchets. L’129I s’échappe comme gaz lors du retraitement du combustible irradié. Dans le
cas du cycle A1, le combustible irradié est directement mis en dépôt et contient donc encore
tout l’129I. Dans le cas des cycles A3, B1 et B2, tous les combustibles irradiés sont retraités
et il ne reste qu’une fraction inférieure à 1% d’129I dans les déchets vitrifiés.
235
1.0E-10
Dose (river pathway) (Sv/a/TWhe)
A1
A2 hlw
1.0E-11
A2 spf-mox
total A2
1.0E-12
A3
B1
1.0E-13
B2 hlw-uox
B2 hlw-mox
1.0E-14
B2 hlw-ads
total B2
1.0E-15
1.0E-16
1.0E-17
1.0E+02
1.0E+03
1.0E+04
1.0E+05
1.0E+06
1.0E+07
Time after canister failure (years)
Figure 64 :
Evolution de la dose totale calculée pour les cycles du combustible considérés
dans le cas d'un dépot géologique dans l'argile
La mise en œuvre de la séparation et la transmutation n’a donc qu’une influence très limitée
sur l’impact radiologique d’un dépôt géologique ultérieur, parce que cet impact est dû
principalement aux produits de fission et d’activation. Les systèmes de dépôt geologique
(que ce soit dans l’argile ou dans le granite) sont en effet très performants pour retenir tous
les actinides.
La radiotoxicité des déchets ne détermine le risque que dans le cas d’une intrusion humaine
dans l’installation de dépôt, où le risque radiologique pour l’intrus est déterminé par le
contact direct avec les déchets radioactifs.
Actuellement, on dispose de peu d’informations concernant les formations hôtes appropriées
éventuelles pour la mise en forages profonds dans le sous-sol belge. En dehors de la
Belgique, les connaissances relatives aux incidences radiologiques de cette option de
gestion ne sont que peu étendues.
Arnold et al. (182) parlent d’une dose maximum entraînée par l’utilisation d’eaux
souterraines contaminées de 1,4 × 10-12 mSv/an, qui interviendrait environ 8200 ans après le
placement des déchets dans les trous de forage. Cette dose s’applique à un seul trou de
forage.
Nous pouvons partir de l’hypothèse que moyennant la sélection d’une roche hôte
appropriée, les incidences radiologiques de la mise en forages profonds seront inférieures à
celles du dépôt géologique.
Dans le Tableau 45, on fournit une évaluation des incidences radiologiques sur l’homme à
long terme.
236
5249-506-073
Tableau 45 : Evaluation des incidences radiologiques sur l'homme pour le long terme
Gestion active
Probabilité
d’absence
d’exposition
significative en
cas d’évolution
normale
Gestion passive
Dépôt géologique
Elevée
Elevé
Assez élevée à élevée
conditionnement est supposée
entraîner une nouvelle
diminution des émissions
radiologiques, ce qui entraîne
une probabilité abaissée
d’impact sur l’homme et
l’environnement.
Les études d’impact sur l’environnement
existantes pour le dépôt géologique indiquent
une protection suffisante de l’homme et de
l’environnement et ceci, avec une haute
certitude.
Aucune démonstration pratique de la technologie à ce jour. Encore aucune
étude d’impact.
Les propriétés de la roche hôte sont
primordiales pour garantir cette protection.
La circulation lente dans les eaux souterraines très profondes, la perméabilité
diminuée des formations hôtes à très grande profondeur et la distance de
transport augmentée font que le retour de radionucléides (et donc aussi
l’exposition radiologique de l’homme et l’environnement) est escompté comme
étant inférieur au dépôt géologique).
Il n’y a pratiquement pas de contrôle sur la localisation des conteneurs par
rapport aux fissures et failles existantes.
L’incidence dépend de la localisation et de l’exécution technique des options de gestion. Leur importance ne peut donc pas être estimée en détail à ce stade.
237
9.4.4
Intégration des incidences sur la santé humaine
Les exigences de sûreté qui sont posées aux options de gestion sont particulièrement
sévères et sont déterminées par des règles internationales impératives. Ces critères de
protection ont fait l’objet d’une enquête analytique poussée dans le but de limiter au
maximum la libération de radioactivité débouchant sur une exposition.
En outre, le contrôle est très poussé. Poser un jugement distinctif simplement sur la base
des critères de sûreté postulés ou sur la base des incidences à escompter pour la santé
n’est donc pas pertinent étant donné que ces critères de prévention et de protection
s’appliquent à toutes les options de gestion et sont axés sur l’absence totale de toute
incidence réelle sur la santé. C’est ainsi que l’impact radiologique pour la population ne peut
pas dépasser la limite de dose annuelle recommandée au plan international de 0,1 à 0,3
mSv. Pour chaque option de gestion, la règle est qu’elle doit garantir la sûreté à long terme,
de manière à ce qu’il n’y ait pas d’incidences notables sur la santé.
Pour l’évaluation de l’incidence des différentes options de gestion considérées sur la santé
humaine, l’exposition potentielle des récepteurs est déterminante. Cette exposition
potentielle est définie théoriquement (potentiellement) par divers composants. Dans la
mesure où il existe des différences entre les options de gestion en ce qui concerne les
composants qui déterminent aussi en théorie (la limitation de) l’exposition, des différences
se manifestent également théoriquement en ce qui concerne le caractère incident (potentiel)
des incidences sur la santé.
Il est possible de considérer ces composants indépendamment les uns des autres et de les
évaluer théoriquement. Les composants sont notamment la source et la manière dont celleci évalue (importance de la source), la distance aux récepteurs, les itinéraires d’exposition
possibles et les barrières multiples qui sont prévues. Les incidences potentielles sur la santé
sont aussi liées à la probabilité de contact pour les récepteurs. Ceci suppose la présence de
récepteurs (par exemple lors du transport et de l’entretien). Plus la probabilité que les
récepteurs soient touchés (exposés) est élevée, plus le potentiel d’incidences pour la santé
(en fonction de la fréquence et de la durée du contact) est également élevé. La nécessité de
l’entretien et des contrôles, de même que l’accessibilité pour l’homme jouent ici un rôle
déterminant.
Ces composants sont expliqués dans le Tableau 46 en tant que critères distinctifs. Ces
critères sont évalués indépendamment les uns des autres, tant pour le court terme que pour
le long terme.
238
5249-506-073
Tableau 46 : Critères pour les incidences radiologiques sur la santé humaine
Source
La puissance de la source est initialement déterminante. La question de savoir si
celle-ci est égale pour toutes les options de gestion étudiées ou s’il existe des
différences qui sont propres au concept ou sont associées aux points de vue
sociétaux et aux décisions politiques. La puissance de la source est théoriquement
déterminante pour les incidences potentielles sur la santé, si limitées soient-elles en
raison des barrières multiples. La puissance de la source est déterminée par le
volume, la composition et l’activité des déchets.
Distance entre source et
récepteur (inhérente à
l’option de gestion)
Quelle est la distance entre la source et le récepteur dans l’univers bâti ? Il s’agit ici
de la distance propre à l’option de gestion et pas de la situation spécifique, étant
donné que la localisation n’est pas encore connue. Cette distance peut être un
critère distinctif. Une distance plus grande pendant l’aménagement peut être un
désavantage (transports fréquents, donc distance cumulative). Une distance
supérieure après l’aménagement est un avantage.
Barrières
Des barrières multiples sont intégrées pour protéger la source et absorber le
rayonnement. Ces barrières doivent être entretenues et renforcées où et quand c’est
nécessaire. Les caractéristiques des barrières (possibilité d’utiliser les Emerging
Technologies) peuvent être un critère distinctif.
Les barrières contribuent à l’exclusion d’itinéraires d’exposition éventuels (ingestion
ou inhalation) et réduisent donc le risque d’exposition effective.
Probabilité de contact
Les moments auxquels les récepteurs (travailleurs, visiteurs, public, riverains des
itinéraires de transport, etc.) peuvent ou doivent venir à proximité de la source sont
minimisés dans toutes les options de gestion, mais un contrôle et un entretien sont
au moins nécessaires pendant un certain temps, des pièces doivent être
remplacées, etc. La probabilité de contact peut être un critère distinctif. S’il y a une
probabilité de contact, sa fréquence et sa durée sont déterminants.
Dans ce SEA, on évalue les différentes options de gestion à partir de cette approche. Les
scores (Tableau 47) sont donnés selon un jugement d’expert, émanant des données
descriptives disponibles, lesquelles doivent répondre à des exigences techniques
internationales très strictes, et ceci pour toutes les options de gestion. On établit dans
chaque cas une comparaison avec la situation existante.
239
Tableau 47 : Tableau de scores pour les incidences radiologiques sur la santé humaine
Critère
Puissance de la
source
Volume
Activité
récepteur (inhérente à l’option de
gestion)
Barrières
Signification (par comparaison avec la situation
existante)
Score
Volume inférieur
+ ou + +
Volume comparable
0
Volume supérieur
- ou - -
Activité inférieure
+ ou + +
Activité comparable
0
Activiteit supérieure
- ou - -
Distance inférieure
+ ou + +
Distance comparable
0
Distance supérieure
- ou - -
Barrières multiples plus fortes
+ ou + +
Barrières multiples comparables
0
Barrières multiples moins fortes
- ou - -
Probabilité et fréquence inférieures
+ ou + +
Probabilité et fréquence comparables
0
Probabilité et fréquence inférieures
- ou - -
Emissions atmosphériques et émissions sonores
Outre les incidences radiologiques, des émissions dans l’air et des émissions sonores
peuvent aussi avoir une influence sur la santé humaine. Ces émissions ne sont considérées
ici que pour le court terme (voir chapitre 8). Pour la description de ces incidences, on
s’appuie sur les résultats des paragraphes 9.4.1 et 9.4.2.
Puissance de la source
La source est déterminée par le volume de déchets des catégories B et C et surtout par leur
activité (et leur toxicité chimique éventuelle).
Pendant le court terme, les installations nécessaires sont construites et équipées et les
déchets sont placés dans l’installation. Ce n’est qu’après la construction des installations
que la source joue un rôle significatif dans l’évaluation.
La quantité de déchets à gérer à court terme est la même, en principe, pour toutes les
options de gestion. Dans le paragraphe 2.1, on décrit les volumes, de même qu’un certain
nombre d’incertitudes qui peuvent avoir une influence sur ces volumes, comme l’option
éventuelle de reprendre le retraitement du combustible irradié, le dossier UMTRAP et le
transfert possible de déchets de la catégorie A vers la catégorie B. Le chapitre 4 traite de
l’influence du maintien en activité prolongé envisagé des centrales nucléaires.
Le score est attribué à toutes les options de gestion en ce qui concerne le volume, étant
donné que le volume est nettement plus élevé que le volume géré actuellement puisque les
240
5249-506-073
centrales nucléaires seront encore très actives à l’avenir et/ou produiront des déchets durant
toute leur vie.
Le problème est toutefois de connaître avant tout l’activité des déchets à déposer. Les
déchets de haute activité ont un débit de dose de contact > 2 Sv/h. Ces déchets
comprennent une concentration très élevée en radionucléides. Or, la composition des
déchets radioactifs varie avec le temps en raison de la décroissance radioactive, laquelle
s’accompagne de l’émission de rayonnement alpha ou béta, de rayonnement
électromagnétique (rayonnement gamma) ou d’une combinaison de différents types de
rayonnement. Les radionucléides initiaux disparaissent (progressivement) dans le cours du
temps, mais dans le cas des actinides, d’autres radionucléides les remplacent, lesquels
peuvent être encore plus actifs. Les émissions peuvent donc varier fortement dans le temps.
La période radioactive est une mesure de la vitesse de la décroissance radioactive et peut
varier fortement en fonction du radionucléide. La décroissance radioactive des déchets de
catégorie C s’accompagne en outre d’une émission thermique considérable (plus de 20
W/m³), qui diminue toutefois avec le temps.
On peut cependant supposer qu’en ce qui concerne l’activité de la source, il y a, à court
terme, peu de différence entre les différentes options de gestion. Toutes les options de
gestion reçoivent donc le score 0.
Distance entre source et récepteur (inhérente à l’option de gestion)
Pendant le court terme, la distance entre source et récepteur est d’abord importante pour les
travailleurs qui seront impliqués dans le placement des déchets dans l’installation. On part
du fait que pour toutes les options de gestion, des techniques de « remote manipulation »
seront appliquées chaque fois que cela est possible.
Au stade actuel, il n’est pas possible d’établir une différence entre les différentes options de
gestion sur la base de ce critère. Le score 0 est attribué. Ce score pourrait être
éventuellement plus favorable si des techniques de point de « remote manipulation » étaient
appliquées à l’avenir.
Barrières
Pour la phase d’aménagement, des barrières ne sont pas vraiment à l’ordre du jour. Le
prétraitement et le conditionnement des déchets sont similaires pour toutes les options de
gestion. Le score 0 est donc attribué pour toutes les options de gestion.
Pendant le court terme, les déchets sont transportés jusqu’à l’installation de gestion. On part
de l’hypothèse qu’aucun transport international de déchets radioactifs n’aura lieu sur de
longues distances. La gestion dans les limites du pays reçoit la préférence (voir Annexe D).
Les déchets sont transportés par un personnel spécialisé de sociétés de transport agréées
(p.ex. Transnubel de Dessel). Les strictes conditions et limitations du règlement de transport
ADR (classe 7 : déchets radioactifs) sont d’application. Le règlement de transport détaillé
ADR comprend des exigences relatives aux colis de déchets, aux quantités qui peuvent être
transportées, aux exigences de formation pour les chauffeurs et les accompagnateurs, au
type de véhicules autorisés, à la signalisation qui doit être placée sur les véhicules de
transport, aux documents de bord (lettres de voiture, fiches de sécurité, …), à l’équipement
et au contrôle des véhicules, etc. Toutes ces prévisions ont pour but de faire en sorte que
les transports aient lieu de manière absolument sûre et, surtout, pour éviter qu’une
dissémination éventuelle de radionucléides puisse avoir lieu dans l’environnement avec un
241
risque d’exposition des récepteurs. Ces conditions de transport, qui abaissent la probabilité
de contact, sont égales pour toutes les options de gestion. Pour les options de gestion non
définitives, le nombre de transports peut toutefois être supérieur aux options de gestion
définitives (p.ex. si à un stade ultérieur, les déchets doivent être transportés vers une
installation de gestion définitive). C’est pourquoi les options de gestion non définitives sont
évaluées comme plus défavorables que les options de gestion définitives (score 0).
Emissions atmosphériques
Dans le paragraphe 9.4.1.3, on conclut que l’impact des émissions dans l’air est limité. Nulle
part, on ne parle d’émissions considérables des polluants qui font l’objet d’une attention
renforcée aujourd’hui (voir paragraphe 6.8.3.1). Des données spécifiques sur des émissions
atmosphériques ne sont pas connues à l’heure actuelle, de sorte qu’une quantification et un
jugement définitif ne sont pas encore possibles à l’heure actuelle. Sur la base des
hypothèses avancées, l’impact sur la qualité de l’air apparaît un peu plus important pour
l’entreposage que pour le dépôt (voir Tableau 39), ce qui est surtout dû à la durée plus
courte des travaux d’aménagement.
Emissions sonores
Dans le paragraphe 9.4.2.3, on conclut que les émissions sonores sont plus grandes, selon
les prévisions, pour l’entreposage que pour le dépôt (voir Tableau 43). Pour l’option du statu
quo, les travaux et, par conséquence, les nuisances sonores, sont plus limitées. L’évaluation
tient compte de la densité des récepteurs dans l’environnement.
Le Tableau 48 donne une évaluation des incidences radiologiques sur l’homme pour le court
terme selon les critères décrits (puissance de la source, distance, barrières et chances
d’impact).
242
5249-506-073
Option du statu quo
Dépôt géologique
Tableau 48 : Evaluation des incidences radiologiques sur la santé humaine pour le court terme
Source
Volume
-
-
-
-
-
Activité
0
0
0
0
0
Distance entre source et récepteur
(inhérente à l’option de gestion)
0
0
0
0
0
Barrières
0
0
0
0
0
0
0
0
-
-
Pour l’évaluation des incidences d’émissions atmosphériques et d’émissions sonores, nous
renvoyons au Tableau 39, respectivement au Tableau 43.
En cas de gestion passive, le volume de déchets reste en principe inchangé à long terme
(score 0). En cas de gestion active (entreposage perpétuel), il est certain que le volume
augmente. Tous les 100 à 300 ans, les installations doivent être reconstruites et les déchets
doivent faire l’objet d’un nouveau conditionnement ; ces activités génèrent de nouveaux
déchets radioactifs (voir Figure 25). C’est pourquoi la gestion active se voit attribuer un score
défavorable (- -).
L’évolution de l’activité à long terme est en principe la même pour la gestion passive que
pour la gestion active. Etant donné que l’activité ne diminue que très lentement et que les
déchets doivent donc encore être isolés de l’homme et de l’environnement pendant
très longtemps, toutes les options de gestion reçoivent un score neutre (0).
Distance entre source et récepteur (propre à l’option de gestion)
A long terme, la distance entre le site et la zone résidentielle la plus proche est
déterminante. Toutefois, comme la distance aux zones habitées n’est pas encore à l’ordre
du jour à ce stade (vu que l’on n’a pas encore choisi un emplacement), il peut uniquement
s’agir de la distance qui est propre à l’option de gestion. Théoriquement, on peut indiquer
243
que moins l’option de gestion prend de place, et plus la distance jusqu’aux zones habitées
peut être augmentée. Une option qui occupe une grande surface implique certainement,
dans un pays densément peuplé comme la Belgique, que la distance aux zones habitées
peut être restreinte. Dans le Tableau 25, on reproduit une estimation de l’espace occupé par
les options de gestion. Le dépôt géologique et l’entreposage perpétuel prennent, grosso
modo, autant d’espace, mais la surface nécessaire pour la mise en forages profonds est
beaucoup plus importante.
La distance entre source et récepteur doit cependant être considérée dans trois dimensions.
Le dépôt souterrain introduit une troisième dimension et augmente la distance entre source
et récepteur. A la condition d’un choix approprié de la roche hôte, cette distance est en outre
beaucoup plus difficile à franchir que la distance horizontale à la surface. Pour la mise en
forages profonds, la profondeur est la plus grande : les déchets sont isolés de la biosphère
par des couches de plusieurs kilomètres d’épaisseur. En ce qui concerne la distance entre
source et récepteur, ceci compense le désavantage lié à la très grande emprise du site. En
cas de dépôt géologique, la profondeur est d’un ordre de grandeur de plusieurs centaines de
mètres. Tant la mise en forages profonds que le dépôt géologique sont censés impliquer une
amélioration considérable par rapport à la situation actuelle en ce qui concerne la distance
entre source et récepteur (score + +).
En cas de gestion active (entreposage perpétuel), seule la distance horizontale entre le site
et les zones habitées est importante. On peut supposer que la situation est comparable à la
situation actuelle (score 0).
Barrières
Les barrières ouvragées ont été prévues et conçues pour lutter contre la dissémination des
radionucléides dans l’environnement. En cas de gestion active, les barrières les plus
importantes sont l’emballage des déchets et le bâtiment d’entreposage. Les déchets sont
placés dans un conteneur qui assure le confinement des radionucléides pendant au moins
plusieurs centaines d’années. De même, les bâtiments d’entreposage ont une durée de vie
d’au moins 100 ans. Tous les 100 à 300 ans, les installations doivent être reconstruites et
les déchets être reconditionnés. Nous partons de l’hypothèse que le conditionnement des
déchets et les bâtiments d’entreposage offriront une protection qui sera aussi bonne que
dans la situation actuelle (score +).
En cas de dépôt géologique, la formation hôte forme une barrière naturelle supplémentaire.
A long terme, les conteneurs perdent leur intégrité, mais la formation hôte (si celle-ci a été
bien choisie) assure la limitation de la dissémination des radionucléides. Cette option de
gestion est censée prévoir la mesure nécessaire de confinement et d’isolation de manière à
pouvoir offrir un niveau de protection acceptable à l’homme et à l’environnement (7). En
combinant les barrières ouvragées et naturelles, cette option de gestion obtient une
évaluation favorable (score + +).
En cas de mise en forages profonds, les conteneurs perdront, selon les prévisions, plus
rapidement leur intégrité qu’en cas de dépôt géologique. De même, les performances du
matériel tampon à grande profondeur sont peu sûres. A terme, cette option de gestion
évolue donc vers un système à une seule barrière. Moyennant une bonne sélection de la
roche hôte, on peut s’attendre à ce que l’homme et l’environnement soient suffisamment
protégés, mais actuellement, les connaissances sont limitées quant à la présence de
formations hôtes pouvant être appropriées dans le sous-sol belge (voir paragraphe 7.2.1.2).
Cette option de gestion est évaluée comme moins favorable que le dépôt géologique (score
+).
244
5249-506-073
La gestion active exige, par définition, aussi à long terme des actions de l’homme pour entre
autres l’entretien et le contrôle. Toute intervention humaine implique une probabilité de
contact, si petite soit-elle. La probabilité de contact reste, à long terme, à peu près aussi
élevée qu’à court terme (score 0).
En cas de gestion passive, la sûreté est garantie sans qu’une intervention humaine soit
encore nécessaire. A partir d’un moment déterminé, le site peut être complètement fermé et
des manipulations humaines ne sont plus possibles. La probabilité de contact est donc très
limitée. Pour le dépôt géologique, il est possible (il est vrai, moyennant des coûts qui
peuvent être très élevés si l’installation est complètement fermée) de récupérer les déchets
alors que pour la mise en forages profonds, ceci n’est normalement plus possible. C’est
pourquoi la mise en forages profonds est évaluée comme un peu moins favorable (score +
+) que le dépôt géologique (score +).
Le tableau ci-dessous donne une évaluation des incidences radiologiques sur l’homme pour
le long terme selon les critères décrits (puissance de la source, distance, barrières et
chances d’impact).
Tableau 49 : Evaluation des incidences radiologiques sur la santé humaine pour le long terme
Gestion active
Gestion passive
Dépôt géologique
Source
Volume
--
0
0
Activité
0
0
0
récepteur (inhérente à l’option
de gestion)
0
++
++
Barrières
+
++
+
0
+
++
En cas de gestion active, les changements sociétaux peuvent avoir une incidence
considérable (négative). Les paramètres comme la distance, les barrières et les chances
d’impact peuvent évoluer dans un sens négatif si la gestion active disparaît (voir aussi
paragraphe 10.4.1).
245
9.5
Aspects sociétaux
9.5.1
Méthodologie
9.5.1.1 Délimitation du domaine
La relation entre le Plan Déchets et les impacts sociétaux doit être considérée comme suit :
la gestion des déchets radiologiques entraîne des processus de changement biophysiques
et/ou sociétaux. Ces changements entraînent ensuite des incidences sociétales, à savoir
des incidences réelles et perçues, qui sont subies par les hommes au niveau individuel et au
niveau collectif.
Action
Changements
biophysiques
Processus de
changements sociétaux
direct
2e ordre
Impacts biophysiques
Figure 65 :
indirect
2e ordre
Impacts sociétaux
Lien entre interventions et impacts sociétaux
Les incidences sociétales sont toutes les conséquences sociétales et culturelles de
l’entreposage ou du dépôt de déchets radioactifs sur la population. Il s’agit ici d’incidences
qui influencent la manière dont les hommes vivent, travaillent, recréent, se comportent les
uns vis-à-vis des autres, s’organisent et se comportent en tant que membres de la société
(208).
Un exemple de processus de changement sociétal est l’expropriation d’habitations pour
l’aménagement d’un site pour l’entreposage ou le dépôt de déchets radioactifs. Les impacts
sociétaux qui en résultent sont par exemple la perte de cohésion sociétale, la diminution du
bien-être mental des habitants, etc.
Les incidences sociétales qui sont considérées sont à la fois les incidences de
comportement et les incidences de perception, non uniquement les incidences dites
imaginaires ou subjectives. Un exemple en est la perception des risques par la population. Il
s’agit d’une incidence de perception à laquelle est lié le bien-être émotionnel et physique
d’un individu. La perception des risques d’un individu découle de la construction sociétale de
la réalité par cet individu et est donc la réalité vécue par cet individu et non pas simplement
une idée imaginaire.
Les incidences éventuelles sur la physique humaine ne sont pas examinées dans le cadre
des aspects sociétaux. Elles sont intégrés dans l’aspect santé (voir paragraphe 9.4).
Le domaine d’étude pour les aspects sociétaux se concentre d’abord sur le site où les
déchets radioactifs sont gérés et sur un périmètre plus étendu (en surface) autour de celui246
5249-506-073
ci. Etant donné que l’emplacement du site n’est pas encore fixé, on travaille avec des
environnements-types (voir paragraphe 5.3.2). En outre, l’étude jette aussi un regard très
large sur les incidences sociétales non spécifiques à un emplacement.
Les perspectives de temps qui sont utilisées sont en premier lieu celles du court terme
puisque les incidences sur les aspects sociétaux sont d’abord liées à la construction et à
l’exploitation des installations de dépôt ou d’entreposage. Il va de soi que ces effets se
poursuivront également en partie sur le long terme.
9.5.1.2 Incidences éventuellement significatives
Changement de fonction
En raison de l’exécution du Plan Déchets, des fonctions et des activités existantes liées à un
emplacement sont influencées. Ces fonctions peuvent se situer dans différents domaines
sociétaux comme l’habitation, le travail, les loisirs, etc. Ceci concerne l’univers de vie des
groupes cibles et les fonctions les plus importantes à l’intérieur de celui-ci. Les différentes
options de gestion auront ici un impact probablement différent.
La disparition, le changement, la limitation, l’augmentation, la faisabilité et la création
supplémentaire de fonctions et d’activités sont considérés et on examine la manière dont
ces changements de fonction influencent le fonctionnement de la société.
Il n’existe pas de valeurs seuil concrètes qui déterminent la signification de l’incidence.
L’évaluation se fera au moyen d’un jugement d’expert en partie quantitatif et en partie
qualitatif.
Accessibilité
Pour l’évaluation de cette incidence, on examine l’aspect mobilité et on vérifie dans quelle
mesure celui-ci est influencé par les différentes options de gestion.
L’évaluation se fera au moyen d’un jugement d’expert en partie quantitatif et en partie
qualitatif.
Perception du risque
Dans le cadre de cette incidence, on discute la perception de la population en relation avec
les risques qui sont liés à l’entreposage ou au dépôt de déchets radioactifs. Dans ce cadre,
on se concentre donc sur l’aspect subjectif, c'est-à-dire la perception des individus et des
groupes. Dans ce contexte, le danger objectif et la perception subjective des risques ne
correspondent pas nécessairement parfaitement.
L’évaluation se fera au moyen d’un avis d’expert essentiellement qualitatif.
Bien-être sociétal
Pour la discussion du bien-être sociétal, on examine l’influence du Plan Déchets sur le
fonctionnement journalier de l’individu dans son cadre sociétal. Dans ce contexte, on
examine des aspects comme les réseaux sociétaux, la cohésion sociétale, l’identification à
la communauté, la différenciation sociétale et l’inégalité, ainsi que la tension sociétale.
247
Pour la discussion du bien-être sociétal, on examine surtout les riverains qui vivent aux
abords du site.
L’évaluation se fera au moyen d’un avis d’expert essentiellement qualitatif.
Viabilité / qualité de l’environnement dans lequel on vit
Pour la discussion de la viabilité, on convertit les aspects objectifs liés aux nuisances
comme ceux discutés au paragraphe 9.4 (c'est-à-dire les changements et les impacts
biophysiques) en impacts sociétaux et leur influence sur le fonctionnement journalier de
l’homme.
La viabilité est en soi une incidence liée au lieu. Dans ce contexte, on se concentre donc sur
les riverains qui habitent aux abords immédiats du site de gestion.
Toutefois, l’évaluation dépend de dépassements des normes dans d’autres disciplines.
9.5.2
Description des incidences
9.5.2.1 Incidences qui sont équivalents quelle que soit l’option de gestion
Transport de déchets radioactifs
Les incidences liées à l’amenée des déchets radioactifs se produisent dans la même mesure
pour chacune des options de gestion. L’impact de ce transport dépend du mode d’amenée :
route, rail (avec ou sans combinaison entre transport routier selon la situation des zones de
chantier et la présence des voies ferrées) ou une combinaison de transport par navire et de
transport routier.
Puisque l’emplacement concrêt et donc aussi la distance jusqu’au site ne sont connus,
aucun jugement ne peut être émis concernant l’importance de l’impact du transport.
Perception des risques à l’égard des déchets radioactifs
Bien que l’attitude de la population à l’égard des différentes options de gestion soit
différente, il existe aussi une perception générale des risques qui sont liés aux déchets
radioactifs, indépendamment de l’option de gestion concrète. Celle-ci est commentée ici.
Les déchets radioactifs sont un aspect important pour l’attitude du citoyen à l’égard de
l’énergie nucléaire. Dans le cadre de l’Eurobaromètre, un sondage a été effectué en 2005
(209) et 2008 (210) sur l’attitude des citoyens européens à propos de l’énergie nucléaire et
des déchets radioactifs. Des Belges qui sont actuellement contre l’énergie nucléaire, 58%
modifieraient leur attitude dans un sens positif si une solution était apportée au problème
des déchets radioactifs (210). Ceci cadre également avec une autre étude dont il ressort que
plus de 60% de la population considère les déchets radioactifs comme dangereux (211). Ce
pourcentage s’abaisse toutefois à moins de 30% si l’on interroge sur le danger qu’ils
représentent pour un citoyen individuel ordinaire (212). On peut en conclure que la
population considère les déchets radioactifs comme un matériau dangereux, mais qu’on
perçoit le risque pour soi-même comme relativement restreinte. La plupart des citoyens, en
effet, ne se trouvent généralement pas à proximité des déchets radioactifs. Cette thèse est
248
5249-506-073
également confirmée par une enquête de 2002 (211) dont il ressort qu’une très grande
majorité de la population (94%) ne serait pas d’accord d’habiter au voisinage d’un site de
gestion de déchets radioactifs et que seulement 5% marquerait son accord.
Près de 60% de la population pense qu’aux sites de gestion de déchets radioactifs, il existe
un risque important d’accident grave ou de catastrophe (211). « Il s’agit à vrai dire d’une
double méfiance et d’une double demande de sûreté. La solution doit être sûre dans des
conditions normales, mais aussi dans des conditions extrêmes » (27). Dans cet ordre
d’idées, il est également très important, pour la population, de savoir qui gère et contrôle le
site (27). Dans ce contexte, la préférence est donnée à des institutions indépendantes et à
des scientifiques.
On remarque que dans certaines enquêtes comme les Eurobaromètres (209), (210), des
questions sur les déchets radioactifs sont combinées avec des questions sur l’énergie
nucléaire, alors qu’il s’agit de deux sujets différents. Ceci peut influencer les résultats dans
une certaine mesure. D’autre part, on peut supposer que beaucoup de personnes, dans leur
perception des risques liée aux déchets radioactifs, établissent également le lien avec
l’énergie nucléaire, notamment si le questionnaire n’est pas encadré dans un contexte. Dans
la pratique, il peut être difficile de séparer totalement ces deux sujets dans l’enquête sur la
perception des risques.
Au printemps 2009, l’ONDRAF a organisé une consultation sociétale à propos du Plan
Déchets (27). Une liste avec les questions et les préoccupations les plus importantes,
révélées au cours de cette consultation, est reprise dans l’Annexe A. Les questions
indiquent clairement que le public voit des risques dans certains aspects de la gestion des
déchets radioactifs. Quelques exemples :
Les options de gestion peuvent-elles être adaptées à d’autres quantités et d’autres
types de déchets?
Aspects financiers : les mécanismes de financement prévus actuellement couvrentils tous les frais des options de gestion?
Aspects liés à l’environnement et à la sûreté : les options de gestion sont-elles à
l’épreuve des catastrophes naturelles?
Aspects sociétaux : l’option de gestion est-elle flexible au niveau des décisions?
Impact sur le bien-être sociétal
A un niveau stratégique, l’impact sur le bien-être sociétal des riverains n’est pas un critère
distinctif pour les différentes options de gestion. Le bien-être sociétal ne dépend, en effet,
pas tellement de l’option de gestion spécifique, mais plutôt de l’emplacement d’implantation
concret.
Bien que les différentes options de gestion connaissent une emprise différente, ces
différences ne sont pas de nature à entraîner une différence concernant la perturbation des
relations sociétales dans l’environnement du site de gestion. On peut toutefois avancer ici
qu’une implantation du site dans un environnement urbanisé aura une incidence plus
négative sur le bien-être sociétal aux abords immédiats. Ceci n’est pas seulement dû au
nombre de riverains, mais aussi au nombre de relations fonctionnelles et non fonctionnelles
qui seraient perturbées par le site de gestion en raison de l’effet de barrière et du
découpage.
En outre, il est aussi possible qu’en raison de la perception du risque sur l’option de gestion,
certains groupes de population s’éloignent des abords immédiats du site, ce qui entraîne
249
une perturbation du mix sociétal. Ceci doit être suffisamment suivi et des mesures adaptées
doivent être prises pour surveiller la diversité socioculturelle aux abords.
Impact sur la viabilité / la qualité de l’environnement dans lequel on vit au cours de
la phase opérationnelle
On part de l’hypothèse que les différentes options de gestion peuvent offrir, dans leur phase
opérationnelle, une sûreté suffisante à la population et aux riverains. Sous cet angle, plus
aucune restriction ne devra être imposée aux activités des riverains aux abords du site et il
n’y aura pas de perturbation de la qualité de l’environnement dans lequel on vit. Autour des
installations de gestion, un périmètre sera toutefois instauré, mais celui-ci fera partie du site.
Ce n’est que si des incidents devaient se produire que des limitations devront être imposées
et que la qualité de vie aux abords peut être menacée.
9.5.2.2 Entreposage perpétuel
A court terme, cette option de gestion est évaluée de la même façon que l’option de gestion
« entreposage de longue durée dans la perspective du choix ultérieur d’une option de
gestion à vocation définitive », voir paragraphe 9.5.2.5.
Pour le long terme, les aspects sociétaux ne seront pas étudiés en détail. Néanmoins, nous
remarquons que l’emprise, en cas d’entreposage perpétuel, augmente constamment étant
donné que lors du reconditionnement des déchets et de la reconstruction des installations
d’entreposage, des déchets radioactifs sont également produits. Cette augmentation de la
superficie sera toutefois limitée.
9.5.2.3 Dépôt géologique
L’empreinte d’une installation de dépôt géologique est de quelques km² sous le sol.
L’empreinte en surface, par contre, estr beaucoup plus limitée : environ 75 ha (voir Tableau
25). Une affectation possible de cette surface peut être retrouvé sur la Figure 34. L’incidence
en termes de changement de fonction est un peu plus importante que pour l’entreposage de
longue durée ou perpétuel, voir paragraphe 9.5.2.5. Toutefois, l’effet peut augmenter si des
limitations sont imposées à l’utilisation du sol au-dessus des galeries souterraines.
Après la fermeture de l’installation de dépôt, le site en surface peut toutefois, en principe,
recevoir à terme une affectation ultérieure pour d’autres fonctions.
Accessibilité
Pour cette option de gestion, on compte globalement 75.000 transports environ par camion
pour l’évacuation des matériaux excavés et l’amenée des matériaux de remplissage (voir
Tableau 38). Ces transports sont toutefois étalés sur une longue période, ce qui fait que
l’impact reste limité (voir paragraphes 9.4.1 et 9.4.2).
En outre, la surface du site (environ 75 ha, voir Tableau 25) entraînera également un certain
effet de barrière, avec la diminution de l’accessibilité aux abords si des voiries existantes
devaient être interrompues. Ceci est notamment probable si le site est implanté dans un
environnement urbanisé.
250
5249-506-073
Sur la base de l’enquête sur la perception du risque auprès de la population belge en 2006
(212) on peut déduire que le dépôt géologique de déchets radioactifs de catégories B et C
est préféré par une majorité de la population par rapport à l’entreposage en surface. Plus de
60% de la population marque notamment son accord sur la position selon laquelle tant les
déchets de haute que de faible activité devraient être déposés sous le sol. Dans une autre
étude, on a cependant sondé spécifiquement le dépôt de déchets de haute activité. Dans ce
cas, environ 40% des Belges marque son accord sur la position selon laquelle le dépôt
géologique est la solution la plus appropriée pour la gestion à long terme des déchets de
haute activité. Un peu plus de la moitié a marqué son désaccord sur cette position et environ
5% ne le savait pas (210).
De même, la Conférence Citoyenne de la Fondation Roi Baudouin (213) juge que le dépôt
de déchets de haute activité et /ou de longue durée de vie dans des couches d’argile est une
option valable. Après avoir entendu les experts, les participants sont confiants dans le fait
que les couches d’argile offrent une bonne protection contre les rayonnements radioactifs.
Une importante condition existe néanmoins : ils posent que « la solution proposée par
l’ONDRAF (enfouissement en couches d’argile profonde) est valable à condition que le
gouvernement fédéral garantisse la réversibilité pendant une période raisonnable de
minimum 100 ans après l’enfouissement ». Par réversibilité, on entend la possibilité de
pouvoir choisir ultérieurement d’autres options de gestion, tant sur le plan technique que sur
le plan financier. Les arguments suivants sont invoqués par la Conférence Citoyenne (213) :
« Pourquoi recommandons-nous de garantir la réversibilité pour une durée raisonnable:
Pour laisser aux générations futures la liberté d’opter elles-mêmes pour les
solutions de leur choix, étant donné que les technologies évoluent en permanence ;
Parce qu’une solution réversible favorise aussi la fiabilité et la sûreté et oblige donc
la société à continuer à se préoccuper de la problématique. Elle exige aussi une
plus grande flexibilité et donc aussi davantage de sûreté opérationnelle ;
Parce que si nous n’exigeons pas la réversibilité à ce stade, les moyens financiers
n’auront pas été prévus pour permettre, le moment venu, d’opter pour une solution
réversible ;
Parce que si à l’avenir les recherches démontrent que cette solution n’est pas la
bonne, nous pourrons toujours opter pour une autre solution. »
En principe, la récupérabilité reste possible dans le cas du dépôt géologique. Les coûts que
ceci entraîne augmentent toutefois en fonction de l’avancement de la fermeture des
différents éléments du dépôt. La récupérabilité est censée être exécutable jusque 100 ans
après la fermeture de la dernière galerie de dépôt. La galerie principale et les puits restent
encore ouverts à ce moment. Dès que la galerie principale et les puits seront comblés, la
récupérabilité reviendra en fait à l’exploitation minière.
Bien qu’il ressorte des études que parmi toutes les options de gestion, le dépôt géologique a
le plus de partisans dans la population, des risques importants y sont encore attachés par la
population. Selon les Belges, les risques suivants sont importants dans le cadre du dépôt de
déchets radioactifs dans une installation de dépôt géologique proche du domicile de
quelqu’un (210) :
Les incidences éventuelles sur l’environnement et la santé : 50%
Le risque de fuites radioactives pendant la phase opérationnelle : 33%
Le transport des déchets jusqu’au site de gestion : 7%
251
Les risques consécutifs à une attaque terroriste : 5%
Une baisse considérable des prix de l’immobilier locaux : 4%
Si l’on opte pour le dépôt géologique, un site doit être délimité. Une nouvelle partie de la
population sera donc confrontée avec des déchets radioactifs à proximité de son domicile.
Ceci entraînera une augmentation temporaire de la perception du risque, notamment au
niveau local.
Pendant l’aménagement, diverses activités seront exécutées qui entraînent des nuisances
pour l’environnement proche du site. Ceci concerne notamment le forage des puits et des
galeries, l’évacuation du matériel excavé et l’amenée de matières premières. Ceci peut
entraîner des nuisances, certainement dans un environnement urbanisé.
Au cours de l’exploitation, il existe encore d’autres activités avec un impact sur la viabilité,
comme l’amenée de matériaux de remplissage pour les galeries et les puits. En général, on
peut supposer que la phase d’exploitation entraînera moins de nuisances aux abords
immédiats (voir paragraphes 9.4.1 et 9.4.2).
9.5.2.4 Mise en forages profonds
Pour le site de gestion, un espace d’environ 1260 ha doit être réservé (voir Tableau 25).
Cette option de gestion a donc ainsi la plus grande emprise. Trouver un tel emplacement en
Belgique sans utilisation humaine actuelle est peu vraisemblable. Il est probable qu’un
certain nombre de fonctions sont donc appelées à disparaître.
Après la fermeture des trous de forage, le site peut toutefois en principe être réaffecté à
d’autres fonctions.
Accessibilité
Sur la base de calculs sur le transport pendant la phase d’aménagement (voir paragraphes
9.4.1 et 9.4.2), on peut conclure que les différences avec le dépôt géologique ne seront pas
tellement prononcées.
Toutefois, la surface considérable du site (1260 ha selon les estimations) entraînera un effet
de barrière important pour l’environnement au sens large. On peut s’attendre à ce qu’un site
d’une telle importance entraîne une forte diminution de l’accessibilité, notamment si le site
est implanté dans un environnement urbanisé.
On ne connaît pas de données spécifiques à propos de l’attitude et de la perception du
risque de la population à l’égard de cette option de gestion. Vu le haut degré d’incertitude
(voir paragraphe 7.2.1.2), on peut estimer que cette option de gestion reçoit un score très
médiocre en matière de perception du risque.
Si l’on opte pour la mise en forage profonds, il faut délimiter un site. Une nouvelle partie de
la population sera donc confrontée avec les déchets radioactifs au voisinage de son
domicile. Ceci entraînera une augmentation momentanée de la perception du risque,
notamment au niveau local.
252
5249-506-073
En cas de mise en forages profonds, les principales activités qui entraînent des nuisances
pendant l’aménagement sont l’évacuation de matériaux excavés et l’amenée de matières
premières. Ceci pourra entraîner des nuisances, notamment dans un environnement
urbanisé.
Au cours de la phase opérationnelle, il existe encore d’autres activités avec un impact sur la
viabilité, comme l’amenée de matériaux de remplissage pour les forages. En général, on
peut supposer que la phase d’exploitation entraînera moins de nuisances aux abords
immédiats (voir paragraphes 9.4.1 et 9.4.2).
On peut supposer que pour cette option de gestion, un site totalement nouveau sera
développé. Il s’ensuit qu’il est bien question, contrairement à l’option du statu quo, d’une
nouvelle emprise, avec modification de l’utilisation existante du sol et perturbation des
fonctions existantes.
On part d’une emprise totale d’environ 40 ha (voir Tableau 25). Sur cette surface, on prévoit
à la fois l’installation de gestion et les installations apparentées, comme une usine pour la
fabrication de (super)conteneurs, une installation pour le post-conditionnement, une
installation d’entreposage temporaire et des bâtiments administratifs.
D’un point de vue sociétal, l’impact le plus important d’un changement de fonction peut être
attendu dans un environnement urbanisé, et, dans une mesure moindre aussi, dans un
environnement industriel. Cette évaluation est introduite à partir du nombre de personnes
concernées, en raison de l’expropriation, etc. et des conséquences sociétales secondaires
(cohésion sociétale, réseaux, etc.) que ceci entraîne.
Accessibilité
Les terrassements nécessaires peuvent être considérés comme assez importants. En raison
de l’étalement sur une période relativement courte (6 mois selon les estimations), l’impact
sera plus important que pour le dépôt géologique et la mise en forages profonds, bien que le
nombre total de transports soit plus réduit (voir paragraphes 9.4.1 et 9.4.2). En outre, un
transport sera encore nécessaire pour l’amenée de matériaux de construction.
A la suite de ces mouvements de transport, l’accessibilité aux abords du site sera
probablement perturbée temporairement sur certaines voiries au cours de la phase
d’aménagement.
En outre, la surface du site (environ 40 ha) entraînera aussi un certain effet de barrière avec
une diminution de l’accessibilité aux abords si des voiries existantes sont interrompues. Ceci
est vraisemblable notamment si le site est implanté dans un environnement urbanisé.
Pour l’entreposage de longue durée dans l’attente d’une décision définitive, les mêmes
considérations à propos de la perception du risque s’appliquent que pour l’option du statu
quo. Pour une discussion, on est donc renvoyé au paragraphe 9.5.2.7. On peut toutefois
supposer que l’entreposage de longue durée dans l’attente d’une décision définitive est pour
253
le moment considéré comme un peu plus robuste par la population et remporte donc un
score légèrement plus positif que l’option du statu quo.
Si l’on opte pour l’entreposage de longue durée, il faut délimiter un site. Une nouvelle partie
de la population sera donc confrontée avec les déchets radioactifs au voisinage de son
domicile. Ceci entraînera une augmentation temporaire de la perception du risque,
notamment au niveau local.
Pendant l’aménagement, différentes activités auront lieu qui entraînent des nuisances pour
les abords proches du site. Il s’agit notamment des terrassements et des fouilles, de
l’amenée de matériaux de construction et des travaux de construction. Ceci pourra entraîner
des nuisances notamment dans un environnement urbanisé.
Au cours de l’exploitation, il existe encore d’autres activités avec une incidence sur la
viabilité, comme l’entretien des installations. En général, on peut supposer que l’exploitation
entraînera peu de nuisances pour les abords immédiats.
avancées
Cette option de gestion est évaluée à court terme de la même façon que l’option de gestion
« entreposage de longue durée dans la perspective du choix ultérieur d’une option de
gestion à vocation définitive », voir paragraphe 9.5.2.5.
9.5.2.7 Option du statu quo
L’option du statu quo a un impact nul ou un impact très limité sur l’utilisation de l’espace et
les fonctions existantes. Dans cette option de gestion, les déchets sont entreposés sur les
sites existants. La capacité des bâtiments d’entreposage existants devrait toutefois être
étendue de 3 à 10%, selon que l’on a opté ou non pour le retraitement. Ceci correspond à
une emprise supplémentaire limitée d’environ 8 ha (voir Tableau 25).
Accessibilité
Il n’y a pas d’incidences significatives sur l’accessibilité aux abords du site d’entreposage par
rapport à la situation actuelle.
Etant donné qu’une emprise supplémentaire réduite ou nulle est prévue pour le site
d’entreposage, aucune voirie existante ne devra pas non plus être interrompue ou
détournée.
De la population belge, 96% pense que maintenant une solution doit être trouvée pour les
déchets de haute activité et que ceci ne peut pas être laissé aux générations futures (210).
L’option du statu quo ne répond pas à ce souhait.
« Or, nous devons aussi nous rendre compte qu’une partie de la population continue, à vrai
dire, à espérer et, si besoin, à attendre aussi une solution parfaitement sûre. Ces personnes
pensent que des concepts comme le pourcentage de risques, les statistiques de risques
254
5249-506-073
dans ce contexte ne sont à vrai dire pas permis » (27). Selon 76% de la population, il
n’existe pas de manière sûre pour gérer les déchets radioactifs de haute activité (210).
Pour 65% de la population, les déchets radioactifs devraient pouvoir être récupérés à tout
moment (212). L’option du statu quo répond à ce souhait.
Les riverains des sites d’entreposage actuels sont déjà habitués à la présence de déchets
radioactifs et ne percevront donc pas, normalement, l’extension de la capacité comme un
risque supplémentaire très important. D’autre part, le fait qu’aucune décision n’est prise
concernant la gestion à long terme pourrait impliquer que l’acceptabilité de la situation
actuelle est remise en question, vu que celle-ci n’a pas de fin claire.
Pour l’option du statu quo, il faut attendre peu d’incidences temporelles en raison de
l’aménagement d’équipements supplémentaires. Vu le besoin limité en extension de la
capacité existante, la nuisance restera limitée.
9.5.3
Evaluation des incidences
Le Tableau 50 fournit un aperçu de l’évaluation des incidences.
255
Tableau 50 : Evaluation des aspects sociétaux
Dépôt géologique
Entreposage de longue durée,
dans la perspective du choix
Option du statu quo
avancées
256
5249-506-073
Modification de
la fonction
--
--
---
--
0
Incidence fortement
négative en raison de
l’emprise d’environ 40 ha qui
ont actuellement une autre
fonction. En fonction de
l’emplacement spécifique,
cette incidence peut être
évaluée comme plus forte
ou plus faible.
Incidence fortement négative en
raison de l’emprise d’environ 75
ha qui ont actuellement une
autre fonction. En outre, des
limitations peuvent encore être
imposées dans un périmètre
plus large au-dessus des
galeries souterraines sur une
surface de quelques km².
Incidence très fortement
négative comme suite à
l’emprise d’environ 1260 ha
qui ont actuellement une
autre fonction.
raison de l’emprise d’environ 40
ha qui ont actuellement une
autre fonction. En fonction de
l’emplacement spécifique, cette
incidence peut être évaluée
comme plus forte ou plus faible.
Incidence négative très
limitée comme suite à
l’installation d’une nouvelle
capacité d’entreposage sur
une surface d’environ 8 ha.
Accessibilité
-
-
--
-
0
Incidence négative pendant
la phase d’aménagement
sur certains emplacements
comme suite aux
mouvements de transport
depuis le site de gestion et
en direction de celui-ci.
Pendant la phase
d’exploitation, l’accessibilité
est uniquement perturbée
commesuite à l’effet de
barrière éventuel du site
même.
Tout comme pour l’entreposage
de longue durée, incidence
négative au cours de la phase
d’aménagement sur certains
emplacements comme suite aux
mouvements de transport depuis
le site de gestion et vers celui-ci.
Les terres excavées sont
entreposées sur le site même et
n’entraînent donc pas de
transport supplémentaire à
l’extérieur du site. Pendant la
phase d’exploitation,
l’accessibilité est uniquement
perturbée comme suite à l’effet
de barrière éventuel du site
même.
Incidence fortement
négative à la suite du
transport de chantier, d’une
part, et du grand effet de
barrière qui émane du site
même, avec une limitation
de l’accessibilité dans la
région avoisinante.
Incidence négative pendant la
phase d’aménagement sur
certains emplacements comme
suite aux mouvements de
transport depuis le site de
gestion et en direction de ce
dernier. Pendant la phase
d’exploitation, l’accessibilité est
uniquement perturbée comme
suite à l’effet de barrière
éventuel du site même.
Pas d’incidence significative
Dépôt géologique
Entreposage de longue durée,
dans la perspective du choix
Option du statu quo
avancées
Perception du
risque
--
-
---
--
---
Incidence fortement
négative en raison de la
perception négative
générale de la population à
l’égard des déchets
radioactifs.
Cette option a la préférence de
la population pour la gestion des
déchets de haute activité et/ou
de longue durée de vie et obtient
donc le meilleur score de toutes
les options concernant la
perception du risque. Sa
robustesse est supérieure à
celle de l’entreposage.
radioactifs et de l’incertitude
à propos de la sûreté de
cette option. La robustesse
est moins élevée que pour le
dépôt géologique.
raison de la perception négative
et générale de la population à
l’égard des déchets radioactifs.
radioactifs et du fait que
dans cette option, on n’a pas
opté pour une solution
définitive.
Un nouveau site est installé
d’où une augmentation
temporaire et locale de la
perception du risque.
D’autre part, un nouveau site est
installé d’où une augmentation
temporaire et locale de la
Toutefois, cette option de
gestion est plus robuste que
l’option du statu quo, ce qui
peut atténuer quelque peu la
D’autre part, un nouveau
site est installé d’où une
augmentation temporaire et
locale de la perception du
risque.
Qualité de vie /
qualité de
l’environnement
dans lequel on
vit
Toutefois, l’incidence reste
perception négative générale de
la population à l’égard des
déchets radioactifs.
Toutefois, cette option de
gestion est plus robuste que
l’option du statu quo ce qui peut
atténuer la perception du risque
dans une certaine mesure.
Un nouveau site est installé d’où
une augmentation temporaire et
locale de la perception du
risque.
Les sites existants sont
utilisés. Les riverains sont
habitués à la présence de
déchets radioactifs, mais
l’acceptabilité de
l’entreposage actuel peut
être remise en question si
aucune décision n’est prise
concernant la gestion à long
terme.
-
-
-
-
0
Incidence négative, surtout
pendant la phase
d’aménagement. En fonction
de l’environnement type
(urbanisé ou non), cette
incidence peut devenir plus
forte ou être plutôt
neutralisée.
pendant la phase
d’aménagement. En fonction de
l’environnement type (urbanisé
ou non), cette incidence peut
devenir plus forte ou être plutôt
neutralisée.
pendant la phase
d’aménagement. En fonction
de l’environnement type
(urbanisé ou non), cette
incidence peut devenir plus
forte ou être plutôt
neutralisée.
pendant la phase
d’aménagement. En fonction de
l’environnement type (urbanisé
ou non), cette incidence peut
devenir plus forte ou être plutôt
neutralisée.
Incidence négative très
limitée en raison de
l’installation d’une nouvelle
capacité d’entreposage sur
une surface de 8 ha.
Les incidences dépendent de la localisation et de l’exécution technique des options de gestion. Leur importance ne peut donc pas être estimée dans le détail à ce stade.
257
9.6
Aspects financiers et économiques
9.6.1
Méthodologie
Un énoncé complet de toutes les incidences financières et économiques pertinentes qui vont
de pair avec la gestion à long terme de déchets de haute activité et/ou de longue durée de
vie est une tâche extrêmement complexe vu la diversité d’incidences directes et indirectes
importantes dont il faut tenir compte. A ce stade, l’impact financier et économique de la
gestion ne peut pas encore être décrit dans le détail.
Divers aspects revêtent une importance essentielle pour mener l’analyse des incidences
économique à bonne fin. Ces aspects sont formulés ci-après sous la forme de questions
clés.
Questions en relation avec la délimitation de l’estimation des coûts :
De quelle façon les coûts pertinents sont-ils délimités et identifiés ? Il s’agit
aussi bien de coûts directs et indirects que de coûts potentiellement évités.
Les facteurs de coûts ont-ils été identifiés de manière exhaustive ?
Questions en relation avec les facteurs qui influencent l’estimation des coûts :
Une estimation précise du volume (potentiel) de déchets qui doivent être gérés
a-t-elle eu lieu ?
A-t-on utilisé des hypothèses prudentes en relation avec les aspects lies à
l’horizon temporel (notamment taux d’actualisation et « return on investment »)
?
Questions en relation avec l’incertitude lors de l’estimation des coûts :
Une certitude suffisante a-t-elle été intégrée dans la détermination des facteurs
qui font partie des estimations de coûts ?
Des événements avec une chance de survenance limitée, mais avec des
conséquences significatives, ont-ils été suffisamment pris en compte ?
Les modèles de coûts sont-ils soumis à des analyses de sensibilité ?
Questions en relation avec la couverture des coûts et le financement :
Quelles provisions doivent être prévues pour couvrir les coûts actuels et futurs,
étant donné qu’une gestion durable est exigée ?
A-t-on la garantie que les générations futures ne seront pas confrontées de
manière indue à des charges (équité intergénérationnelle) ?
Quels mécanismes de financement doivent être envisagés et comment peut-on
garantir que ceux-ci suffiront et seront suffisamment stables à long terme ?
Ces aspects sont abordés un par un de manière essentiellement qualitative ci-après. Des
données (chiffrées) détaillées ne sont pas nécessaires à ce stade stratégique. Ce n’est
qu’au début du stade du projet qu’une comparaison entre les variantes de mise en oeuvre
pourra avoir lieu sur la base de méthodes de comparaison économiques. Deux méthodes de
comparaison courantes qui seront utiles pour une telle évaluation sont l’analyse de bien-être
(p.ex. l’analyse coûts-bénéfices sociétale) et l’analyse d’impact économique (AIE). Plus le
projet est concret et plus ces méthodes sont valables.
258
5249-506-073
Les données chiffrées présentées ci-dessous doivent donc être considérées avec la plus
grande prudence. Elles ne sont indiquées qu’à titre exemplatif, dans la mesure où elles sont
dérivées d’installations semblables (lorsque celles-ci existent) à l’étranger ou en Belgique.
En aucun cas ces données chiffrées ne peuvent soutenir une comparaison entre les
différentes options de gestion. Une des raisons les plus évidentes pour cela est le fait que
plusieurs options sont incomplètes, en ce sens qu’elles imposent, à terme, la mise en œuvre
d’une solution définitive. Les évaluations de coût individuelles sont elles aussi entâchées
d’incertitudes diverses et peu comparables.
9.6.1.1 Délimitation de l’estimation des coûts
Il est essentiel de répertorier et d’analyser les coûts de manière la plus exhaustive possible.
De cette manière, des provisions suffisantes pourront être aménagées de manière à couvrir
les coûts aujourd’hui et à l’avenir. Une analyse de coûts complète peut être réalisée en
considérant le cycle de vie complet des déchets radioactifs:
Coûts de développement et de construction de l’installation de gestion
Coûts de traitement et d’emballage des déchets radioactifs
Coûts de transport (y compris les coûts éventuels lies à des arrêts intermédiaires)
Coûts de l’entreposage temporaire des déchets radioactifs sur le site
Coûts de suivi et d’entretien (si d’application)
Coûts de surveillance et de protection
Coûts de fermeture et de démantèlement (si d’application)
Il faut remarquer que cette liste fournit un aperçu très simplifié des coûts qui sont liés à la
gestion à long terme. Chacune de ces étapes comporte en réalité une multitude
d’événements dont il faut tenir compte.
L’absence de postes de coûts complémentaires dans l’aperçu doit également être
mentionné. Nous pensons notamment aux projets à valeur ajoutée qui peuvent être
organisés dans la commune et la région où le site se trouvera.
Toutes ces étapes comportent également des possibilités d’emploi. L’importance des
emplois générés dépend de l’option de gestion.
9.6.1.2 Facteurs qui influencent l’estimation des coûts
L’estimation des coûts est influencée par un certain nombre de facteurs, dont le volume de
déchets à gérer et les aspects liés à l’horizon temporel.
Dans le paragraphe 2.1, on fournit une estimation de la quantité de déchets des catégories
B et C dans un scénario d’exploitation des centrales nucléaires belges pendant 40 ans (12),
(34) :
Déchets de la catégorie B :
Avec retraitement du combustible irradié : 11.100 m³
Sans retraitement du combustible irradié : 10.430 m³
Déchets de la catégorie C :
Avec retraitement du combustible irradié : 600 m³
259
Sans retraitement du combustible irradié : 4.500 m³
Une réponse définitive à la question de savoir « quel volume de déchets doit être géré » ?
dépend de décisions dans certains dossiers importants comme, par exemple, le statut du
combustible irradié.
Un autre facteur essentiel est l’horizon temporel, in casu la distribution des coûts entre le
court terme et le long terme. Il est évident qu’une décision de mise en œuvre la plus rapide
possible d’une solution définitive connaîtra un autre profil de coûts que l’option pour une
solution non définitive. Un aspect qui est étroitement lié à l’horizon temporel est le taux
d’actualisation. Celui-ci indique l’importance qu’il faut attacher à des coûts qui se produiront
à l’avenir. Le choix du taux d’actualisation a un impact essentiel sur le calcul des coûts et
donc sur l’estimation des fonds de financement exigés.
En outre, les hypothèses en relation avec le « return on investment » (ROI) des fonds de
financement sont déterminantes pour le calcul des moyens qui sont nécessaires à court
terme pour couvrir les coûts à long terme.
9.6.1.3 Incertitude de l’estimation des coûts
Etant donné la diversité des postes de coûts, la complexité de réalisation d’estimations
précises et l’horizon temporel extrême, toute estimation de coûts connaîtra un haut degré
d’incertitude. Un certain nombre d’incertitudes dont il faut tenir compte sont indiquées ciaprès :
Les estimations qui ne tiennent pas compte de la totalité du volume de déchets à
gérer courent le risque de transférer des charges imprévues aux générations
futures. Il faut donc utiliser une marge concernant les volumes de déchets et les
coûts variables liés à ces derniers.
Les estimations des coûts de la gestion à long terme sont basées sur le savoir-faire
technologique actuel, les calculs de coûts actuels et des hypothèses en relation
avec la fréquence de certaines actions (p.ex. reconditionnement). Les estimations
de ces coûts doivent donc être interprétées comme des ordres de grandeur.
Les coûts d’accidents peuvent être extrêmement élevés, même si le risque
d’accident est très réduit.
La génération actuelle n’est capable que dans une mesure limitée de modéliser
l’incertitude à long terme. Une fois qu’une période temporelle de plusieurs
centaines d’années est prise en compte, des hypothèses de base sur l’ordre
sociétal et institutionnel ne conservent qu’une pertinence réduite. A très long terme,
les risques conjoncturels cycliques peuvent être aplanis mais les incertitudes
structurelles augmentent exponentiellement. Avec le temps, les risques (financiers)
augmentent par conséquent.
Une approche prudente des estimations de coûts est donc appropriée. Des programmes
statistiques (notamment les techniques de simulation de Monte-Carlo) peuvent être utilisés
pour mesurer l’impact de l’incertitude sur les coûts totaux escomptés.
9.6.1.4 Couverture des coûts et financement
Pour une gestion durable à long terme, des moyens suffisants doivent être mis de côté à
l’aide d’un mécanisme de financement (38). La United Nations Commission on Sustainable
Development pose que les coûts de la gestion des déchets radioactifs doivent être si
260
5249-506-073
possible internalisés, c'est-à-dire supportés par ceux qui perçoivent les avantages d’une
décision déterminée (principe du pollueur-payeur) (214).
Depuis la publication du rapport « Costs and financing modes of geological disposal of
radioactive waste » de la Commission européenne 1988 (215), le point de vue d’experts
internationaux concernant les mécanismes de financement pour la gestion à long terme des
déchets radioactifs a évolué vers le consensus suivant (216), (217), (218), (219), (220),
(221), (222), (223), (224), (225), (226), (227) :
Le mécanisme le plus juste qui tient compte du principe du pollueur-payeur et de
l’équité intergénérationnelle est l’attribution de moyens de financement à un fonds
protégé le plus rapidement possible après la production des déchets.
L’évaluation des provisions qui doivent être constituées pour couvrir les coûts
totaux s’appuie sur les techniques d’approches actuarielles.
Les techniques de capitalisation et les techniques d’approche actuarielles
s’appliquent uniquement à la phase active du dépôt ou à un entreposage
temporaire (en d’autres termes, à une période de temps limitée). Le financement
des coûts pendant plusieurs centaines années semble réalisable avec l’aide d’un
fonds du type perpétuel qui est géré dans ce qu’il est convenu d’appeler un « trust
fund ».
Dans (227) on attire l’attention sur les avantages d’un fonds comme instrument pour le
financement au cours de la phase de contrôle institutionnel, après la fermeture d’une
installation de dépôt. La méthode proposée consiste à augmenter une réserve en capital
déterminée, conformément au degré d’inflation. Pour prévenir le risque de voir les moyens
disponibles être utilisés à d’autres fins, certaines mesures de précaution doivent être prises :
prévision d’une protection légale (structure « ring fenced » : la formation du fonds n’est pas
soumise au risque de faillite du titulaire du permis), sa gestion est assurée par un comité de
gestion indépendant, sous la supervision d’un comité d’audit expérimenté.
En relation avec des mécanismes de financement pour des dépenses dites « open-end »
(c’est-à-dire des dépenses qui ne sont pas limitées dans le temps), qui s’appliquent à
l’entreposage perpétuel, la considération plutôt éthique suivante est faite : « vu l’impossibilité
de se prononcer à long terme sur la stabilité du système sociétal, il n’est pas possible de
saisir totalement l’option de gestion entreposage perpétuel étant donné que la justice à
l’égard des générations suivantes pourrait être ainsi mise en péril » (219), (220). Le
consensus général, en effet, est qu’il est très difficile, voire impossible, de se prononcer sur
la stabilité à long terme de notre système sociétal actuel (y compris dans les domaines
économiques, monétaires et financiers). Il s’ensuit qu’en pratique, il n’est pas possible non
plus de couvrir les coûts, dont l’importance est encore largement inconnue aujourd’hui, sur la
base de fonds qui sont prévus par la génération actuelle.
Tout comme pour l’estimation des coûts, il faut tenir compte, lors de l’aménagement d’un
fonds de financement, d’un certain nombre d’incertitudes.
Il est peu réaliste de supposer que les marchés financiers ne subiront pas de
modifications ou n’en subiront que peu au cours de la durée de vie des options de
gestion. Les taux d’intérêt et les possibilités d’emprunter de l’argent changeront très
probablement à long terme. Pour le court terme, nous pouvons toutefois partir de
l’hypothèse que les marchés financiers resteront stables en moyenne.
Les estimations pour le financement à long terme sont très sensibles aux
changements de facteurs comme l’inflation et les taux d’intérêt. Les taux d’intérêt et
les degrés d’inflation dans quelques dizaines d’années ne peuvent pas être prédits
261
avec précision (38), d’où l’approche par un taux net d’actualisation basé sur les
conditions de croissance.
Par conséquent, de la prudence s’impose pour l’estimation des fonds nécessaires pour la
gestion à long terme.
9.6.2
Description des aspects financiers et économiques
Dans ce paragraphe, on fournit une description succincte des aspects économico-financiers
des différentes options de gestion. Les estimations de coûts disponibles sont données, mais
doivent être interprétées avec la prudence nécessaire. Il s’agit de données étrangères et
nationales qui partent de volumes, de variantes d’exécution et de données de référence
différents. Ces données ne peuvent donc pas être utilisées comme une estimation de coûts
pour un projet spécifique dans la situation belge.
Pour toutes les options de gestion, le « operating stand-by cost » représente une grande
partie des coûts au cours de la phase opérationnelle.
A ce jour, aucune évaluation de coûts précise n’a encore eu lieu pour l’entreposage
perpétuel, étant donné que cette option n’est retenue par aucun pays.
La seule étude avoisinante est une étude américaine d’incidences sur l’environnement (205),
dans laquelle les coûts pour la gestion de l’équivalent de 70.000 tHM (tons of heavy metal,
tonnes de métal lourd) de déchets de haute activité sont estimés pour deux scénarios :
entreposage perpétuel (approché par un entreposage de longue durée de 10.000 ans) et
entreposage de 100 ans suivi par une perte de contrôle institutionnel (34). Dans cette étude,
on suppose que des travaux d’entretiens importants sont nécessaires aux installations
existantes pour prolonger leur durée de vie jusqu’à 100 ans. Tous les 100 ans, les
installations devraient être remplacées par de nouvelles installations au voisinage immédiat.
Les estimations de coûts suivantes ont été faites (205) :
Court terme (100 premières années) : 50 à 60 G€7
Long terme (les 9.900 années qui suivent avec contrôle institutionnel) : 480 M€ à
530 M€ par an.
Un mécanisme de financement pour un projet « sans fin » n’a jamais été appliqué. On juge
qu’il n’est pas possible d’estimer le coût de cette option de gestion.
L’ONDRAF a procédé à une estimation des coûts totaux d’un dépôt géologique des déchets
radioactifs des catégories B et C dans l’Argile de Boom (87), partant des conditions de base
suivantes :
Exploitation des centrales nucléaires belges pendant 40 ans
Retraitement complet du combustible irradié
Pas de prise en compte des coûts liés à la mise en œuvre de la récupérabilité à
partir du moment où les galeries de dépôt ont été comblées.
7
262
5249-506-073
1 US $ de 2001, cours de change appliqué : 0,92 € = 1 US $
Il n’est pas tenu compte des coûts liés au suivi après la phase de fermeture. Le
suivi avant la phase de fermeture est prévu pour une période de 3 ans pour les
déchets de la catégorie B et pour une période de 5 ans pour les déchets de la
catégorie C.
Les coûts totaux s’élèveraient à environ 3 milliards d’euros, avec une marge pour imprévus
d’environ 35%. Les coûts de personnel pendant l’exploitation de l’installation de dépôt, qui
durera plusieurs décennies, représentent plus de 40% des coûts totaux. Les coûts de
construction représentent moins de 40% des coûts totaux. Ils sont principalement
déterminés par la construction des galeries de dépôt et des puits. Il s’ensuit que la
profondeur de l’installation de dépôt, en fonction de l’emplacement, aura une influence sur
les coûts de construction, mais que l’impact sur les coûts totaux restera néanmoins limité.
De même, une augmentation éventuelle de la quantité de déchets des catégories B et C
aura une influence sur les coûts. Si les centrales nucléaires restent ouvertes 10 ans de plus,
la quantité de déchets de la catégorie C augmente d’environ 25%. Sur la base d’une
extrapolation simple des coûts par catégorie de déchets, en supposant qu’environ 40% des
coûts totaux sont couplés aux déchets de catégorie C, ceci entraînerait une augmentation
des coûts jusqu’à environ 3,3 milliards d’euros.
On ne dispose pas d’évaluation récente des coûts pour le scénario de l’arrêt du retraitement
du combustible irradié. Une évaluation détaillée de ce type a toutefois été prévue
prochainement.
En raison de l’intensité de la main-d’œuvre liée à la construction d’une installation de dépôt
géologique, on peut partir de l’hypothèse qu’un emploi considérable sera créé au cours de la
phase d’aménagement. Dès que l’installation de dépôt est totalement fermée, il n’est plus
question d’emploi lié à l’entretien, mais un suivi sera encore prévu pendant une période
déterminée (34).
L’estimation faite par l’ONDRAF pour son option de référence (87) a fait l’objet d’audits.
Pour la mise en forages profonds, peu d’évaluations de coûts ont été réalisées à ce jour.
Une étude pour la Nuclear Decommissioning Agency (NDA, Royaume Uni) de 2008 (103)
donne une idée de l’ordre de grandeur des coûts, bien que les estimations ne soient pas
basées sur un projet réel. Le prix de revient d’un premier forage (pilote) est estimé à 32
millions de $. Pour l’aménagement des forages suivants sur un même site, des économies
de coûts considérables (jusqu’à 50%) pourraient être réalisées.
Dans le paragraphe 7.2.1.2, on a constaté que l’on ne sait pratiquement rien de la présence
de formations hôtes probablement appropriées pour la mise en forages profonds en
Belgique. En outre, ce concept comporte un certain nombre d’incertitudes techniques
importantes. Pour la mise en œuvre de cette option de gestion, de nombreuses années de
recherche seraient par conséquent encore nécessaires. Ceci entraîne aussi des coûts.
Cette option de gestion génèrera moins d’emploi que le dépôt géologique ; cet emploi
disparaîtra après la fermeture des forages.
Des installations pour l’entreposage de longue durée avec une durée de vie d’au moins 100
ans ont déjà été projetées aux Pays-Bas, en France et aux Etats-Unis. En Belgique, les
263
bâtiments d’entreposage actuels ont une durée de vie prévue d’environ 75 ans. Nous
fournissons un aperçu des estimations de coûts (34).
L’installation néerlandaise HABOG pour déchets de haute activité sur le site de COVRA a
une durée de vie prévue de 100 ans. Celle-ci peut être portée à 300 ans moyennant un
entretien (démolition et reconstruction de certaines parties de l’installation tous les 100 ans)
et un contrôle régulier. Les coûts supplémentaires pour la prolongation de la durée de vie
jusqu’à 300 ans peuvent se monter à 90 M€. Les frais d’entretien annuels sont estimés à 0,2
M€ (147).
En France, le Commissariat à l’Energie Nucléaire (CEA) a exécuté diverses études sur
l’entreposage de longue durée (300 ans) pour les déchets MAVL et HAVL, ce qui
correspond à des déchets des catégories B et C.
Les coûts d’investissement des installations d’entreposage pour environ 80.000 m³
de déchets de la catégorie B se monteraient à environ 1.500 M€, postconditionnement compris. Les coûts annuels pour la gestion du bâtiment sont
estimés entre 4 et 8M€ (122).
Pour une installation d’environ 42.000 tHM de combustible UOX irradié, le coût
d’investissement est estimé à 1.500 M€, auquel il faut ajouter 800 M€ pour les
conteneurs. Les coûts annuels de la gestion du bâtiment sont estimés à un chiffre
compris entre 5 et 10 M€ (122).
Aux Etats-Unis également, les coûts de l’entreposage de longue durée ont été analysés.
Les coûts liés au court terme (cent premières années) peuvent servir de critère.
Concrètement, ceci représente entre 50 et 60 G€ pour la gestion de l’équivalent de 70.000
tHM de déchets de haute activité8 (205).
En appliquant une simple règle de proportionalité aux coûts évalués par le CEA, on obtient
pour le cas belge les estimations suivantes pour un entreposage de 300 ans (postconditionnement compris) (34) :
Déchets B : 1.200 M€
Déchets C : 1.000 M€
Par comparaison avec le dépôt géologique, la construction de bâtiments d’entreposage
créera moins d’emplois. La durée de vie limitée de ces installations et la nécessité de
reconditionner les déchets périodiquement font toutefois que de nouveaux emplois seront
recrées à l’avenir à des moments qui reviennent régulièrement.
Cette option de gestion implique qu’à terme, une option de gestion définitive doit être mise
en oeuvre. Les estimations de coûts de l’entreposage de longue durée mentionnés cidessus n’en tiennent cependant pas compte. Les coûts liés aux options de gestion
définitives sont considérables (voir paragraphes 9.6.2.1, 9.6.2.2 et 9.6.2.3).
avancées
Les aspects économiques de cette option de gestion sont les mêmes que pour l’entreposage
de longue durée dans l’attente d’une décision pour une option de gestion qui peut devenir
8
264
5249-506-073
US $ de 2001, cours de change appliqué : 0,92 € = 1 US $
définitive (voir paragraphe 9.6.2.4). La remarque relative à la nécessité d’une option de
gestion définitive s’applique ici aussi.
Les bâtiments d’entreposage existant s pour les déchets de la catégorie B sur le site de
Belgoprocess ont une capacité totale de 10.180 m³. Ceci est à peine suffisant pour la
quantité totale escomptée de déchets de la catégorie B. La capacité devrait être étendue de
3 à 10%, selon que l’on opte ou non pour le retraitement.
En cas de retraitement, la capacité du bâtiment B136 pour les déchets des catégories B et C
devrait être étendue elle aussi. Concrètement, respectivement un et cinq modules
complémentaires de 500 m³ devraient être prévus.
Cette extension implique un investissement déterminé. Une estimation de coûts effectuée en
2005 sur la base des coûts de construction réels du bâtiment B136 a montré que les coûts
d’investissements totaux pour ces modules peuvent s’élever à environ 90 M€ (228).
Si on retraite pas le combustible irradié et que ceux-ci restent entreposés sur les sites de
production, il sera nécessaire pour les producteurs d’augmenter la capacité des bâtiments
d’entreposage à Doel et Tihange et de prolonger leur durée de vie (actuellement prévue
pour 50 ans) (229).
Pour pouvoir gérer le combustible irradié pendant toute la durée de vie (50 ans) des
installations d’entreposage (augmentation de capacité, entretien, gestion,..) le prix de revient
total s’élèverait à environ 500 M€ à Doel et 400 M€ à Tihange (34).
9.6.3
Evaluation des aspects financiers et économiques
L’évaluation des aspects économico-financiers est résumée brièvement dans le Tableau 51.
265
Tableau 51 : Evaluation des aspects financiers et économiques
Dépôt géologique
Entreposage de longue durée, dans
la perspective du choix ultérieur
d’une option de gestion à vocation
définitive
Option du statu quo
Coûts (vu le volume
de déchets et
l’horizon temporel)
Cette option de gestion implique des
coûts d’entretien et de suivi importants
en raison de la nécessité de reconstruire
périodiquement les installations et de
reconditionner les déchets.
Coûts initiaux élevés, mais coûts
faibles à long terme
Pendant le développement et la
construction de l’installation
d’entreposage, il faut tenir compte du
caractère provisoire de l’entreposage,
ce qui entraîne une augmentation des
coûts.
Les coûts de la gestion actuelle se
poursuivent sans diminution.
Couverture des
coûts et
financement
Avec le temps, les risques liés à la nondisponibilité de moyens de financement
suffisants augmentent.
La responsabilité financière doit
être supportée par la génération
actuelle.
Une option de gestion non définitive
impose des charges financières
considérables aux générations futures.
En outre, le risque augmente avec le
temps que des changements
institutionnels se produisent avec des
incidences désastreuses pour l’homme
et pour l’environnement. Les implications
financières peuvent être considérables.
La génération actuelle peut
aménager les fonds nécessaires
et ne dépend donc pas de
conditions futures et donc, par
définition, moins sûres.
Le déplacement de l’horizon temporel
augmente l’incertitude concernant la
suffisance des fonds de financement
futurs.
Etant donné qu’une extension des
installations est nécessaire, la
génération actuelle doit prévoir des
moyens financiers suffisants.
La notion de « eternal stewardship »
oblige également les générations futures
à assurer la gestion de manière
adéquate.
266
5249-506-073
La fermeture de l’installation de
dépôt contribue de manière
essentielle à cette solution fiable
sous l’angle financier. Cette option
ne pose que des exigences
financières peu élevées ou même
pas d’exigences du tout à long
terme.
Des moyens financiers
complémentaires sont nécessaires
pour mettre en œuvre une option de
gestion définitive à l’avenir.
Des moyens financiers
complémentaires sont nécessaires
pour donner suite à l’avenir à la
décision de principe reportée et pour
mettre en œuvre l’option de gestion
choisie.
9.7
Aspects éthiques
9.7.1
Méthodologie
L’horizon temporel exceptionnellement long, la complexité, l’importance de l’impact potentiel
sur la société et les incertitudes sont inhérents au choix et à l’implémentation d’une option de
gestion pour les déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie. C’est pourquoi il
s’agit d’une décision de principe qui est fondamentale pour la société et dont la justification
ne peut se limiter aux aspects scientifiques. L’éthique peut offrir ici un cadre d’évaluation
supplémentaire.
Pour pouvoir discuter des aspects éthiques de la gestion des déchets de haute activité et/ou
de longue durée de vie, il faut décrire le concept « éthique » de manière plus spécifique.
L’éthique concerne l’acte dans le « hic et nunc » (230). L’éthique spécifie la manière dont
nous sommes supposés agir dans des situations qui ont des implications significatives pour
l’existence et le bien-être humains et non humains (231).
En premier lieu, il est important de ne pas identifier le point de vue éthique avec des théories
sur ce point de vue éthique. Dans sa signification la plus générale, le point de vue éthique
n’est rien d’autre que le point de vue le plus étendu que nous pouvons adopter vis-à-vis du
monde et vis-à-vis des personnes, situations, événements et actes dans ce monde (230).
La justification éthique, qui est la concrétisation du point de vue éthique, est donc toujours
une « justification étendue » dans laquelle on tient compte de tous les aspects pertinents
(ou, de manière plus réaliste, autant d’aspects que possible) de la gestion des déchets de
haute activité et/ou de longue durée de vie dans un contexte défini. Une argumentation dans
laquelle on avance : « éthiquement, je trouve que tu dois faire X, mais techniquement, c’est
Y qui est prescrit et je trouve que Y a la priorité dans ce cas » a donc peu de sens. Si l’on
trouve que Y a la priorité, ceci signifie alors que l’on pense que Y, aussi éthiquement, doit
être exécuté. Qui en doute nie que la perspective éthique peut être étendue et sans parti
pris. La perceptive éthique inclut justement une considération de divers modes d’approche
des problèmes (232).
Deuxièmement, il n’est pas évident d’arriver au point de vue le plus étendu sur la base
duquel nous pourrions juger et agir de la manière la plus rationnelle sur le plan éthique.
Dans la pratique, il faudra toujours tenir compte du caractère limité de nos connaissances et
des difficultés liées à la perspective temporelle (plus on avance dans le temps, plus les
prédictions deviennent hypothétiques). Il n’en reste pas moins que l’évaluation éthique vise à
être la plus étendue possible. C’est pourquoi elle tentera dans toute la mesure du possible
d’impliquer toutes variables pertinentes dans une évaluation de la gestion des déchets de
haute activité et/ou de longue durée de vie. Ces variables seront discutés davantage cidessous.
La discipline éthique décrira le point de vue éthique à l’aide de valeurs ou de principes qui
fonctionnent comme critères avec lesquelles on peut juger si un acte ou une attitude peut
être qualifié(e) d’éthiquement équitable.
9.7.1.2 Délimitation de la dimension éthique
Depuis les déclarations et les publications du Club de Rome dans les années ‘70, une prise
de conscience écologique a vu le jour. On s'est penché dans une mesure sans cesse
267
croissante sur les normes, les valeurs et les droits liés à cet aspect. Plusieurs principes clés
de cette nouvelle éthique sont utilisés dans la recherche sur la gestion des déchets
radioactifs.
La gestion des déchets radioactifs est un problème sociétal. Le point de vue éthique
consiste des valeurs et des principes éthiques qui sont importantes afin de pouvoir décider
de ce problème sociétal. Ces valeurs et principes éthiques sont constitués à leur tour des
justifications éthiques qui soutiennent une option de gestion.
Une justification étendue est une justification qui tient compte d’autant d’informations
pertinentes que possible dans un contexte donné. En ce sens, une justification étendue
s’oppose à une justification particulière. Une justification particulière se base toujours sur
une forme de connaissance ou d’action bien définie. C’est ainsi que des justifications comme
« sous l’angle économique », « sous l’angle juridique », « sous l’angle politique » sont
toujours des valeurs et des principes particuliers ; elles partent de perspectives, d’intérêts ou
d’idéaux bien définis.
Le point de vue éthique (à ramener ou non à une théorie éthique) est alimenté par des
principes et des valeurs. Ces valeurs et principes éthiques ne sont pas uniquement des
considérations personnelles et subjectives. Il existe certainement une différence entre
l’acceptabilité sociétale ou particulière et l’acceptabilité éthique (231). La dimension réelle de
la gestion des déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie ne peut donc pas être
concrétisée uniquement par un débat démocratique sur les implications normatives (233).
Par l’argumentation rhétorique, le point de vue éthique tente de convaincre par des
arguments. Le débat sociétal fonctionne comme cadre de référence. Le but est de pouvoir
enrichir la discussion par d’autres théories. Essentiellement, le point de vue éthique ne peut
pas expliquer l’argumentation dans le débat sociétal, mais il peut clarifier si ces arguments
sont équitables. Il ne s’agit donc pas du pouvoir d’interprétation, mais de la puissance de
justification. De différentes theories éthiques sont clarifiantes pour préciser ou systématiser
le point de vue éthique.
Théories éthiques
Les théories éthiques peuvent être subdivisées en deux groupes, les théories normatives et
les théories non normatives. La théorie non normative décrit les conceptions que certaines
personnes ont à un moment donné à propos du bien et du mal. L’approche descriptive, qui
est un élément de cette théorie, tente de découvrir, de décrire et de classer des valeurs de
personnes, de groupes et de sociétés, alors que l’approche méta-éthique vise la description
et la comparaison des concepts centraux de l’éthique. Etant donné que l’éthique non
normative n’adopte toutefois pas de positions morales et ne s’applique pas non plus à
l’éthique de l’environnement, aucun principe ne peut être découlé, par ces théories, pour la
gestion des déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie.
La formulation d’un système sur la base duquel on peut évaluer des personnes, des faits et
des options sur un plan éthique est l’objet de la théorie éthique normative. L’approche
normative générale, l’une des deux approches normatives, s’occupe de la formulation de
valeurs et de principes de base moraux. Dans le cadre de la gestion des déchets de haute
activité et/ou de longue durée de vie, nous pouvons toutefois formuler idéalement des
principes sur la base de l’approche éthique appliquée, qui est la deuxième forme de l’éthique
normative. Cette approche s’occupe de considérations éthiques concrètes et de décisions
éthiques concrètes face à des problèmes spécifiques.
268
5249-506-073
Les théories éthiques de la déontologie, des conséquences et de la vertu sont des tentatives
pour exprimer le rationalisme le plus étendu. Elles forment les trois théories les plus
importantes utilisées dans l’éthique appliquée.
Selon les utilitaristes (éthique des conséquences), le rationalisme étendu coïncide
avec le plus grand bonheur pour le plus grand nombre de personnes. Ce bonheur
peut être spécifié plus amplement en termes de prospérité, de bien-être ou de
qualité de vie (234). La valeur morale d’un acte est mesurée à l’apport que cet acte
fournit à l’utilité générale. L’idée selon laquelle une organisation juste de la société
maximise le bien-être total de ses membres occupe une place centrale. Il s'agit
d'une théorie agrégative : ce n'est pas le bonheur ou le bien-être de l'individu en
particulier, mais bien le bonheur ou le bien-être total de la société qui est important.
Selon l’éthique de la vertu, le rationalisme étendu a trait au caractère perfectible de
l’homme et de ses actes (235). Cette éthique de la vertu se traduit en des théories
de justice qui s’opposent à la theorie agrégative. Selon l'éthique distributive, ce
n'est pas le volume total du bien-être, mais bien la distribution de ce bien-être au
sein de la société qui est importante. L'accent est alors placé sur l'importance
relative du bien-être dont chaque personne peut profiter. Différents niveaux de bienêtre (ou d’accès à ce dernier) sont une forme d'inégalité et sont donc injustes.
Selon les déontologues, le rationalisme (pratique) le plus étendu implique des
impératifs catégoriques qui traduisent un respect absolu pour la dignité humaine
(236). L’impératif catégorique est formulé de plusieurs manières. L’une de celles-ci
est que l’on doit uniquement agir selon les valeurs dont on voudrait en même temps
qu’elles deviennent une loi générale. En d’autres termes : il faut agir comme on
voudrait que chacun agisse. Une autre formulation est que l’on ne doit jamais
considérer soi-même ou par le biais des tiers l’humanité comme un moyen, mais en
même temps toujours comme une fin.
Dans le schéma ci-après, on fournit un aperçu des théories éthiques les plus importantes.
Figure 66 :
Aperçu des théories éthiques les plus importantes
269
Justification éthique
Si des choix politiques fondamentaux doivent être faits, il est important de les étayer par des
critères éthiques. Les institutions publiques, comme l’ONDRAF, sont soutenues par les
principes fondateurs de la Constitution belge et le processus démocratique qui garantit les
intérêts des citoyens dans l’intérêt des générations passées, actuelles et futures.
L’application de cette responsabilité doit assurer les intérêts des citoyens et doit entraîner
une distribution juste et équilibrée de moyens et de responsabilités qui est basée sur une
responsabilité étendue, et donc éthique. A cet effet, il est nécessaire de garantir une
confiance publique dans l’équité et l’intégrité des décideurs politiques et du processus
décisionnel. Les principes qui seront utilisés pour la gestion des déchets de haute activité
et/ou de longue durée de vie ont été développés en utilisant un concept étendu et
fondamental de justice pour les générations actuelles et futures.
La justice est à la base de nombreux points de vue éthiques différents et est donc une notion
vague. Depuis des siècles, on réfléchit au contenu de cette notion et on débat à son propos.
C'est ainsi qu'on met la justice en relation avec la protection de libertés fondamentales ou
que l'on parle de l'attribution de coûts et d'avantages (230).
Dans le cadre de l’éthique appliquée, de très nombreux efforts ont été entrepris pour
concevoir un ensemble de principes fondamentaux qui peuvent être justifiés par des théories
éthiques et qui répondent en même temps aux normes généralement acceptées de la
société. Trois de ces principes sont issus de ces efforts (237):
Répartition équitable des coûts et des avantages entre les intéressés. Ceci est
possible en tenant compte de la parité (distribution égale), de la proportionnalité
(distribution proportionnelle), de la responsabilité (charges supportées par les
responsables), du principe de précaution (justice en cas d’incertitude technique et
méthodologique), du principe de durabilité (pas de charge pour les générations
actuelles et futures) et de l’équité (caractère raisonnable concernant l’interprétation
ou l’application du droit).
La maximisation du bien-être des intéressés : prévoir ce qui est bon et protéger
contre ce qui est mauvais.
Respecter la dignité et l’autonomie des intéressés.
Dans un processus décisionnel, divers intéressés accorderont probablement un poids
différent à des principes et des valeurs éthiques différents. C’est ainsi que des valeurs, des
besoins et des intérêts peuvent diverger mais qu’il est généralement reconnu que des
stratégies robustes, qui répondent à des principes et des valeurs éthiques différents ont une
plus grande chance d’obtenir une acceptation sociétale générale.
En outre, nous vivons dans un système de droit qui fait que la justice offre le fondement
éthique pour des processus décisionnels équitables pour les générations actuelles et
futures. Tous les systèmes de droit sont basés sur des variantes du concept de justice. C’est
pourquoi nous pouvons poser que le concept fondamental pour la conception de principes
pour la gestion des déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie est le concept de
justice.
La théorie de la justice indique la manière dont on peut acquérir et défendre des points de
vue éthiques de manière fondée. Dans ce contexte, il est possible d’appliquer la méthode de
l’ « équilibre réflectif ». Par l’auto-examen qui est nécessaire pour la formation de jugements
éthiques, on obtient un équilibre réflectif, c’est-à-dire un point auquel on est arrivé à une
conformité optimale d’un jugement bien considéré avec un principe éthique déterminé. On
prend donc conscience de son propre sentiment de justice. John Rawls, le fondateur de
270
5249-506-073
cette méthode, agit, via cette méthode, contre la critique qui veut que la théorie de la justice
serait seulement une reconstruction de préjugés (236).
Via la méthode de l’équilibre réflectif et à l’aide de théories éthiques de justice appliquées, la
discipline éthique formulera les concepts qui sont nécessaires pour considérer dans quelle
mesure les options de gestion correspondent à ces valeurs et principes. Ces concepts ont
été traduits en quatre principes fondamentaux qui sont pertinents pour évaluer les options de
gestion du Plan Déchets. Ces principes sont souvent utilisés dans l’éthique de
l’environnement et sont invoqués dans le processus décisionnel concernant la gestion des
déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie dans d’autres pays comme le Canada
(238), les Etats-Unis (239), le Royaume-Uni (132) et la Suède (130). On les retrouve
également dans les études et les traités internationaux.
9.7.1.3 Principes et valeurs éthiques pour l’évaluation des options de gestion
Principe de précaution
Lors des processus de développement politique, on constate souvent que les faits
scientifiques ne sont pas totalement établis et ne sont donc pas déterminants pour la
politique. On ne peut pas partir du fait que le progrès est créé automatiquement. Les
tentatives pour maîtriser les processus sociétaux, les systèmes économiques et
l’environnement peuvent aussi échouer, ce qui peut entraîner des situations problématiques.
Au cours des dernières décennies, la conscience de cette incertitude toujours présente a
peu à peu augmenté, en particulier en ce qui concerne les problèmes d’environnement et
donc aussi la gestion des déchets radioactifs (240).
En raison de ce caractère imparfait de la science, on propose, lors des décisions politiques,
de tenir compte d'un élément supplémentaire, le principe de précaution qui légitime et
protège les décisions qui sont prises autrement dans le cadre du modèle moderne (avec la
science comme facteur déterminant unique pour la politique). L’autre modèle, qui est
présenté ici, introduit le principe de précaution ou l'approche précautionneuse dans le
modèle moderne, en particulier la manière dont ce principe est appliqué dans le contexte
européen (241).
Le principe de précaution se retrouve dans de nombreuses conventions, réglementations et
lois, notamment la Déclaration de Rio en matière d’environnement et de développement
(1992). Les descriptions concrètes du principe de précaution divergent. Toutefois, la double
négation que l’on retrouve dans la formulation du Principe 15 de la Déclaration de Rio (26)
est typique et éclairante : « […] lorsqu’un dommage grave ou irréversible menace, l’absence
de sûreté scientifique totale ne doit pas être utilisée comme argument pour différer des
mesures rentables propres à prévenir l’atteinte portée à l’environnement ».
Dans la communication de la Commission européenne à propos du principe de précaution
(241) on réfère à l’incertitude scientifique, mais on souligne : « le principe de précaution est
surtout important pour la gestion des risques » et « le principe de précaution qui est
principalement utilisé par les décideurs pour la maîtrise du risque ne peut pas être confondu
avec le principe de prudence que les scientifiques appliquent lorsqu’ils évaluent des
données scientifiques ».
Dans la même communication, la Commission européenne souligne que faire l’appel
arbitraire aux mesures de précaution ne peut pas être soutenu par le principe de précaution.
Le principe de précaution ne peut être invoqué que si une évaluation scientifique a constaté
un risque fondé et, même dans ce cas, pour autant que les mesures de précaution soient en
conformité avec le principe de proportionnalité (le rapport coûts/bénéfices) (241).
271
Le principe de précaution normatif est intégré et exprimé de manière conforme en termes
scientifiques quantitatifs. On peut se demander quelle est la différence en pratique entre le
modèle de précaution et le modèle moderne, vu le fait que le matériel de preuve scientifique
ne peut jamais être « sûr ». La réponse est qu'il existe des indications concrètes et
spécifiques pour l'existence de dommages, mais que l'incertitude technique et
méthodologique est supérieure à ce que les conventions de la littérature scientifique
autorisent (généralement une confiance de 95% en cas d'incertitude statistique).
Le principe de précaution pourrait se traduire par « dans le doute, mets tout en œuvre pour
agir au mieux » et implique notamment (28) :
Une expertise scientifique pluridisciplinaire et contradictoire (l’incertitude n’étant
généralement pas synonyme d’absence de connaissances mais le fait de situations
complexes et dont les conséquences s’étalent sur le long terme), ce qui suppose la
mise en œuvre de programmes de recherche et développement permettant
d’analyser les risques encourus et de tenter de les minimiser ainsi que d’évaluer les
alternatives
Une concertation la plus large et la plus précoce possible avec l’ensemble des
parties prenantes, y inclus le public au sens large, sur les risques encourus, leur
évaluation et leur acceptabilité
Une réévaluation périodique des risques et incertitudes en fonction de l’évolution
des connaissances
En raison de la perspective à long terme de la gestion des déchets de haute activité et/ou de
longue durée de vie et de l’importance correspondante de la robustesse des options de
gestion (voir chapitre 10 et Annexe C), le principe de précaution est aussi un principe
éthique fondamental, surtout lorsqu’il est utilisé dans le cadre de l’évaluation du risque. Le
principe de précaution est alors utilisé comme un principe de conception pour donner forme
à l’approche des risques tant anciens que nouveaux (242). Pour la conception, on anticipe
également sur le développement final de la conception réalisée. Dans le contexte de la
gestion des déchets radioactifs, ceci concerne également la robustesse sociétale (240).
Le principe de précaution est un concept grâce auquel il est possible de décider, malgré la
menace éventuelle des connaissances scientifiques par les conflits d’intérêts, l’incertitude et
l’ambigüité. En d’autres termes, les risques et les conséquences restent des dimensions
importantes, mais ils sont inclus dans une approche plus large. De cette manière, le principe
de précaution peut être utilisé comme principe de conception pour donner forme à
l’approche des risques qui sont liés avec la gestion à long terme des déchets radioactifs.
Principe de durabilité
Le principe de durabilité provient de l’éthique de l’environnement. La définition de base du
principe de durabilité se retrouve dans une description du concept de développement
durable. A cet effet, on se réfère généralement au rapport « Our Common Future » (23),
parfois aussi dénommé rapport Brundtland. Ce rapport a été publié en 1987 par la
Commission mondiale pour l’Environnement et le Développement des Nations unies et
établit un lien entre croissance économique, problèmes d’environnement, pauvreté et
développement.
Le développement durable est défini dans le rapport Brundtland comme « un développement
qui répond aux besoins des générations actuelles sans mettre en péril les possibilités des
générations futures de faire de même ».
Le rapport Brundtlandt souligne que tout développement doit se dérouler de manière à ce
que les possibilités des générations futures ne soient pas mises en danger. Ceci implique
272
5249-506-073
que l'attention portée au long terme représente un élément essentiel de la réflexion sur le
caractère durable.
Dans le cadre de la gestion des déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie, nous
pouvons distinguer deux visions contrastées concernant le principe de durabilité :
Une vision anthropocentrique, qui se concentre sur le bien-être humain. Cette
vision implique que l’on doit utiliser les ressources de manière efficace pour
répondre aux besoins et aux aspirations humaines.
Une vision écocentrique, qui souligne la valeur intrinsèque de la nature, au sein de
laquelle l’homme est l’un des nombreux êtres vivants.
Le développement durable a fait son entrée dans la législation belge avec le vote de la Loi
du 5 mai 1997 relative à la coordination de la politique fédérale en matière de
développement durable (24).
Les obligations que la Belgique a souscrites au niveau international reposent sur une
approche anthropocentrique du principe de durabilité. La vision internationale du
développement durable a été un fil conducteur pour le gouvernement lorsqu'il a décidé
d'inclure trois catégories d'objectifs dans le premier Plan fédéral de Développement Durable
:
« Les objectifs économiques d'un développement durable apportent surtout une
réponse aux besoins du présent sans compromettre la capacité des générations
futures de répondre à leurs propres besoins. Ceci implique notamment l'adoption
de modes de consommation et de production capables de réduire la pression sur
l'environnement et de répondre aux besoins essentiels de l'humanité » (Agenda 21,
4.7 ; Plan fédéral de développement durable 2000-2004, § 64).
« Les objectifs sociaux d'un développement durable sont non seulement envisagés
au sein des sociétés mais aussi entre celles-ci. Ils doivent organiser non seulement
le partage des moyens financiers mais aussi celui des ressources naturelles et
l'intégration culturelle. Ces objectifs doivent, en particulier, accorder la plus grande
priorité aux besoins essentiels des plus démunis. Les efforts entrepris doivent
permettre à ceux-ci de participer dans la plus grande mesure possible au monde du
travail » (Plan fédéral de développement durable, § 65).
« Les objectifs environnementaux d'un développement durable visent surtout le
respect de limites dans la gestion des ressources naturelles, en tenant compte du
développement technologique et des structures institutionnelles. [...]
Simultanément, ces objectifs tiennent compte du fait que les capacités de
l'environnement sont limitées, tant pour fournir de l'énergie et des matières
premières que pour assimiler les déchets et les émissions polluantes » (Plan
fédéral de développement durable, § 66).
La recherche de la satisfaction des besoins humains tant actuels que futurs occupe une
place centrale dans ces trois objectifs.
La notion de « besoins humains » est en effet beaucoup moins limitante que le concept
économique « demande ayant du pouvoir d’achat ». Développer durablement
l’environnement naturel et humain implique le respect de la vie sous toutes ses formes et
donc la minimisation des dommages aux hommes et aux autres êtres vivants.
273
Equité intragénérationnelle
L’équité intragénérationnelle se raccorde à l’équité sociétale. L’équité sociétale est vue
comme une situation dans laquelle chacun dispose des mêmes chances au départ (243). En
fait, la Déclaration de Rio étend cette notion aux générations futures.
L'équité intragénérationnelle peut donc être conçue de manière un peu plus large étant
donné que le concept est généralement cité d'une seule traite avec l'équité
intergénérationnelle. Dans cette conception plus large, l'attention pour les générations
futures crée un nouveau contexte dans lequel les décideurs politiques doivent examiner les
implications d'actions et de décisions pour le long terme, tant sur le plan de l'environnement
que sur le plan socio-économique. Cette approche de la décision doit évidemment aller de
pair avec une bonne vision à court terme concernant les conséquences directes d'une
décision.
La notion de « besoin humain » (26) réfère à une réalité perceptible, mais aussi aux
jugements de valeur sur le présent et le futur. Elle est donc partiellement subjective. Mais il
sera toujours utile de tenir compte de la manière dont une décision peut répondre
équitablement aux besoins des générations actuelles et futures, ne serait-ce que pour
apprendre ce qui peut s'opposer à la satisfaction des besoins.
L’équité intragénérationnelle est donc liée à la répartition équitable des avantages et des
désavantages au sein d’une même génération. Dans le contexte de la gestion de déchets
radioactifs, ce principe a trait aux charges qu’un groupe défini de citoyens de notre société
supporte ou supporterait comme suite à l’option de gestion choisie.
Les critères éthiques suivants sont repris dans le principe d’équité intragénérationnelle :
La parité pose que les charges doivent être supportées de façon équitable.
La proportionnalité pose que ceux qui bénéficient des avantages doivent aussi
supporter les charges.
La responsabilité est liée à la prise en compte de responsabilités à l’égard de notre
propre personne et à l’égard des générations futures, ainsi qu’au traitement des
problèmes que nous avons nous-mêmes créés. La responsabilité réfère aussi au
principe du pollueur-payeur et à l’allocation de responsabilité au niveau national.
La dignité et l’autonomie impliquent d’abord la justice à l’égard des groupes,
régions et générations, en tenant compte, en particulier, de la vulnérabilité de
minorités et de groupes marginalisés. Ceci a trait également à l’équité du processus
décisionnel, à savoir son caractère participatif.
Le bien-être de la communauté découle en grande partie du principe utilitaire selon
lequel l’avantage le plus grand possible doit être procuré au plus grande nombre de
personnes possible. Il s’agit aussi de la sûreté, du nombre de personnes impliqué
et des dépenses sociétales.
Equité intergénérationnelle
Si nous définissons l’équité intergénérationnelle comme l’équilibre de la répartition de la
justice entre les générations actuelles et futures, nous disposons d’un concept qui peut être
approché théoriquement à partir de divers angles d’incidence mais qui est difficile en même
temps à mettre en œuvre et à quantifier.
Les théories de la justice entraînent les visions possibles suivantes.
274
5249-506-073
L’application de l’utilitarisme entraînerait un univers intergénérationnel avec un
bien-être intergénérationnel. L’accumulation du bien-être de chaque génération
peut être maximisée.
Selon l’éthique distributive (éthique de la vertu), on ne peut pas transférer moins à
une génération suivante que ce que nous avons obtenu nous-mêmes, mais en
même temps on ne peut pas transférer plus. Car si une génération a un surplus par
rapport à la génération précédente, elle doit le distribuer entre les moins favorisés
de la génération actuelle au lieu de le reporter à la génération suivante. Le transfert
intergénérationnel serait injuste à l’égard des moins favorisés de la génération
actuelle.
Selon l’éthique coopérative, la justice envers les générations suivantes se base sur
une réciprocité indirecte. La raison pour laquelle nous aurions des obligations à
l’égard des générations suivantes réside dans la dette que nous avons vis-à-vis des
générations passées. Ce que nous avons reçu des générations passées, il nous
faut le « rembourser » aux générations suivantes. En d’autres termes, le produit
doit être réparti proportionnellement par rapport à ce que chaque partie a apporté.
Plusieurs critères éthiques peuvent être dérivés de ces théories, critères qui répondent au
principe de l’équité intergénérationnelle:
La parité suppose que les risques sont répartis de manière égale entre les
générations actuelles et futures. Une variante est que les générations futures
doivent avoir les mêmes possibilités que nous.
La proportionnalité pose que les générations fututres doivent courrir moins de
risques que notre génération étant donné qu’elles perçoivent moins d’avantages
que nous.
La responsabilité a trait à l’option qui consiste à protéger les générations futures
contre des conséquences irréversibles. Il s’agit aussi de l’aspect temporel de la
responsabilité que l’on peut considérer à partir de deux perspectives différentes:
La responsabilité permanente part de la vision selon laquelle il n’y a aucune
justification pour un terme arbitraire futur où s’arrête la responsabilité de la
génération actuelle.
La responsabilité diminuante implique que nous prenions le plus possible de
responsabilités, tout en étant bien conscients du fait que notre capacité à
réaliser ceci diminuera à l’avenir.
La dignité et l’autonomie impliquent que les générations futures aient la flexibilité
nécessaire pour prendre leurs propres décisions.
Le bien-être implique la garantie de la sûreté et la prévention de charges
financières pour les générations futures.
L'équité intergénérationnelle est un principe éthique qui est difficile à convertir en un
instrument légal manipulable. Toutefois, les spécialistes du droit international pensent qu'il
est juridiquement possible d'en arriver à une législation sur l’équité intergénérationnelle. A
partir du raisonnement selon lequel le droit international se penche souvent sur des
questions de justice, les juristes plaident depuis la première heure déjà, pour un droit des
peuples qui prévoit non seulement cette justice pour les générations actuelles, mais aussi
pour les générations futures. Le pionnier de cette conception en droit international est Weiss
(244).
Sur la base d'un ouvrage standard sur l'équité intergénérationnelle, nous élaborons plusieurs
visions sur le principe éthique (245).
275
De nombreux chercheurs soulignent que la responsabilité par rapport aux générations
futures est considérée comme plus importante aujourd'hui qu'auparavant. De plus en plus
d'éléments découlant de la relation entre l'homme et l'environnement sont entrés dans
l'orbite du contrôle humain, ce qui augmente aussi la possibilité de détecter les dangers et
les risques futurs. A partir de cette optique, l'extension de nos responsabilités aux
générations futures n'est pas seulement un noble but, mais c'est aussi un but de plus en
plus réaliste (246).
Tous les chercheurs ne trouvent pas l'idée de l’équité intergénérationnelle tellement
évidente. C'est ainsi que sous l'angle rationaliste, on avance que la justice doit d'abord être
approchée à partir de la perspective des droits des hommes et des institutions. Les individus
qui n'existent pas encore ne pourraient pas revendiquer le principe de justice. De même, la
garantie des libertés de base serait plus importante que la redistribution socio-économique
au sein de générations ou entre les générations (247).
Ceci est contredit à son tour par les défenseurs du concept d’équité intergénérationnelle
comme principe primaire. Ils posent qu'une bonne théorie sur l’équité intergénérationnelle ne
peut pas uniquement partir d'un choix rationnel et d'un intérêt personnel humain exclusif. Ils
pensent que la morale et l’éthique sont essentielles pour justifier l'équité intergénérationnelle
(248).
La vision utilitariste est aussi en conflit avec le concept d'équité intergénérationnelle. Si la
génération actuelle fait certains efforts pour les générations futures, ceci signifie-t-il par
définition que la génération actuelle s'interdit des avantages déterminés et subit donc des
pertes dans le cadre de la logique utilitariste ? Peut-on escompter que l'horizon de risque de
la génération actuelle va plus loin que l'existence propre ? De même, le contenu du principe
de justice, comme nous le connaissons par le libéralisme, avec son accent primaire sur la
surveillance de principes généraux applicables à chaque personne morale, fait qu'il n'est pas
évident de tenir compte de la dimension temporelle. Par contre, on peut poser le « principe
du dommage immuable minimum » qui indique que nous avons l'obligation morale
aujourd'hui de ne pas causer de dommages graves aux générations futures (249).
Un autre point difficile pour l'équité intergénérationnelle est celui du transfert de
responsabilités aux générations futures. Dans certains cas, comme pour le changement
climatique, notre vision actuelle peut entraîner des coûts pour les générations futures. Des
coûts qu'elles préfèrent ne pas supporter, notamment si elles n'ont pas éprouvé ellesmêmes les avantages correspondants. On argumente souvent que l'on n'est pas en mesure
aujourd'hui, techniquement ou financièrement, de résoudre les problèmes et que l'on met
donc tout son espoir dans les moyens financiers des générations futures. En outre, on tient
rarement compte des générations futures dans les analyses de coûts-bénéfices. Reporter la
responsabilité sur les générations futures est toutefois en conflit avec les principes de justice
éthiques et peut entraîner un climat dans lequel nous sommes extrêmement vulnérables
face à la corruption morale (250).
Comme mentionné auparavant, il est très difficile d'ancrer l’équité intergénérationnelle dans
la législation. Outre un certain nombre d'obstacles juridiques, il existe aussi un problème
fondamental qui découle directement du caractère ambigu de l’équité intergénérationnelle.
Nous avons à faire ici à la collision entre deux notions qui sont mutuellement opposées par
définition : l'obligation et l'exonération. D'un côté, l’équité intergénérationnelle implique
l'existence d'un certain nombre de normes et de valeurs qui ont une valeur universelle. De
l'autre côté, ces normes ne peuvent pas entraver la liberté des générations futures à créer
leur propre univers. C'est pourquoi il est nécessaire de rechercher un compromis entre une
certaine forme de « clauses universelles » et la flexibilité qui est nécessaire pour des
contrats intergénérationnels (251).
276
5249-506-073
Une importante condition pour la réalisation de l’équité intergénérationnelle se situe au
niveau du processus décisionnel. L'absence de vision à long terme et une attention limitée
chez les politiciens (dans le temps, l'espace et à l'agenda) peuvent représenter des
obstacles pour l'intégration de l’équité intergénérationnelle dans les lois et la politique. En
raison de la spécificité du processus démocratique, les déterminants institutionnels se
trouvent dans une situation difficile entre les intérêts propres d'agents économiques et
politiques, d'une part, et l'équité intergénérationnelle, d'autre part. A cette époque
extrêmement médiatisée, il n'est pas non plus évident pour les politiciens d'attirer l'attention
publique sur des perspectives à long terme. Cultiver la dette publique, qui interpelle aussi les
individus, pourrait être une condition pour garantir les droits des générations futures (252).
9.7.2
Les principes éthiques de l’AEN de l’OCDE
En 1995, le Radioactive Waste Management Committee de l'Agence pour l'Energie
Nucléaire (AEN) de l'OCDE a publié un point de vue commun sur les aspects
environnementaux et éthiques du dépôt géologique de déchets de haute activité et/ou de
longue durée de vie. Ce document était le résultat d'un atelier qui devait parvenir à une base
éthique pour la stratégie du dépôt géologique. Jusqu'alors, l’AEN n'avait pratiquement pas
prêté attention à un fondement éthique (220).
La nécessité de développer une telle base éthique découlait également d'une prise de
conscience internationale croissante concernant l'importance de la protection de la santé
humaine et de l'environnement depuis la commission Brundtland et la conférence de Rio de
Janeiro.
9.7.2.1 Principes éthiques
Dans sa vision sur la gestion des déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie,
l’AEN se concentre sur deux prémisses éthiques (220) :
L'atteinte de l'équité intergénérationnelle en optant pour des technologies et des
stratégies qui minimisent les risques et les charges transmises par la génération
actuelle à la génération suivante.
L'atteinte de l'équité intragénérationnelle, traduite dans une approche éthique au
sein de la génération actuelle.
Ces deux prémisses éthiques entraînent certains principes qui peuvent être utilisés comme
fil conducteur pour la réalisation de choix éthiques concernant la gestion des déchets de
haute activité et/ou de longue durée de vie :
Les producteurs de déchets radioactifs doivent prendre leur responsabilité. Ils
doivent prévoir les moyens pour la gestion d'une manière qui fait en sorte
qu'aucune charge irréversible ne sera créée pour les générations futures.
La gestion des déchets radioactifs doit protéger l'homme et l'environnement à un
niveau acceptable et doit pouvoir offrir aux générations futures une forme de
protection identique. Il n'y a aucune base éthique sur laquelle on peut s'appuyer
pour autoriser des risques pour la santé et pour l'environnement plus importants à
l'avenir.
Une stratégie pour la gestion des déchets radioactifs à long terme ne peut pas être
basée sur la supposition selon laquelle une structure sociétale stable persistera en
permanence à l'avenir, ni que des progrès technologiques constants seront
réalisés. La stratégie doit plutôt être axée sur l'atteinte d'une situation de sûreté
passive qui n'exige aucun contrôle institutionnel actif.
277
9.7.2.2 Fondement éthique de l’option de gestion à sélectionner
Dans certaines branches de la gestion des déchets, on a parfois appliqué la philosophie du
« loin des yeux, loin du cœur » dans le passé. C'est ainsi que les déchets radioactifs ont été
déversés autrefois en mer. C'est pourquoi les organisations internationales veulent indiquer
clairement qu'elles agissent selon des principes et des objectifs essentiels :
Agir
selon
les
intragénérationnelle
principes
éthiques
d'équité
intergénérationnelle
et
Assurer des exigences techniques et donner confiance dans la sûreté actuelle et
future
Disponibilité de la compétence technique nécessaire pour le développement et la
mise en oeuvre
L’AEN juge que le dépôt géologique a le plus grand potentiel comme solution pour la gestion
des déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie. La déclaration sur le dépôt
géologique, que le Radioactive Waste Management Committee de l’AEN a rédigée en 2008
(134), intègre l'évolution de la vision sur la gestion des déchets de haute activité et/ou de
longue durée de vie depuis 1995. Outre d'autres arguments qui soulignent la préférence
pour le dépôt géologique, ce document continue à supporter les arguments éthiques du
document de base de 1995 (220) :
L'option qui consiste à entreposer les déchets et à continuer à les surveiller peut,
selon certains, correspondre au principe de développement durable, vu qu'elle
donne des possibilités de choix égales aux générations futures. Cette vision est
issue de l'idée que la génération actuelle a pour responsabilité de pourvoir la
génération qui suit de la compétence, des sources et des possibilités pour traiter les
problèmes qu'elle transmet. Mais si la génération actuelle reporte la construction
d'installations pour la gestion à long terme parce qu'elle attend de nouvelles
techniques, ou parce que l'entreposage est meilleur marché, la responsabilité d'une
action véritable est transmise, ce qui peut la faire considérer comme non éthique.
En outre, un entreposage de longue durée part de la supposition qu'il y aura à
l'avenir des sociétés qui peuvent garantir la sûreté et la stabilité institutionnelle
nécessaires. Il existe aussi une tendance naturelle dans la société à s'habituer à
l'existence et à la proximité d'installations de gestion. De cette manière, on peut
ignorer progressivement les risques liés et négliger de gérer l'installation comme il
se doit.
La séparation et la transmutation peuvent éventuellement être possibles d'ici
quelques dizaines d'années, mais même si la technologie le permet, ceci ne fera
pas en sorte de neutraliser tous les déchets de haute activité et/ou de longue durée
de vie. Sur le plan éthique, on ne peut pas autoriser que la nécessité d'une option
de gestion à long terme soit ainsi ignoré. Les coûts peuvent être supportés à partir
du principe du pollueur-payeur.
La synchronisation de la stratégie du dépôt géologique est très importante. Il s'agit
en effet d'un processus incrémentiel. Chaque phase du processus offre des
possibilités d'assurer le débat public et les décisions au niveau politique. Au cours
du processus, des informations scientifiques, qui sont acquises sur le site peuvent
contribuer à une meilleure compréhension de la géologie régionale et locale et à
des analyses de capacité de plus en plus détaillées.
9.7.2.3 La vision de l’AEN concernant la récupérabilité
La récupérabilité implique qu’un équilibre doit être cherché entre le principe de précaution et
l’équité intergénérationnelle. Un concept apparenté est la réversibilité. L’AEN définit la
278
5249-506-073
réversibilité (anglais : reversibility) et la récupérabilité (anglais : retrievability) comme suit :
« Reversibility implies a disposal programme that is implemented in stages and that keeps
options open at each stage, and provides the capacity to manage the repository with
flexibility over time; retrievability is the possibility to reverse the step of waste emplacement »
(253).
L’AIEA a sa propre définition de ces concepts, voir paragraphe 9.7.3.3.
La récupérabilité est étroitement liée à la sûreté d’une installation de dépôt géologique. Au
fur et à mesure qu’on passe de la gestion active à la gestion passive, la récupérabilité
devient plus difficile sur le plan technique et les coûts augmentent, voir le tableau ci-dessous
(253).
Tableau 52 : Description de la récupérabilité dans les différentes phases d'un dépôt géologique
Dans la Figure 67 (253), le lien entre d’une part la phase du dépôt et d’autre part les coûts et
la difficulté de la récupérabilité est établi.
279
Figure 67 :
9.7.3
Présentation schématique de la récupérabilité pendant les différentes phases d'un
dépôt geologique
Les principes éthiques de l’AIEA
En 1997, l'AIEA s'est chargée du premier traité concernant la gestion des déchets radioactifs
(42). Quelques années plus tard, en 2006, un nouveau texte a été publié dans lequel 10
principes de sûreté fondamentaux (16) ont été établis lesquels s'appliquent à toutes les
conditions et activités qui impliquent des risques de rayonnement. Ces principes ont donc
été conçus un peu plus largement que la gestion des déchets radioactifs et reposent
généralement sur les principes éthiques susdits.
9.7.3.1 Les principes de sûreté de l’AIEA
L'AIEA a étudié les aspects éthiques de manière approfondie et les a également inclus dans
les nombreuses études sur le sujet, notamment dans une étude sur la possibilité d'organiser
des installations d'entreposage au niveau régional (254). Les principes de sûreté
comprennent également, selon l'AIEA, les obligations qui sont applicables à la gestion des
déchets radioactifs. Les principes les plus importants s'énoncent comme suit (255) :
Responsabilité de la sûreté : celle-ci repose sur la personne ou l'organisation qui
est responsable des installations et des activités avec des risques de rayonnement
Rôle des pouvoirs publics : nécessité de concevoir un cadre légal et administratif
efficient pour la sûreté. Un organe de régulation indépendant doit être établi et
maintenu à cet effet
280
5249-506-073
Politique de sûreté : les sites et les activités comportant des risques de
rayonnement doivent avoir une politique de sûreté efficiente
Besoin de justification de la sélection du site et autres activités
Optimisation de la protection
Protection des générations actuelles et futures
Prévention des accidents
Préparation à des accidents éventuels et avoir une réponse à ces derniers
9.7.3.2 Equité intra- et intergénérationnelle par la participation publique
Un autre point important pour l'AIEA est que les pays doivent offrir la possibilité d'une
participation publique. Cette vision implique que les décisions avec un impact possible sur la
santé, l'environnement et les structures sociétales soient prises en concertation avec les
intéressés éventuels. Pour adopter cette position, l'AIEA se base sur ce que la Convention
d'Aarhus dit du développement durable (256) :
« In view of the long periods of time into the future that radioactive waste and spent fuel may
have to be safely managed, sustainability considerations are relevant. There should
therefore, be a focus on meeting the needs of the present without compromising the ability of
future generations to meet their own needs. »
9.7.3.3 La vision de l’AIEA concernant la récupérabilité
Récemment, l'AIEA a publié une étude étendue sur la récupérabilité dans différents pays
(192). La récupérabilité, la réversibilité et la flexibilité sont des points de discussion
importants dans la plupart des pays en raison de diverses préoccupations sociétales,
économiques et surtout éthiques (257), (136), (238).
La flexibilité a trait à la mesure dans laquelle on peut revenir sur les décisions prises dans le
passé au cours du processus de gestion des déchets radioactifs.
Des concepts apparentés sont la récupérabilité (anglais : retrievability) et la réversibilité
(anglais : reversibility), qui, dans ce contexte, sont surtout associés à des arguments de
nature technique. Par réversibilité, on entend la possibilité technique de récupérer les
déchets à partir de l'installation d'entreposage ou de dépôt en utilisant les mêmes moyens
ou des moyens comparables à ceux avec lesquels on les a placés. La réversibilité ne peut
donc plus être réalisée après la fermeture d'une installation de dépôt géologique ou d’une
mise en forages profonds. La récupérabilité est la possibilité de récupérer les déchets après
la fermeture des installations d'entreposage ou de dépôt. La récupération des déchets après
la fermeture nécessite des équippements spécifiques (258).
La flexibilité est un concept plus large : il ne s'agit pas seulement de la récupérabilité ou de
la réversibilité d'opérations, mais aussi des décisions qui sont à la base de ces opérations.
La flexibilité est donc la possibilité de revenir en arrière sur les mesures prises dans la
gestion des déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie. Par « retour en arrière »,
on entend que l'on a la possibilité d'annuler une ou plusieurs étapes dans le développement
d'une option de gestion. Ceci implique que l'on peut revoir ou réévaluer des décisions
antérieures et que l'on dispose des moyens techniques pour annuler les étapes antérieures.
A un stade précoce, il peut s'agir de la révision de décisions concernant la sélection du site
ou le choix d'une variante de mise en œuvre déterminée. Pendant la phase opérationnelle, il
peut s'agir de la prévision de composantes du système de gestion qui permettent de
récupérer les déchets (259).
281
L'aspect éthique le plus important pour la récupérabilité et la flexibilité est le conflit entre le
principe de précaution et l’équité intergénérationnelle. Etant donné que la protection durable
de la santé humaine et de l'environnement est au centre du développement d'une option de
gestion, il faut tenir compte du principe de précaution (voir paragraphe 9.7.1.3). La
récupérabilité serait un moyen possible pour mettre en œuvre ce principe de précaution.
C'est une attitude prudente à l'égard des incertitudes concernant la perspective à long terme
de la gestion des déchets radioactifs. Mais en même temps, le principe de précaution peut
faire obstacle à l’équité intergénérationnelle. Maintenir ouverte une installation de dépôt peut
entraîner des charges disproportionnées pour les générations futures, notamment par un
impact négatif sur la sûreté à court terme et à long terme et par les implications financières.
L'AIEA n'a pas d'avis prononcé à ce sujet, mais mentionne les avantages et les
désavantages éventuels de la récupérabilité et incite à procéder à des études détaillées à ce
sujet avant de prendre une décision.
Avantages :
Possibilité d'utiliser les déchets à l'avenir si ceci est économiquement réalisable et
techniquement possible
Possibilité pour les générations futures de gérer les déchets en utilisant des
techniques nouvelles et meilleures
Possibilité d'exécuter des corrections si la gestion n'est pas satisfaisante
Possibilité pour les générations futures de décider elles-mêmes de la gestion
Approche précautionneuse à court terme
Désavantages :
Récupérer les déchets peut avoir une influence négative tant sur la sûreté
conventionnelle que sur la sûreté radiologique. Les scénarios avec une fermeture
relativement précoce de l'installation offrent une plus grande sûreté à ceux qui sont
impliqués dans la phase opérationnelle.
La sûreté à long terme est diminuée. Si les barrières ouvragées se dégradent après
un certain temps, une installation non fermée entraîne plus de risques d’exposition
aux rayonnements.
Des situations socio-économiques et politiques instables peuvent entraîner la
négligence de l'installation, tant avant la fermeture qu'après. Ceci a des implications
négatives pour la sûreté à long terme.
Les incertitudes concernant le moment de la fermeture peuvent faire qu'il est plus
difficile de garantie la sûreté.
La possibilité de déchets récupérables peut compliquer le choix de mesures de
sûreté efficaces.
La récupérabilité pèse plus lourd économiquement en raison des coûts
supplémentaires de l'infrastructure et du suivi permanent.
9.7.4
Description des aspects éthiques
Dans ce paragraphe, le point de vue éthique est décrit à l’aide de valeurs ou principes qui
fonctionnent comme critères avec lesquels on peut évaluer si un acte ou une attitude peut
être qualifiée comme éthiquement juste.
282
5249-506-073
9.7.4.1 Aspects éthiques qui sont comparables pour toutes les options de gestion
Processus décisionnel
L’équité intragénérationnelle se rapporte aussi à l’équité du processus décisionnel. Ceci est
lié à la représentation de communautés et à ceux qui ont le pouvoir de prendre des
décisions.
L'implication du public dans les problèmes d'environnement fait l'objet de la Convention
d'Aarhus qui a été ratifié par la Belgique le 21 janvier 2003 (256). Dans le cadre de
l'implication de toutes les parties prenantes aux décisions sur la gestion des déchets de
haute activité et/ou de longue durée de vie, l'Agence pour l'Energie Nucléaire (AEN) de
l'OCDE a formulé trois principes :
La prise de décisions doit avoir lieu au cours de processus progressifs qui créent la
flexibilité pour s'adapter à un contexte sociétal changeant
Un processus d'apprentissage sociétal doit être encouragé et facilité
L'implication de la population dans le processus décisionnel doit être encouragée et
facilitée
La synchronisation de l’exécution des options de gestion est très importante. Il s’agit
notamment d’un processus incrémentiel. Chaque phase du processus offre les possibilités
de mener un débat public et de prendre des décisions au niveau politique. Pendant le
processus, des informations scientifiques pourront contribuer à une meilleure conception de
l’option de gestion.
Selon l’aspect bien-être et selon la théorie de la justice utilitariste, on pourrait poser que les
décisions clés doivent être ratifiées par des organes élus démocratiquement. Lorsque des
décisions clés sont prises, il faut pouvoir garantir l’inclusivité et l’intégrité du processus,
comme ceci est de mise dans une société démocratique. En outre, la question de la
représentation des communautés hôtes doit être plus intégrée au processus de mise en
œuvre.
Or, la conception de processus décisionnels équitables ne se fait pas sans problèmes. Une
grande difficulté découle de la supposition selon laquelle la décision est prise pendant les
discussions avec les parties prenantes. D’une manière ou d’une autre, il y a des parties qui
ne sont pas directement impliquées dans ces discussions mais dont les intérêts doivent
néanmoins être pris en compte. Pour ces parties, des solutions doivent être recherchées
pour la représentation. Cette solution peut être proposée en tenant compte de principes
éthiques et d’aspects de justice.
Transport
Le transport des déchets radioactifs est perçu comme dangereux étant donné que les
accidents représentent un risque pour la santé humaine et parce que la protection contre le
terrorisme peut être difficilement assurée (150). Compte tenu du bien-être et, donc, de la
sûreté, on pourrait poser que les déchets doivent être entreposés sur les sites où ils se
trouvent actuellement.
Cette vision concernant le transport peut être abandonnée si on pense mieux tenir compte
de l’aspect bien-être autrement. En effet, on peut également poser que la sûreté peut être le
mieux garantie en localisant le site dans une zone abandonnée ou faiblement peuplée ; les
risques du transport pèsent alors moins lourds. Si l’on tient compte des environnementstypes découlant du paragraphe 5.3.2, on peut poser que les zones urbaines n’ont pas la
préférence.
283
A noter qu’à l’avenir, il y aura inévitablement d’autres migrations de populations. Des zones
qui, aujourd’hui, sont faiblement peuplées pourront donc connaître un habitat plus important
à l’avenir. En outre, les zones à faible densité de population sont rares en Belgique et la
question se pose dès lors de savoir s’il faut véritablement tenir compte de ce point.
Compensation de communautés
Le principe de base est ici l’équité intragénérationnelle. Ce principe part de l’hypothèse qu’il
est injuste de faire supporter plus de charges qu’à d’autres à certains individus ou groupes
au sein de cette génération. Pour déterminer le principe éthique, plusieurs aspects du
principe d’équité intragénérationnelle peuvent être éclairés:
Parité: le partage des charges entre différents lieux.
Proportionnalité: ceux qui bénéficient des avantages, doivent aussi supporter les
charges
Responsabilité: si possible on peut aussi gérer les déchets sur un site qui supporte
déjà une responsabilité
Dignité et autonomie: participation au processus décisionnel et attention portée aux
communautés vulnérables
Bien-être: compensation de communautés. On part du principe utilitaire selon
lequel l’avantage le plus grand possible doit être donné au plus grand nombre de
personnes possible. Cela veut dire que le site sera cherché de préférence dans une
région peu peuplée, ou qu’il vaut mieux gérer les déchets où ils se trouvent
actuellement de manière à éviter les transports. Une autre approche peut consister
à rechercher le site qui jouit du plus grand support et de la plus grande acceptation
de la part du grand public.
La conclusion est que la justice en relation avec la détermination d’un site ne peut être
obtenue que si l’on garde le bien-être du public à l’esprit. Il faut veiller à ce que le site soit
sélectionné sur la base de la volonté de participation. Les communautés concernées doivent
conserver le droit de se retirer au cours de la recherche d’un site.
Si une communauté est prête à participer au processus de sélection, des problèmes
éthiques se posent à nouveau en ce qui concerne la compensation. La responsabilité doit
être supportée au nom de l’ensemble de la société. La compensation ne peut pas être
perçue en termes de récompense financière étant donné que ceci va à l’encontre de l’idée
de ne pas charger les plus vulnérables. Il faut plutôt la considérer dans le contexte plus large
du développement d’une région, aujourd’hui et à l’avenir.
En cas de gestion active, des mesures de précaution peuvent être exécutées de façon à être
en règle avec le principe de proportionnalité.
Toutefois, l’entreposage perpétuel part de la supposition qu’à l’avenir il y aura des sociétés
qui pourront garantir la sûreté et la stabilité institutionnelle nécessaires. Il existe aussi une
tendance naturelle, dans la société, à s’habituer à l’existence et à la proximité d’installations
d’entreposage. De cette manière, on peut progressivement nier les risques liés et négliger
de suivre l’installation comme il convient.
284
5249-506-073
Aujourd’hui, les connaissances et la capacité existent pour développer une solution définitive
qui minimise les charges de la gestion pour les générations futures. C’est pourquoi il est
justifié d’opter aujourd’hui pour une option définitive.
L’entreposage de longue durée ou perpétuel est dans la ligne du développement durable
étant donné que ceci donnerait des possibilités égales aux générations futures. Cette vision
est issue de l’idée selon laquelle la génération actuelle a pour responsabilité de pourvoir la
génération suivante de l’expertise, des ressources et des possibilités pour affronter les
problèmes qui sont transmis par la génération actuelle.
Or, l’entreposage perpétuel est difficile à concilier avec l’utilisation efficace des ressources.
L’installation d’entreposage doit être reconstruite en totalité tous les 100 à 300 ans. Ceci ne
crée pas seulement des déchets supplémentaires, mais entraîne aussi des coûts
significatifs.
Cette option de gestion est également problématique à l’égard de l’aspect « responsabilité
diminuante ». Selon la vision de cette forme de responsabilité, la société attache plus
d’importance à la génération qui suit immédiatement, étant donné qu’elle peut l’influencer et
qu’elle y a intérêt. Or, la responsabilité est difficile à soutenir pour le futur très éloigné.
Le principe de responsabilité se traduit par le principe du pollueur-payeur. La responsabilité
de la gestion des déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie se situe chez ceux
qui profitent des avantages de l’énergie nucléaire. Actuellement, les producteurs prennent
leurs responsabilités en contribuant aux provisions pour la gestion à long terme. Ceci doit
faire en sorte qu’aucune charge ne soit transférée aux générations futures. Or, il est difficile
de tenir compte aujourd’hui de tous les coûts économiques et sociétaux futurs pour la
construction de nouvelles installations d’entreposage, ce qui fait que cette option peut être
considérée comme moins juste en ce qui concerne le principe du pollueur-payeur.
Toutefois, cette option de gestion répond au point de vue éthique de parité, de
proportionnalité et de bien-être.
Le choix de la gestion active suppose d’abord une option de gestion flexible. C’est pourquoi
cette option répond à l’approche éthique en relation avec la dignité et l’autonomie (voir la
description de l’équité intergénérationnelle dans le paragraphe 9.7.1.3). Les générations
futures sont assurées de la possibilité de faire leurs propres choix. On tient compte du
transfert des responsabilités. Cette génération transfère alors les moyens et les
compétences nécessaires à la génération suivante.
En relation avec l’idée de parité, on pose parfois que la récupérabilité doit être assurée dans
le cadre de la sûreté. Si des problèmes se posent, il faut en effet pouvoir intervenir. En outre,
la gestion active fait en sorte que les connaissances soient conservées et l’option de gestion
conserve une certaine visibilité.
Cette vision se heurte toutefois au concept éthique de proportionnalité des risques et du
bien-être de la communauté. Selon l’éthique des conséquences, minimiser les incidences
nuisibles des déchets radioactifs sous la forme de la douleur, de la maladie et de la mort
pour tous les intéressés, y compris les générations futures, est la question fondamentale en
jeu ici. La préférence doit donc aller à la sûreté.
285
Entre la construction et l'exploitation d'une installation d’entreposage et la libération de
radionucléides, on aura éventuellement des centaines de générations intermédiaires. La
responsabilité jusqu'à la dernière génération qui peut éprouver un dommage en raison des
déchets radioactifs ne dépendra pas uniquement de la génération actuelle, mais aussi de
toutes les générations futures intermédiaires. C'est pourquoi il faut tenir compte de
conditions sociétales éventuellement instables à l'avenir et que l'on ne peut pas partir du fait
que les générations futures disposeront de connaissances suffisantes sur (la gestion) des
déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie. En outre, il n'est pas certain que les
connaissances technologiques resteront au niveau actuel et que des fonds suffisants
resteront disponibles pour garantir le suivi en cas d’entreposage perpétuel.
Etant donné qu’une stabilité politique minimale est exigée pour la gestion active et que cette
stabilité ne peut pas être garantie à long terme, cette option de gestion ne répond pas aux
aspects éthiques de proportionnalité et de bien-être.
La liberté de choix ne peut d’ailleurs pas être soutenue non plus par le concept de
proportionnalité. Etant donné que les conséquences de la non-intervention ou de
l’intervention inappropriée en cas de problème sont beaucoup plus importantes pour la
gestion active, ceci peut limiter la liberté de choix des générations futures de manière
irréversible. Le choix en faveur d’une option de gestion passive peut devenir plus difficile
après des problèmes dans la gestion active.
Cette option de gestion répond totalement au principe de précaution, car elle fait en sorte
qu’aucun dommage irréversible ne puisse être causé. Le système se répare de lui-même et
la barrière naturelle (la formation hôte) offre une sûreté supplémentaire.
Aujourd’hui, on dispose des connaissances et des capacités pour développer une solution
définitive qui décharge les générations futures du fardeau de la gestion. Il est donc juste
d’opter aujourd’hui pour une solution définitive. Un certain nombre de pays (la Suède entre
autres) invoquent cet argument pour justifier le choix d’une option de gestion passive pour le
long terme (voir Annexe B).
Le principe de responsabilité se traduit par le principe du pollueur-payeur. La responsabilité
de la gestion des déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie se situe chez ceux
qui profitent des avantages de l’énergie nucléaire. Actuellement, les producteurs prennent
leurs responsabilités en contribuant aux provisions pour la gestion à long terme. Ceci doit
faire en sorte qu’aucune charge ne soit transférée aux générations futures. Toutefois,
comme aucune option de gestion définitive n’a encore été prise, ceci est difficile à garantir.
Par pollueur, on entend généralement les producteurs d’énergie nucléaire, mais il peut aussi
s’agir par exemple des consommateurs d’énergie nucléaire, des producteurs d’équipements
et matériels ou des communes dans lesquelles des centrales nucléaires sont implantées. A
partir de ce point de vue éthique, on peut affirmer qu’une responsabilité commune existe ou
qu’une répartition de la responsabilité doit être assumée au niveau national. A partir d’une
idée de responsabilité permanente, on peut affirmer que les charges de la gestion ne
peuvent pas être transmises aux générations futures ; les déchets doivent être
définitivement déposés aujourd’hui.
286
5249-506-073
Selon le principe de responsabilité, une stratégie pour la gestion à long terme ne peut pas
être basée sur la supposition qu’une structure sociétale stable persistera en permanence à
l’avenir ni qu’un progrès technologique sera réalisé en permanence. La stratégie doit plutôt
être orientée vers l’atteinte d’une situation de sûreté passive qui n’exige plus aucun contrôle
institutionnel actif.
Selon le principe de l’équité intergénérationnelle, on peut poser que la sûreté exige de veiller
à ce que les déchets radioactifs soient mis en dépôt. Les déchets doivent être isolés de
l’homme et de l’environnement de manière à ce que l’homme ne puisse plus entrer en
contact avec eux, intentionnellement ou non.
En cas de dépôt géologique, l’autonomie et donc la liberté de choix pour les générations
futures sont seulement limitées. C’est ainsi que la récupérabilité est possible, mais que le
degré de difficulté et les coûts augmentent fortement lorsque les puits d’accès sont comblés
et que l’installation est complètement fermée.
Certains posent qu’il faut se garder du phénomène « loin des yeux, loin du cœur ». Les
connaissances sur la gestion des déchets de haute activité et/ou de longue durée de vie
peuvent se perdre et les options de gestion passives sont moins visibles, ce qui fait que la
signification de l'emplacement peut être oubliée. Mais il faut tenir compte du fait que des
systèmes de gestion passive peuvent encore être surveillés plusieurs centaines d'années
après la fermeture du site de manière à exclure tous les risques (233). Il existe aussi une
tendance naturelle dans la société à s'habituer à l'existence et à la proximité d'installations
de gestion. C'est ainsi que l'on peut progressivement ignorer et abandonner les risques liés
et négliger de gérer l'installation comme il convient. Pour les systèmes de gestion active,
ceci entraîne beaucoup plus de risques que pour la variante passive, étant donné que celleci peut se rétablir d'elle-même.
Cette option de gestion fait en sorte qu’aucun dommage irréparable ne puisse être causé
étant donné que le système peut se réparer lui-même. Cette option de gestion correspond
au principe de proportionnalité, mais n’offre pas la même mesure de sûreté technologique et
méthodologique que le dépôt géologique étant donné que les recherches menées à propos
de la mise en forages profonds sont beaucoup moins nombreuses.
Aujourd’hui, on dispose des connaissances et des capacités pour développer une solution
définitive qui décharge les générations futures du fardeau de la gestion. Il est donc juste
d’opter aujourd’hui pour une solution définitive. Un certain nombre de pays (la Suède entre
autres) invoquent cet argument pour justifier le choix d’une option de gestion passive pour le
long terme (voir Annexe B).
On peut ici formuler le même point de vue éthique que pour le dépôt géologique (voir
287
On peut formuler ici le même point de vue éthique que pour le dépôt géologique (voir
Cette option de gestion est en contradiction avec le principe de précaution qui rend
l’approche des risques plus juste. Des mesures de précaution permettent de prendre des
décisions, même si une certaine mesure d’incertitude scientifique ou méthodologique existe
encore. En reportant la décision, le risque existe de causer des dommages irréversibles.
L'accent sur les risques qui justifierait cette option est difficile à étayer éthiquement. L'accent
sur les risques fait que l'on s'oriente surtout vers les charges, alors que ces charges sont
liées à un certain nombre d'avantages. Il arrive souvent que lorsque l'on met l'accent sur les
charges, ce sont surtout les charges directes pour un nombre limité d'intéressés que l'on
prend en compte, alors que l'on considère les avantages comme une chose qui doit être
répartie de manière égale sur la société (233). Ces risques doivent être considérés de la
même façon pour les générations suivantes. Enfin, lors de la prise en compte de certains
risques, il faut garder à l'esprit que prendre aujourd'hui des petits risques peut nous protéger
contre une exposition à des risques plus importants à l'avenir.
Cette option de gestion correspond à la vision anthropocentrique du principe de durabilité.
Elle vise plus de bien-être et une utilisation efficace des ressources et des connaissances
disponibles. Le progrès technique peut déboucher sur de meilleures options de gestion.
Reporter le choix d’une option de gestion définitive peut augmenter le support sociétal et
faire en sorte de choisir la solution la plus durable. A ceci s’oppose le fait que les charges
sont transférées aux générations suivantes.
Les options de gestion non définitives impliquent que l’on opte pour une décision ultérieure.
Cette solution reflète le principe éthique de dignité et d’autonomie, la liberté de choix des
générations futures étant importante. Ce point de vue éthique reconnaît aussi bien les droits
des générations futures que les responsabilités du présent. C’est ainsi que l’on peut
aujourd’hui fournir toutes les informations sur la base desquelles il est possible de prendre
ses responsabilités à l’avenir. Cette génération ne peut pas prendre de décisions
irréversibles qui font que les générations futures sont privées de véritables choix.
Cette option de gestion présente une grande mesure d’adaptabilité et peut donc réagir aux
connaissances nouvelles. Elle suppose que les incertitudes techniques et méthodologiques
sont aujourd’hui encore trop grandes afin de déjà prendre une décision. Elle part de
l’hypothèse qu’à l’avenir, de nouvelles connaissances surgiront inévitablement et que cellesci permettront d’offrir des solutions sans doute meilleures.
Le caractère non définitif de cette option de gestion souscrit à l’aspect éthique du bien-être.
En reportant la décision, on peut chercher une plus grande base pour soutenir la décision
définitive. De cette manière, un plus grand nombre de personnes peut être impliqué dans le
processus décisionnel.
288
5249-506-073
Si la génération actuelle reporte la construction d’installations pour la gestion à long terme
parce qu’elle attend de nouvelles technologies ou parce que l’entreposage temporaire est
meilleur marché, la responsabilité d’une véritable action est alors transférée, ce qui peut être
considéré comme non éthique. Ces options s’opposent à l’approche de la responsabilité qui
pose que la génération actuelle doit trouver une solution à un problème qu’elle a créé ellemême.
Ce principe ne s’applique pas aux options de gestion non définitives.
avancées
A ce propos, on peut formuler le même point de vue éthique que pour l’entreposage de
longue durée dans la perspective du choix ultérieur d’une option de gestion à vocation
définitive (voir paragraphe 9.7.4.5).
Si des solutions existent, nous devons, selon le principe de précaution, faire ce qui est en
notre pouvoir. A long terme, l’option du statu quo est donc en contradiction avec la
législation sur l’environnement qui inclut le principe de précaution. Cette législation pose que
s’il peut être question d’incidences graves sur l’environnement, des mesures doivent être
prises, même s’il est encore question d’incertitudes scientifiques dans une mesure limitée.
L’option du statu quo implique que l’on choisit de ne pas prendre de décision aujourd’hui.
Cette vision reflète le principe éthique de dignité et d’autonomie pour lequel la liberté de
choix est importante. Cette position reconnaît aussi bien les droits des générations futures
qu’une forme de responsabilité du présent. C’est ainsi que l’on peut acquérir aujourd’hui
toutes les informations sur la base desquelles il est possible de prendre ses responsabilités
dans le futur.
Or, maintenir la solution actuelle n’est pas une solution durable. La gestion des déchets de
haute activité et/ou de longue durée de vie concerne la gestion de biens et d’actes du type «
avantages d’abord, coûts ensuite ». En outre, on peut s’attendre à ce que chaque génération
ait tendance à consommer surabondamment des biens selon le principe « avantages
d’abord » alors que les biens qui fournissent des « avantages ensuite » ne sont pas
suffisamment consommés. De cette manière, il n’y a pas d’avantages de débordement pour
les générations futures. C’est pourquoi cette option est en contradiction avec la parité, la
proportionnalité et le bien-être.
L’entreposage actuel est poursuivi sur les sites existants. Pour la génération actuelle, rien ne
change donc en pratique à la distribution des avantages et des charges de la gestion.
Ce principe ne s’applique pas aux options de gestion non définitives.
289
9.7.5
Evaluation des aspects éthiques
Le Tableau 53 fournit un aperçu de l’évaluation des aspects éthiques pour les différentes
options de gestion.
290
5249-506-073
Tableau 53 : Evaluation des aspects éthiques
Dépôt géologique
option de gestion à vocation
définitive
Option du statu quo
de l’application industrielle
de technologies nucléaires
avancées
-
+++
+
--
---
Des mesures de précaution
peuvent être exécutées de
manière à être en règle avec
le principe de
proportionnalité. Toutefois,
un risque existe de causer
des dommages irréversibles
si la gestion active disparaît.
Cette option de gestion fait en
sorte qu’aucun dommage
irréversible ne puisse être
causé étant donné que le
système garantit la sûreté de
manière passive. Ceci
correspond à l’interprétation
du principe de proportionnalité
dans les traités internationaux
et dans la législation belge.
Cette option de gestion fait en
sorte qu’aucun dommage
irréversible ne puisse être
causé étant donné que le
système garantit la sûreté de
manière passive. Ceci
correspond à l’interprétation
du principe de proportionnalité
dans les traités internationaux
et dans la législation belge.
Le principe de précaution rend
l’approche des risques plus
juste et permet de prendre des
décisions, même si
l’incertitude scientifique existe
encore. Ces options de
gestion les ignorent ceci, d’où
le risque de causer des
dommages irréversibles par le
report de la décision.
Augmente les risques
à court terme et est
même en contradiction
avec la législation
environnementale à
long terme.
La sûreté technologique et
méthodologique est moins
grande que pour le dépôt
géologique.
--
+++
+++
-
---
La reconstruction périodique
de l’installation
d’entreposage ne contribue
pas à l’utilisation durable
des ressources. Le suivi
peut contribuer à la
transmission de
connaissances mais est en
conflit avec une
responsabilité diminuante.
Les charges ne sont pas
transférées aux générations
suivantes.
Les charges ne sont pas
transférées aux générations
suivantes.
Les nouvelles technologies
peuvent diminuer la quantité
de déchets, mais ne peuvent
pas les éliminer
complètement. Il faut encore
choisir une solution définitive
durable. Ceci représente une
charge pour les générations
futures.
Conserver la solution
actuelle n’est pas une
solution durable.
291
Dépôt géologique
option de gestion à vocation
définitive
Option du statu quo
de l’application industrielle
de technologies nucléaires
avancées
Equité
intragénérationnelle
Equité
intergénérationnelle
292
5249-506-073
+
++
++
-
0
Correspond au principe de
responsabilité. Le besoin de
reconstruction périodique
des installations
d’entreposage n’est pas en
conformité avec la notion
étendue du principe
du pollueur-payeur en raison
de la difficulté à calculer les
coûts.
responsabilité. Rencontre
également la conception
du pollueur-payeur.
responsabilité. Rencontre
également la conception
du pollueur-payeur.
La responsabilité est
transmise. Il existe une grande
flexibilité, ce qui répond à la
dignité et à l’autonomie.
Pour la génération
actuelle, la situation
reste la même.
-
++
+
Une flexibilité est bien
offerte aux générations
futures mais celle-ci est
limitée par les risques
augmentés. L’option de
gestion ne répond pas à la
proportionnalité et au bienêtre exigés (sûreté) à long
terme.
Répond au principe de bienêtre et au principe de
reponsabilité: la sûreté est
garantie de manière passive et
on ne compte pas sur la
stabilité sociétale à l’avenir. La
génération actuelle décide
d’assumer les charges et de
transférer les avantages.
Similaire au dépôt géologique
mais avec une sûreté
méthodologique et
technologique moindre.
(Sans objet : pas d’option de
gestion définitive).
Attendre une option de gestion
définitive peut augmenter le
support, ce qui donne une plus
grande implication au
processus de décision.
(Sans objet : pas
d’option de gestion
définitive).
9.8
Les aspects sécurité et safeguards occupent une place particulière dans ce SEA. En effet,
ce ne sont pas des incidences de la gestion de déchets radioactifs. Ce sont des exigences
importantes pour les options de gestion qui, par conséquent, peuvent être des points de
reflexion importants lors de la prise d’une décision de principe.
9.8.1
Méthodologie
Sécurité
Pour la description et l’évaluation de l’aspect sécurité, on vérifie dans quelle mesure les
différentes options de gestion peuvent être protégées effectivement contre les
conséquences du vol de matières nucléaires ou du sabotage de matières nucléaires ou des
installations nucléaires. Les points abordés lors de la description s’énoncent notamment
comme suit :
L’attractivité ou la sensibilité aux actions malveillantes
Les conséquences radiologiques éventuelles
Les mesures de protection possibles
On en déduit ensuite, par option de gestion, un jugement d’expert global sur l’aspect
sécurité.
Pour le court terme, on procède dans chaque cas à une comparaison avec l’alternative zéro,
c’est à dire l’option du statu quo. Etant donné que la phase opérationnelle comporte un
certain nombre d’étapes qui sont les mêmes, quelle que soit l’option de gestion (p.ex.
transport, post-conditionnement), les différences entre les options de gestion seront
mineures.
Il est judicieux d’étudier l’aspect protection pour long terme étant donné que des actions
malveillantes contre les options de gestion pour les déchets de haute activité et/ou de
longue durée de vie pourraient aussi avoir des conséquences radiologiques après une très
longue durée. Pour le long terme, il n’existe pas d’alternative zéro (voir paragraphe 7.2.3) et
les options gestion passive et gestion active peuvent être uniquement comparées entre
elles.
L’évaluation des incidences a lieu sous la forme d’un jugement d’expert qualitatif étayé par la
littérature pertinente.
Safeguards
L’aspect safeguards est décrit et évalué en analysant dans quelle mesure les différentes
options de gestion permettent des inspections de safeguards efficaces et efficients. Les
points abordés lors de la description s’énoncent notamment comme suit :
Les possibilités du détournement de matières nucléaires vers des activités
nucléaires non déclarées
Les techniques possibles pour les inspections de safeguards
On en déduit alors, par option de gestion, un jugement d’expert global concernant l’aspect
safeguards.
293
Les conséquences éventuelles de safeguards défaillants ne seront pas abordées ici. Dans le
cas le plus défavorable, ceci entraîne l’utilisation de matières nucléaires pour la fabrication
d’une bombe atomique qui est effectivement mise à feu. Les conséquences pour la santé
humaine et la société sont très graves dans ce cas, mais ceci tombe en dehors du champ
d’application de ce SEA. En outre, cet impact est le même pour toutes les options de gestion
étudiées.
Pour le court terme, on fait à chaque fois une comparaison avec l’alternative zéro, c’est-àdire l’option du statu quo. Etant donné que la phase opérationnelle comporte un certain
nombre d’étapes qui sont les mêmes quelle que soit l’option de gestion (p.ex. transport,
post-conditionnement), les différences entre les options de gestion seront mineures.
Il est judicieux d’étudier l’aspect protection pour long terme étant donné qu’aucune date
finale n’est donnée dans le safeguards agreement avec l’AIEA (68), de sorte que les pays
signataires devront éventuellement accepter des safeguards sur le long terme.
Pour le long terme, il n’existe pas d’alternative zéro (voir paragraphe 7.2.3) et les options
gestion active et gestion passive sont uniquement comparées entre elles.
L’évaluation des incidences a lieu sous la forme d’un jugement d’expert qualitatif, étayé par
la littérature pertinente.
9.8.2
Hypothèses
Nous partons de la supposition que le combustible irradié fera également l’objet de la
gestion à long terme par l’ONDRAF. Ceci signifie que les options de gestion sont soumises à
des safeguards (72). Le combustible irradié est classé dans la catégorie II selon le Traité sur
la protection physique des matières nucléaires (62). La définition de matières nucléaires de
la catégorie II et les mesures de protection physique exigées sont décrites brièvement dans
le paragraphe 6.10.1.
D’autres déchets radioactifs peuvent aussi rester soumis aux exigences des safeguards et
de la protection en fonction de la quantité et de la forme des matières fissiles présentes (voir
paragraphe 6.10.2). La question des safeguards et de la protection se pose toutefois
d’abord, et avant tout, pour le combustible irradié.
Nous supposons que les options de gestion sont totalement adaptées aux safeguards et à
une protection en conformité avec les risques liés aux matières nucléaires de la catégorie II.
9.8.3
Description pour le court terme
On aborde d’abord les aspects de sécurité et de safeguards pour le post-conditionnement et
le transport. Ces activités se trouvent en surface et sont les mêmes pour toutes les options
de gestion. Ceci est suivi d’une discussion par option de gestion qui se concentre sur les
activités et les installations qui sont bien distinctives, à savoir l’installation d’entreposage,
l’installation de dépôt géologique ou les forages profonds.
9.8.3.1 Transport et post-conditionnement
Pour l’aspect safeguards, l’installation de post-conditionnement est la plus pertinente. Pour
l’aspect sécurité, on considère le post-conditionnement et le transport.
294
5249-506-073
Sécurité
Le transport est considéré par l’AIEA comme la phase au cours de laquelle les matières
nucléaires sont les plus vulnérables face au vol ou au sabotage (63). L’attractivité d’un
transport de déchets radioactifs comme cible pour des activités malveillantes dépend de la
motivation du groupe en question (150), (260), (261) :
Le vol d’un conteneur de déchets pendant le transport dans le but de fabriquer une
bombe atomique est jugé peu probable en raison du volume et du poids des
conteneurs de déchets.
Causer la mort et la destruction aux abords est un autre motif éventuel qui est
néanmoins difficile à atteindre par une attaque sur un transport de déchets
radioactifs. Une attaque au moyen d’armes lourdes pourrait cependant entraîner la
libération d’une quantité limitée de combustible irradié sous la forme de particules
qui peuvent être inhalées par l’homme.
Si l’objectif est de créer la peur chez le public, un transport de déchets radioactifs
peut être une cible attrayante étant donné qu’une attaque se produit dans le
domaine public.
Dans les recommandations AIEA (63) un certain nombre de mesures sont proposées pour
assurer la protection pendant le transport, notamment la minimisation du nombre et de la
durée des transports, l’évitement d’horaires de transport réguliers et la limitation des
informations préalables sur le transport à un nombre de personnes aussi réduit que possible.
De même, le choix du mode de transport joue un rôle. Le transport par rail est plus facile à
protéger que le transport routier étant donné que l’accès du public aux voies de chemin de
fer est limité et au fait également que le transport peut être mieux contrôlé (150).
Une installation de post-conditionnement est peu attrayante comme cible pour des activités
malveillantes (150), (260) :
La quantité présente de matières nucléaires utilisables (dans la pratique : le
combustible irradié qui n’a pas encore subi de post-conditionnement) est réduite
comparé à la quantité que l’on trouve dans les centrales nucléaires ou dans les
installations d’entreposage. C’est pourquoi le vol est jugé peu probable.
Pour les mêmes raisons, une installation de post-conditionnement offre peu de
possibilités de causer la mort et la destruction aux abords.
Pour créer la peur chez le public l’installationde post-conditionnement représente
une cible moins attrayante que par exemple une centrale nucléaire ou un transport
de déchets radioactifs.
L’AIEA recommande, lors de la conception d’installations nucléaires, la définition d’une
« Design Basis Threat » (DBT) sur la base d’une évaluation du risque de vol ou de
sabotage. La DBT offre un certain nombre de scénarios auxquels l’installation doit résister
(63). Bien que le risque pour une installation de post-conditionnement soit moins grand que
pour une centrale nucléaire ou une installation d’entreposage, l’installation de postconditionnement devrait néanmoins pouvoir être dotée de mesures de protection
équivalentes dans le but de décourager les intrus potentiels. Des exemples sont des
barrières doubles et renforcées aux accès, des clôtures doubles, la surveillance par
télévision en circuit fermé et le contrôle des véhicules et du personnel à l’entrée et à la sortie
(150).
295
Safeguards
Le point de départ est une description générique d’une installation de post-conditionnement
(262). Lorsque le combustible irradié arrive dans l’installation, il est entreposé
temporairement si nécessaire. Après une inspection, le conteneur de transport est ouvert et
le combustible irradié en est retiré et éventuellement conditionné. Il est placé dans un
conteneur de dépôt et entouré de matériaux de remplissage. Le conteneur de dépôt est
fermé, soudé, inspecté et placé dans un conteneur de transport pour être transporté jusqu’à
l’installation de dépôt.
Sur la base de cette description, un certain nombre de possibilités peuvent être identifiées
pour sortir les matières nucléaires d’une installation de post-conditionnement (263), (264).
La sortie d’un conteneur complet peut avoir lieu pendant le transport jusqu’à
l’installation, mais cela devient beaucoup plus difficile dès que le conteneur se
trouve dans l’installation, étant donné que l’espace est limité.
Au moment où le conteneur de transport est ouvert et que le combustible irradié en
est retiré, on peut laisser une partie du combustible irradié dans le conteneur et
emmener le conteneur « vide ».
Une phase cruciale est le conditionnement (en option) des éléments de combustible
irradié. Les deux possibilités pour le conditionnement de combustible irradié sont
soit le conditionnement des assemblages dans leur totalité, soit le démontage des
assemblages. Cette deuxième possibilité n’a toutefois pas été prévue.
Lorsque le combustible irradié (éventuellement conditionné) est placé dans le
conteneur de dépôt, du matériel peut éventuellement être détourné.
A partir du moment où le conteneur de dépôt est fermé, un accès direct au
combustible irradié est pratiquement impossible. La diversion d’un conteneur
complet est alors la seule possibilité.
Les dommages causés aux conteneurs, les incohérences dans les débits de dose mesurés,
les conteneurs partiellement remplis, les dommages causés aux éléments de combustible
irradié, les accès non déclarés à l’installation ou les manipulations non déclarées peuvent
indiquer un(e) (tentative de) détournement de matières nucléaires pendant le postconditionnement (263), (264).
Les inspections de safeguards dans une installation de post-conditionnement peuvent
s’effectuer avec des techniques connues et posent peu de problèmes. Il faut toutefois
remarquer qu’il est très difficile d’inspecter des conteneurs de dépôt contenant du
combustible irradié après leur fermeture. C’est pourquoi des mesures « containment and
surveillance » sont indiquées. Pour ce type de mesures, les matières nucléaires ne sont pas
inspectées directement, mais le conteneur est scellé et l’on contrôle si le sceau est resté
intact. De cette manière, on se convainc que l’on n’a pas touché au matériel nucléaire
présent dans le conteneur. C’est ce que l’on appelle la « continuity of knowledge ».
De même, la « Design Information Verification » ou DIV est importante pour une installation
de post-conditionnement. La DIV a pour but d’assurer que l’installation est construite
conformément au projet qui a été soumis à l’AIEA et que pendant le fonctionnement, aucune
modification n’est apportée à l’installation qui n’est pas en conformité avec le concept. Les
techniques éventuelles pour la DIV d’une installation de post-conditionnement sont
relativement simples : inspection visuelle, surveillance vidéo, contrôle des dimensions, etc.
L’inspection ultrasonique peut détecter les espaces ou les conduites caché(e)s (263).
296
5249-506-073
L’entreposage perpétuel est composé de cycles successifs (100 à 300 ans) d’entreposages
de longue durée. Sur le court terme (100 ans), l’entreposage perpétuel est donc le même
que l’entreposage de longue durée. Pour la description de l’aspect protection et safeguards
pour l’entreposage perpétuel, nous renvoyons donc au paragraphe 9.8.3.5.
Le court terme correspond à peu près à la phase opérationnelle du dépôt géologique. Au
cours de cette phase, de nombreuses activités sont encore effectuées en surface. L’aspect
sécurité et safeguards pour le transport et le post-conditionnement est discuté dans le
paragraphe 9.8.3.1.
Ci-après, l’aspect sécurité et safeguards est discuté pour l’installation de dépôt géologique
elle-même. Vers la fin du court terme (c’est-à-dire après environ 100 ans), un certain nombre
de galeries de dépôt seront déjà comblées et fermées (voir paragraphe 7.2.1.2), mais l’on
suppose que l’installation n’a pas encore été totalement remplie de déchets radioactifs et
que la galerie principale et les puits d’accès sont encore ouverts. Le cas d’une installation de
dépôt géologique qui a été fermée complètement est traité dans la discussion pour le long
terme (voir paragraphe 9.8.5.2).
Sécurité
En raison de sa localisation souterraine, l’installation de dépôt géologique est moins
attrayante comme cible pour des activités malveillantes que l’installation de postconditionnement (150), (260), (38) :
Dès que les déchets radioactifs se trouvent dans l’installation, les possibilités de vol
deviennent très limitées. Etant donné que l’installation se trouve sous le sol, des
personnes non autorisées ne peuvent pratiquement pas y accéder.
De même, causer la mort et la destruction aux abords par une attaque sur une
installation de dépôt géologique n’a que peu de chances de réussir en raison de la
situation souterraine. Le sabotage du puits d’accès n’aurait aucune conséquence
radiologique.
S’agissant de créer la peur chez le public, ceci est une cible beaucoup moins
attrayante que, par exemple, une centrale nucléaire ou un transport de déchets
radioactifs.
Tout comme pour l’installation de post-conditionnement, la conception de l’installation de
dépôt géologique doit être basée sur une « Design Basis Threat » (63). La situation
souterraine de l’installation remplira déjà partiellement les fonctions de protection. Toutefois,
il est indiqué, pour le court terme, de prendre des mesures de protection conformément aux
recommandations de l’AIEA pour des sites où des matières nucléaires de la catégorie II (voir
paragraphe 9.8.2) sont présentes. Un certain nombre d’exemples de mesures sont fournis
ci-après (63) :
Le site doit être sous surveillance, avec notamment un contrôle des véhicules, des
personnes et des chargements à l’entrée ou à la sortie.
La fiabilité des personnes qui ont accès au site doit être constatée. Les visiteurs
occasionnels (p.ex. services de réparation) doivent être escortés. Les codes et les
clés doivent être contrôlés et renouvelés s’il existe des indications d’utilisation non
autorisée.
297
Au niveau des barrières physiques qui entourent le site, les intrus éventuels doivent
être détectés au moyen de capteurs. Le nombre d’accès possibles au site doit être
limité au maximum.
Il faut une station d’alarme centrale occupée en permanence où sont évaluées les
informations des capteurs de détection et où la réaction exigée est coordonnée, le
cas échéant. Les systèmes de transmission et de communication doivent être dotés
d’une alimentation de secours.
Safeguards
Dans l’installation de dépôt géologique, les déchets présents dans les conteneurs de
transport sont d’abord descendus par le puits d’accès et entreposés temporairement si
nécessaire. Par les galeries, le conteneur est amené à l’endroit qu’il doit occuper dans
l’installation de dépôt. Le conteneur de transport est enlevé et remonté. Les déchets
présents dans le conteneur de dépôt sont placés dans une galerie de dépôt. Après le
placement d’un certain nombre de conteneurs de dépôt, l’espace environnant peut être
comblé. Lorsqu’une galerie de dépôt est complètement remplie, elle est fermée et scellée
(263), (264).
Sur la base de la description qui précède, un certain nombre de possibilités peuvent être
identifiées pour la sortie de matières nucléaires d’une installation de dépôt géologique qui
n’a pas encore été fermée (263), (265).
Pendant le transport depuis l’installation de post-conditionnement jusqu’à
l’installation de dépôt, un conteneur complet peut être détourné. Nous partons
toutefois de l’hypothèse que le post-conditionnement a lieu sur le site même. De ce
fait, la distance de transport est très limitée et le risque de détournement réduit.
Le détournement d’un conteneur peut également se produire lorsque les
conteneurs de transport sont encore entreposés temporairement en surface, bien
que ceci soit rendu plus difficile étant donné que l’espace est limité.
Après que le conteneur de transport ait été amené jusqu’à l’installation de dépôt par
le puits, une sortie est encore plus difficile étant donné que le puits est à présent la
seule entrée ou sortie possible.
Après le placement du conteneur de dépôt dans la galerie, celui-ci peut encore en
être retiré. Il peut être remonté par un puits déclaré ou non ou bien les matières
nucléaires peuvent être extraites et transportées par petites quantités dans des
conteneurs de transport « vides ».
Le retraitement non déclaré peut aussi avoir lieu sous le sol dans un espace qui se
trouve dans l’installation de dépôt géologique ou est accessible à partir de celle-ci.
Des activités extractives, des installations de retraitement ou des puits d’accès non déclarés,
des conteneurs partiellement remplis et des incohérences dans les mesures de débit de
dose peuvent indiquer une (tentative de) détournement de matières nucléaires de
l’installation de dépôt géologique (263), (265).
Les inspections de safeguards dans une installation de dépôt géologique diffèrent
fondamentalement de celles dans les installations nucléaires existantes. La situation sous le
sol est à la fois un avantage (accès difficile pour des actes malveillants) et un désavantage
(accès difficile pour l’inspection). Si l’on met en œuvre une forme de récupérabilité des
déchets déposés, ceci augmente l’accessibilité des déchets pour l’inspection mais aussi
pour des actes malveillants.
298
5249-506-073
Il est pratiquement impossible d’inspecter le conteneur de dépôt après son placement dans
l’installation de dépôt. Les inspections de safeguards devront donc s’appuyer sur des
mesures de « containment and surveillance » dans le but d’assurer la « continuity of
knowledge » (263).
La « Design Information Verification » (DIV) revêt également une grande importance pour
les inspections de safeguards d’une installation de dépôt géologique. Notamment si
l’installation est étendue au cours de la phase opérationnelle, une DIV permanente est
nécessaire. Outre les techniques classiques pour la DIV (notamment inspection visuelle,
surveillance vidéo et contrôle des dimensions), des techniques plus avancées peuvent être
utiles (263).
Grâce au suivi par satellite, des activités extractrices non déclarées peuvent être en
principe détectées. La résolution des satellites civils disponibles est suffisamment
bonne, mais la détection peut être entravée par les conditions météorologiques,
d’autres activités industrielles aux abords, etc.
Les cavités et l’équipement peuvent être détectés par des mesures de signaux
sismiques (soit naturels, soit générés par des explosions p.ex). Ces techniques
sont déjà utilisées dans les roches hôtes dures et les roches évaporitiques mais
sont moins utilisables dans l’argile étant donné que les signaux, dans ce milieu,
sont trop fortement atténués.
De même, le Ground Penetrating Radar est surtout utilisable dans les roches hôtes
dures.
Les mesures de paramètres d’environnement au voisinage de l’installation dé dépôt
peuvent fournir des informations sur des processus de retraitement non déclarés.
La présence de 85Kr peut indiquer le retraitement, mais peut être également la
conséquence d’un post-conditionnement (légitime).
La pression dans l’eau interstitielle est influencée par les terrassements au
voisinage. Les mesures peuvent donc fournir des informations sur les fouilles non
déclarées.
Pendant le court terme, de nombreuses activités se déroulent encore en surface pour cette
option de gestion. L’aspect sécurité et safeguards pour le transport et le postconditionnement est abordé dans le paragraphe 9.8.3.1.
L’aspect sécurité et safeguards est abordé ci-après pour la mise en forages profonds.
Jusqu’à la fin du court terme (c’est-à-dire après environ 100 ans), un certain nombre de
trous de forage seront déjà comblés et fermés. Toutefois, un certain nombre resteront
encore ouverts et ne seront pas ou seront partiellement comblés. Le cas des trous de forage
qui sont fermés totalement est traité dans la discussion relative au long terme (voir
Sécurité
Dans les forages profonds, les déchets radioactifs se trouvent à une profondeur largement
supérieure à celle d’une installation de dépôt géologique. Ces déchets sont donc moins
attrayants comme cible pour des actes malveillants:
Le vol de matériel radioactif depuis des trous de forages est pratiquement exclu.
Vu la grande profondeur à laquelle se trouve les déchets, il ne semble pas possible
de causer la mort et la destruction aux abords par une attaque en surface. De
299
même, le sabotage du trou de forage n’aura pas de conséquences radiologiques
d’après les estimations.
Pour la peur créée au public, un site pour la mise en forages profonds est
comparable, en tant que cible, à un site pour le dépôt géologique. Toutefois, c’est
une cible moins attrayante que par exemple une centrale nucléaire ou un transport
de déchets radioactifs.
Pour la conception des trous de forage, on peut définir une « Design Basis Threat » (63). La
grande profondeur remplira la fonction de protection selon les attentes : tant la probabilité
d’actes malveillants que leurs conséquences sont fortement limitées (106). Pour le court
terme, il est toutefois indiqué de prendre des mesures de protection conformément aux
recommandations de l’AIEA pour des sites où des matières nucléaires de la catégorie II (voir
paragraphe 9.8.2) sont présentes. On en donne quelques exemples dans le paragraphe
9.8.3.3.
Safeguards
Par comparaison avec le dépôt géologique (paragraphe 9.8.3.3), les possibilités d’une sortie
de matières nucléaires en cas de mise en forages profonds semblent plus limitées.
Pendant le transport de l’installation de post-conditionnement jusqu’à l’installation
de dépôt, un conteneur complet peut être détourné.
Ceci peut également se produire si les conteneurs font encore l’objet d’un
entreposage temporaire en surface avant le placement dans l’installation, bien que
cela devienne plus difficile étant donné que l’espace est limité.
Une fois que les conteneurs se trouvent à une grande profondeur dans le trou de
forage, il n’est normalement plus possible de les remonter.
On peut penser à la possibilité d’un faux trou de forage qui, au lieu d’avoir une
profondeur de plusieurs kilomètres, n’en a qu’une de quelques dizaines ou
centaines de mètres et qui est en liaison avec une installation souterraine de
retraitement.
Des indices de (tentatives de) diversion de matières nucléaires en cas de mise en forages
profonds seraient surtout donnés par des activités extractives, des installations de
retraitement et des puits d’accès non déclarés.
Les inspections de safeguards pour la mise en forages profonds connaissent les mêmes
particularités que celles pour le dépôt géologique. La profondeur empêche l’accès tant pour
l’inspection que pour les actes malveillants. « Containment and surveillance » semble ici
l’approche appropriée pour les inspections de safeguards. La « Design Information
Verification » classique, par l’inspection visuelle notamment, n’est pas possible dans les
trous de forage. Le suivi par satellite peut être utilisé pour détecter des activités extractives
non déclarées mais les autres techniques de pointe décrites dans le paragraphe 9.8.3.3 ne
semblent pas réalistes vu la grande profondeur des trous de forage.
Cette option de gestion exige aussi, avant le placement des déchets dans l’installation
d’entreposage, un certain nombre de manipulations, à savoir le transport et le postconditionnement (voir paragraphe 9.8.3.1).
On décrit ci-après les aspects de sécurité et de safeguards pour l’installation d’entreposage.
300
5249-506-073
Sécurité
Une installation d’entreposage n’est pas considérée comme une cible attrayante pour des
actes malveillants (150), (260), (266) :
Le vol de combustible irradié des conteneurs exige un équipement spécialisé et
demande beaucoup de temps. Le risque d’être pris est donc important.
Causer la mort et la destruction aux abords a peu de chances de réussir en raison
des propriétés du bâtiment et du conteneur. Une attaque sur une installation
d’entreposage n’entraînerait pas nécessairement des doses de rayonnement dans
le milieu environnant.
S’agissant de créer la peur auprès du public, l’installation d’entreposage est une
cible moins attrayante que par exemple une centrale nucléaire ou un transport de
déchets radioactifs.
Toutefois, l’AIEA est d’avis que des installations d’entreposage de longue durée, en raison
de leur situation en surface, sont plus vulnérables aux attaques que des installations de
dépôt géologique (38).
Lors de la conception de l’installation d’entreposage, il faut définir une « Design Basis
Threat » (DBT) sur la base d’une évaluation du risque de vol ou de sabotage. La DBT
comporte un certain nombre de scénarios auxquels l’installation doit résister (63). Les
exigences posées au bâtiment seront élevées. En effet, il n’y a aucune roche hôte qui
assure, dans une mesure importante, la fonction de protection comme pour le dépôt
géologique et la mise en forages profonds. Les mesures de protection doivent être
conformes aux recommandations de l’AIEA (63) pour des sites où des matières nucléaires
de catégorie II (voir paragraphe 9.8.2) sont présentes. Quelques exemples sont donnés
dans le paragraphe 9.8.3.3.
Safeguards
Détourner un conteneur contenant du combustible irradié peut se produire pendant le
transport de l’installation de post-conditionnement jusqu’à l’installation d’entreposage ou
après le placement dans l’installation d’entreposage. Ceci est toutefois plus difficile en raison
de l’espace limité.
Les indications de (tentatives de) détournement d’un conteneur sont notamment des accès,
des manipulations ou des installations de retraitement non déclarés.
Pour les installations d’entreposage en surface, les techniques pour les inspections de
safeguards sont connues et éprouvées (38). On ne s’attend donc pas à rencontrer des
difficultés. Les mesures « containment and surveillance » sont utilisables, tout comme les
techniques classiques pour la « Design Information Verification », comme l’inspection
visuelle, la surveillance vidéo et le contrôle des dimensions. La mesure de paramètres
d’environnement peut fournir des indications concernant des processus de retraitement nondéclarés (voir aussi paragraphe 9.8.3.3).
En outre, lors de l’entreposage, les conteneurs mêmes peuvent être inspectés plus
facilement que pour le dépôt géologique ou la mise en forages profonds. L’ouverture des
conteneurs est pratiquement jugée impossible mais le pesage, la mesure des émissions de
chaleur et la mesure du débit de dose font parties des techniques possibles pour les
inspections de safeguards (263).
301
avancées
En ce qui concerne l’aspect sécurité et safeguards, cette option n’est pas différente de
l’option de gestion « entreposage de longue durée, dans la perspective du choix ultérieur
d’une option de gestion à vocation définitive ». Pour la description de l’aspect sécurité et
safeguards pour cette option de gestion, nous référons donc au paragraphe 9.8.3.5.
En ce qui concerne l’aspect sécurité et safeguards, cette option de gestion ne diffère que
peu de l’option de gestion «entreposage de longue durée, dans la perspective du choix
ultérieur d’une option de gestion à vocation définitive ». Pour la description de l’aspect
sécurité et safeguards pour cette option de gestion, nous référons donc au paragraphe
9.8.3.5. Nous remarquerons uniquement que les bâtiments d’entreposage existants n’ont
pas été conçus pour une durée de vie de 100 ans, ce qui fait que d’ici à la fin du court terme,
ils pourraient ne plus être à l’épreuve de la « Design Basis Threat » (voir paragraphe 10.1.6).
9.8.4
Evaluation pour le court terme
Sur la base de la description du paragraphe 9.8.3, nous en arrivons à l’évaluation suivante
de l’aspect sécurité et safeguards à court terme.
En ce qui concerne la sécurité, les différences entre les options de gestion sont mineures :
en effet, le court terme comprend encore, dans tous les cas, des activités qui précèdent
l’entreposage ou le dépôt proprement dit (en particulier le transport et le postconditionnement) qui sont plus attrayants comme cible pour des actes malveillants. Entre les
différentes options de gestion avec entreposage, nous voyons peu de différences en ce qui
concerne la sécurité. Le dépôt géologique et la mise en forages profonds obtiennent une
évaluation un peu plus favorable étant donné qu’une partie des matières radioactives se
trouve sous le sol à la fin du court terme, ce qui rend les actes malveillants plus difficiles à
réaliser et réduit leur impact radiologique.
En ce qui concerne les safeguards, il n’existe pas non plus de différences entre les options
de gestion avec entreposage. Le dépôt géologique et la mise en forages profonds exigent
toutefois une approche fondamentalement différente des inspections de safeguards. Il est
vrai que la sortie de combustible irradié à des fins non pacifiques est plus difficile pour ces
deux options de gestion que pour les autres options de gestion (ceci est lié en fait à
l’évaluation des aspects de sécurité), mais les techniques pour les inspections de
safeguards d’une installation de dépôt géologique semblent offrir moins de certitudes que les
techniques plus courantes pour les installations d’entreposage. Ceci s’applique à fortiori à la
mise en forages profonds : en raison de la profondeur beaucoup plus grande, un certain
nombre de techniques ne sont pas utilisables. Dans ce dernier cas, il n’existe aucune
méthode pour avoir encore un accès direct aux conteneurs, alors que pour le dépôt
géologique, ceci est possible si besoin est. La différence entre le dépôt géologique et la mise
en forages profonds nous semble suffisamment significative pour évaluer la mise en forages
profonds comme encore plus défavorable pour l’aspect safeguards.
302
5249-506-073
9.8.5
Option du statu quo
Dépôt géologique
Tableau 54 : Evaluation de l’aspect sécurité et safeguards pour le court terme
Sécurité
0
+
+
0
0
Safeguards
0
-
--
0
0
Description pour le long terme
9.8.5.1 Gestion active
En pratique, la gestion active revient à un entreposage perpétuel sous la forme de cycles
toujours répétés d’entreposage de longue durée (voir paragraphe 7.2.1.1). Le paragraphe
9.8.3.5 peut donc aussi servir de description pour l’aspect sécurité et safeguards pour la
gestion active à long terme. Il faut toutefois remarquer qu’en raison de la décroissance
radioactive, l’activité des déchets diminue (il est vrai, après très longtemps seulement), de
sorte que les matières deviennent moins utilisables pour l’élaborations d’armes nucléaires et
qu’une attaque entraîne moins de risques radiologiques.
9.8.5.2 Gestion passive
Pour la gestion passive, nous partons d’une installation de dépôt géologique complètement
fermée ou de trous de forage profonds complètement fermés.
Sécurité
La description des aspects de sécurité du dépôt géologique (voir paragraphe 9.8.3.3) et de
la mise en forages profonds (voir paragraphe 9.8.3.4) peut servir ici de base. Avec le temps,
un site à gestion passive devient encore moins attrayant pour des actes malveillants :
Après la fermeture des installations de dépôt géologique ou des trous de forage, les
déchets sont encore plus difficilement accessibles
L’activité diminue en raison de la décroissance radioactive, de sorte que les
matières sont moins utilisables pour l’élaboration d’armes nucléaires et entraînent
moins de risques radiologiques
La présence de matières nucléaires sur le site n’est peut-être plus connue de la
population, de sorte que l’élément de peur du public disparaît.
303
On peut difficilement attendre des barrières ouvragées qu’elles puissent encore résister à la
« Design Basis Threat » après des dizaines ou des centaines de millier d’années. La roche
hôte devra donc remplir totalement la fonction de protection.
Safeguards
L’AIEA indique explicitement que les installations de dépôt géologique fermées qui
contiennent du combustible irradié restent soumises aux safeguards à condition qu’un
safeguards agreement soit applicable (72).
Les possibilités de détourner des matières nucléaires à des fins non pacifiques sont limitées
après la fermeture d’une installation de dépôt géologique. Le puits d’accès initial peut être
rouvert, un nouveau puits peut être creusé ou l’installation être approchée par un tunnel à
partir d’une mine voisine. Dans des roches hôtes plastiques, comme l’argile peu indurée,
creuser un nouveau puits est plus simple qu’enlever le matériel de remplissage (entre autres
du béton) du puits initial. Ceci peut paraître une manipulation qui prend beaucoup de temps,
mais avec les progrès des technologies extractives, cette limitation diminue sans cesse
(263). Pour la mise en forages profonds, les mêmes possibilités existent, mais au fur et à
mesure que la profondeur augmente, les risques qu’elles se présentent diminuent.
Ce seront surtout des activités extractives non déclarées qui pourront indiquer des
(tentatives de) détournements de matériel nucléaire.
Les inspections de safeguards ne peuvent plus être effectuées avec les techniques
courantes. On part de l’hypothèse qu’à terme, plus aucun suivi n’a lieu dans une installation
de dépôt géologique. La localisation souterraine est en même temps un avantage (accès
difficile pour les actes malveillants) et un désavantage (accès difficile pour l’inspection). Les
techniques avancées pour la « Design Information Verification » du paragraphe 9.8.3.3
peuvent être appliquées pour autant que ceci ne soit pas entravé par la profondeur. Le suivi
par satellite peut notamment contribuer à détecter des activités extractives non déclarées.
L’utilisation du terrain du site peut rendre les inspections de safeguards plus difficiles. Il est
très difficile d’estimer pendant combien de temps on pourra maintenir le site sous
surveillance (y compris les inspections de safeguards), c’est pourquoi il faut supposer que le
site sera libéré à terme ou se libérera pour une utilisation par l’homme (263).
9.8.6
Evaluation pour le long terme
Sur la base de la description figurant dans le paragraphe 9.8.5 nous en arrivons à
l’évaluation suivante de l’aspect sécurité et safeguards à long terme.
En ce qui concerne la sécurité, la gestion passive reçoit une appréciation plus favorable que
la gestion active. Les déchets radioactifs se trouvent sous terre, ce qui fait qu’ils sont moins
accessibles que les déchets dans une installation d’entreposage en surface. Les
conséquences radiologiques d’une attaque de l’installation peuvent être ainsi plus limitées
aussi.
En ce qui concerne les safeguards, la gestion active est plus favorable que la gestion
passive. En cas de gestion active, les techniques courantes peuvent être utilisées alors que
pour la gestion passive, une approche fondamentalement différente est nécessaire. Par
contre, le détournement de matières nucléaires à des fins non pacifiques en cas de gestion
passive est plus difficile du fait de la localisation souterraine (ce qui correspond à
l’évaluation des aspects de sécurité).
304
5249-506-073
Tableau 55 : Evaluation des aspects sécurité et safeguards pour le long terme
Gestion active
Gestion passive
Sécurité
Moins favorable que la gestion passive
Plus favorable que la gestion active
Safeguards
Plus favorable que la gestion passive
Moins favorable que la gestion active
305
306
5249-506-073
10.
ROBUSTESSE DES OPTIONS DE GESTION
La robustesse a été définie, dans le paragraphe 5.3.4, comme la mesure dans laquelle les
options de gestion sont moins ou plus influencées par (l’incertitude de) différentes sortes de
changements :
Evolutions naturelles
Changements dans la stabilité physique et technique intrinsèque du système
Evénements externes non naturels
Evolutions sociétales
Dans le paragraphe 5.3.4 et dans l’Annexe C, ces changements sont examinés de manière
plus détaillée.
Dans ce chapitre, la robustesse des options de gestion du paragraphe 7.2 est évaluée.
Chacun des quatre types de changement donnés ci-dessus est examiné. Le point le plus
important de l’évaluation est l’influence de ces changements sur les incidences
radiologiques des options de gestion étant donné que les exigences radiologiques peuvent
être liées directement à l’objectif de protection de l’homme et de l’environnement.
Tant pour le court terme que pour le long terme, on décrit et on évalue la robustesse en
termes de probabilité d’absence d’exposition significative au cas où les changements susdits
se produiraient. Ensuite, on commente brièvement l’influence de ces changements sur les
incidences non radiologiques des options de gestion.
10.1
Description de la robustesse pour le court terme
Dans ce paragraphe, on vérifie la manière dont les incidences radiologiques des options de
gestion (plus précisément : la probabilité d’absence d’exposition significative) peuvent être
influencées par les changements qui peuvent se produire pendant le court terme. Une
évaluation succincte suit dans le Tableau 56.
Le court terme est une phase opérationnelle au cours de laquelle les options de gestion
présenteront de nombreuses correspondances. Dans tous les cas, outre l'option du statu
quo, les activités suivantes doivent être prévues :
Placement des déchets dans un conteneur pour l'entreposage ou le dépôt
Entreposage temporaire
Transport
Construction de l'installation pour l'entreposage ou le dépôt de longue durée
Ce n'est qu'à la fin du court terme que les différences entre les options de gestion se
marquent davantage (p.ex. en cas de dépôt géologique ou de mise en forages profonds, la
quantité de déchets radioactifs enfouis, donc plus concernés par la phase opérationnelle, ira
en croissant).
10 Robustesse des options de gestion
307
10.1.1
L'entreposage perpétuel est constitué de cycles successifs (100 à 300 ans) d'entreposage
de longue durée. A court terme (100 ans), l'entreposage perpétuel est donc le même que
l'entreposage de longue durée (voir paragraphe 7.2.1.1). Pour la description de la
robustesse, nous renvoyons donc au paragraphe 10.1.4.
10.1.2
Dépôt géologique
Robustesse à l’égard des évolutions naturelles
On part de l'hypothèse que les installations liées à la phase opérationnelle (pour le postconditionnement et l'entreposage temporaire) sont aussi robustes que pour l'entreposage de
longue durée. Le fait qu'à la fin du court terme, une partie des déchets se trouve en sous-sol,
est jugé ici comme favorable. Des phénomènes naturels en surface comme des inondations
et des conditions climatiques extrêmes n'ont plus d'influence. La probabilité d’un impact sur
l’homme et la nature diminue quasi-proportionnellement avec la part de déchets qui se
trouve encore en surface. Même si la phase opérationnelle était interrompue, p.ex. par des
conditions climatiques extrêmes, l’influence sur l’installation de dépôt serait limitée. Les
mesures à prendre sont semblable aux mesures pour la prévention d’accidents.
Conformément aux recommandations des institutions internationales (notamment l’AIEA), la
roche hôte doit être sélectionnée de manière à être influencée le moins possible par l'activité
sismique ou tectonique. La recherche belge sur le dépôt géologique a démontré que la
protection de l'homme et de l'environnement reste garantie pour toute une série d'évolutions
naturelles en cas de dépôt dans l’Argile de Boom (7). Pour les structures souterraines, les
effets des tremblements de terre apparaissent comme négligeables (267). L’activité
volcanique est inexistante en Belgique et ne doit pas être considérée ici. (268).
En outre, il existe des processus à la surface qui ont un impact jusqu’à une certaine
profondeur. Parmi les exemples, on cite le changement climatique et la montée ou la
descente du niveau des océans. Pour la plupart de ces phénomènes, l’impact est limité à
quelques dizaines de mètres ou aux couches aquifères. Pour des couches relativement
imperméables à une plus grande profondeur, comme l’Argile de Boom, l’impact est faible
(269), (268). Des études supplémentaires sont en cours pour étayer ceci.
Enfin, il est important de se souvenir que les couches géologiques concernées existent
depuis des millions d’années et que pendant tout ce temps, elles ont déjà été soumises aux
influences éventuelles décrites ci-dessus (268). Il est donc utile que les géologues décrivent
avec le plus de précision possible l’impact de ces phénomènes dans le passé sur les
propriétés des roches hôtes.
Robustesse à l'égard des changements dans la stabilité physique et technique
intrinsèque
Les super-conteneurs (pour les déchets de catégorie C) et les monolithes (pour les déchets
de catégorie B) ont été conçus pour une durée de vie qui est beaucoup plus longue que 100
ans dans les conditions qui prévaudront en dépôt géologique. Pendant plusieurs milliers
d'années, ils confinent les radionucléides. Si les super-conteneurs restent à la surface et ne
sont ni ouverts ni endommagés intentionnellement, la fonction de confinement restera
garantie pendant plusieurs centaines d'années (270). Il est possible de limiter notamment au
maximum la production de gaz dans l'installation en prenant les mesures adéquates (7).
Le fait que la gestion (partiellement encore active) se fasse, d'ici la fin du court terme, en
partie en sous-sol est jugé comme quelque peu défavorable. On possède, en effet, encore
308
5249-506-073
peu d'expérience pratique dans ce domaine. Les risques d’une exposition radiologique de
l’homme et de la nature et leur impact diminuent quasi-proportionnellement avec la part des
déchets qui se trouve encore en surface.
Robustesse à l'égard d’événements externes non naturels
Les installations à la surface (pour le post-conditionnement et l'entreposage temporaire)
seront, selon les attentes, conçues pour offrir la même protection que dans le cas d'un
entreposage de longue durée. ANDRA a étudié des scénarios accidentels pour le dépôt
géologique (p.ex. incendie, chute de conteneur de déchets). Ces accidents n’entraîneront
pas une libération de radioactivité dans l’environnement grâce aux précautions de sûreté
prises (150).
Le fait que d'ici la fin du court terme, une partie des déchets se trouve déjà dans le sol, est
jugé comme favorable. Des événements externes non naturels sont en effet d'origine
humaine et se produiront généralement en surface. Les risques d’une exposition
radiologique de l’homme et de la nature et leur impact diminuent quasi-proportionnellement
avec la part des déchets qui se trouve encore en surface.
Un forage d'exploration involontaire à travers l'installation de dépôt (voir (7)) est très peu
probable sur le court terme étant donné que le site sera encore connu par la présence des
installations en surface. Afin de limiter la probabilité d’un tel forage d’exploration, l’AIEA
recommande de choisir un site dans une région où aucune ressource naturelle exploitable
de valeur n’est présente dans le sous-sol profond (45).
Robustesse sociétale
Pour les installations en surface (pour le post-conditionnement et l'entreposage temporaire),
la même règle que pour l'option du statu quo et pour l'entreposage à long terme s'applique :
sans un contrôle humain approprié ou en cas d’instabilité sociétale extrème, des
conséquences inacceptables peuvent se produire après quelques années (86), (271).
Le fait que d'ici à la fin du court terme, une partie des déchets se trouve déjà en sous-sol est
jugé comme favorable. L’influence des évolutions sociétales sur la performance d’un dépôt
géologique et donc sur l’exposition radiologique de l’homme est notamment estimée comme
étant limitée (7), (271). Grâce au fait que des ouvertures dans l’argile peu indurée se scellent
rapidement, la protection de l'homme et de l'environnement est aussi garantie si une partie
de l'installation de dépôt reste ouverte (7).
Il reste possible de reprendre les déchets pendant la phase opérationnelle, à condition que
les connaissances nécessaires soient disponibles. Le degré de difficulté et les coûts
augmentent au fur et à mesure que des parties de l'installation de dépôt sont remplies et
scellées.
10.1.3
On part de l'hypothèse que les installations liées à la phase opérationnelle (pour le postconditionnement et l’entreposage temporaire) sont aussi robustes qu'en cas d'entreposage
de longue durée. Le fait que d'ici à la fin du court terme, une partie des déchets se trouve
déjà en sous-sol est jugé comme favorable. Des phénomènes naturels à la surface comme
des inondations et des conditions climatiques extrêmes n'ont alors en effet plus aucune
influence. La roche hôte est sélectionnée de manière à être influencée le moins possible par
l'activité sismique ou tectonique.
309
Robustesse à l’égard des changements dans la stabilité physique et technique
intrinsèque
On suppose que les conteneurs de déchets ont été conçus pour une durée de vie d'au
moins 100 ans, comme pour l’entreposage de longue durée. La technologie relative aux
trous de forage mêmes représente toutefois un facteur d’incertitude. Il y a d'assez grandes
chances que les colis de déchets soient endommagés lorsqu'ils seront descendus dans le
trou de forage. La possibilité d'intervention est nulle dans ce cas. De même, la forte pression
exercée par la roche à grande profondeur peut faire en sorte que les conteneurs de déchets
et le matériau tampon soient rapidement dégradés. A court terme, cela n’entraînera pas une
augmentation de l’exposition radiologique de l’homme et l’environnement étant donné que la
distance jusqu’à la biosphère est telle qu’il faut des milliers d’années avant que la
radioactivité ne puisse atteindre l’environnement. Le conteneur de déchets peut toutefois
être bloqué à un emplacement qui n’est pas idéal et être ainsi éventuellement endommagé.
Si ceci se produit à faible profondeur et au voisinage de fractures et de couches aquifères,
cela pourrait entraîner une augmentation de l’exposition radiologique de l’homme et
l’environnement.
Robustesse à l’égard d’événements externes non naturels
Les installations à la surface (pour le post-conditionnement et l'entreposage temporaire)
seront, selon les attentes, conçues pour offrir la même protection que dans le cas d'un
entreposage de longue durée. Le fait que d'ici à la fin du court terme, une partie des déchets
se trouve déjà en sous-sol est jugé comme favorable. Des événements externes non
naturels sont en effet d'origine humaine et se produiront donc généralement à la surface. Un
sondage d'exploration involontaire à travers les trous de forage profonds où les déchets sont
déposés est très peu probable étant donné que le site sera encore connu du fait de la
présence des installations à la surface.
Pour les installations à la surface (pour le post-conditionnement et l'entreposage
temporaire), la même règle que pour l'option du statu quo et pour l'entreposage de longue
durée s'applique : sans un contrôle humain approprié ou en cas d’instabilité sociétale
extrème, des conséquences inacceptables peuvent se produire après quelques années (86),
(271).
Le fait que d'ici à la fin du court terme, une partie des déchets se trouve déjà en sous-sol est
jugé comme favorable. Les développements sociétaux ne peuvent plus avoir d'influence,
normalement, sur ces déchets.
Cependant, les déchets ne peuvent plus être repris une fois qu'ils ont été placés dans le trou
de forage.
10.1.4
Entreposage de longue durée, dans la perspective du choix ultérieur d’une option
à vocation définitive
Lors de la conception et de la construction de bâtiments pour l’entreposage de longue durée,
on tient compte des phénomènes naturels qui peuvent se produire pendant une durée de vie
de 100 à 300 ans. La recherche indique qu'il est possible de concevoir des bâtiments
d'entreposage qui résistent par exemple à certains tremblements de terre et à certaines
tornades. Grâce à des technologies améliorées, ces bâtiments d’entreposage résisteront
310
5249-506-073
mieux aux phénomènes naturels que les bâtiments d’entreposage existants, d’où un risque
diminué de dissemination de radioactivité par comparaison avec l’option du statu quo.
Lors de la conception de ces bâtiments, il faut tenir compte en outre des évolutions
naturelles escomptées en relation avec ces phénomènes. Pour des évolutions naturelles
inattendues (p.ex. tornades inattendues plus sévères en raison du changement climatique),
la même chose vaut, en principe, que pour l’option du statu quo. Si l’évolution se produit
progressivement, la possibilité existe d’adapter les bâtiments et, même, éventuellement, de
déplacer les déchets.
Pour la protection contre les inondations, le choix du site joue aussi un rôle (37), mais celuici peut certainement être optimisé par rapport à l’option du statu quo. Si le risque
d'inondation du site augmente brusquement pour une raison ou l’autre, on n’aura peut-être
pas le temps de transférer les déchets dans une nouvelle installation d'entreposage située à
un autre endroit. Dans ce cas, une corrosion augmentée des conteneurs est possible. S'il
s'agit de processus lents (p.ex. élévation du niveau de la mer en raison du changement
climatique), ceci est toutefois possible. Etant donné que le conditionnement des déchets
radioactifs est considéré comme optimisé à l’égard de l’option du statu quo, la libération de
radioactivité et donc aussi l’impact sur l’homme et l’environnement est considéré(e) comme
moins important(e).
intrinsèque
Cet aspect de robustesse dépend surtout de l'emballage des déchets et des bâtiments
d'entreposage. La recherche confirme qu'il est envisageable de fabriquer des conteneurs de
déchets qui assurent le confinement des radionucléides pendant 100 à 300 ans (272). La
technologie en relation avec les constructions en béton serait aussi suffisamment avancée
pour concevoir et construire des bâtiments d'entreposage d'une durée de vie d’au moins 100
ans. Toutefois, il n’a pas encore été démontré qu’une durée de vie de 300 ans serait
possible pour le béton armé (86), (109), (111), (112), (113). Au cas où les bâtiments et
l’infrastructure correspondante n’offriraient plus une protection suffisante, il est alors possible
d’apporter des modifications, de rénover l’installation en totalité ou de la déplacer le cas
échéant.
Les bâtiments pour l’entreposage de longue durée sont conçus et construits pour résister à
toute sorte d'événements externes pendant 100 à 300 ans. En cas d'endommagement du
bâtiment, le conteneur dans lequel sont les déchets assure encore le confinement des
radionucléides. La recherche montre que les doses de rayonnement resteraient limitées
dans toutes sortes de scénarios d’accidents (p.ex. chute d'avion) (37). Etant donné que le
conditionnement des déchets radioactifs, les conteneurs et la construction du bâtiment sont
considérés comme optimisés par rapport à l’option du statu quo, la libération de radioactivité
et donc aussi l’impact sur l’homme et l’environnement sont considérés comme réduits.
Néanmoins, certaines évolutions (p.ex. avions de plus en plus grands) peuvent mettre en
péril le niveau de sûreté. Un programme d’inspection et de mise à jour adapté peut offrir une
solution.
Le fait que tous les déchets se trouvent en surface est jugé comme un désavantage par
rapport au dépôt géologique. Les événements externes non naturels sont en effet d'origine
humaine et se produiront donc généralement à la surface, avec un plus grand risque
d’exposition radiologique de l’homme et de la nature dans le cas d’un incident à grande
échelle.
311
En ce qui concerne la robustesse sociétale, l'entreposage de longue durée ne diffère guère
de l'option du statu quo. Ici aussi, des conséquences inacceptables interviendront si la
gestion disparaît pendant plusieurs années. Des années sans gestion humaine compétente
pourraient entraîner une désintégration progressive de l’installation qui fait que le
confinement des radionucléides n’est plus garanti (86), avec des conséquences qui peuvent
être augmentées pour l’homme et l’environnement. Toutefois, il semble relativement peu
probable que cette gestion disparaisse à court terme. En cas d’instabilité sociétale extrême
(p.ex. guerres, attaques terroristes), il peut devenir difficile de garantir la sûreté de
l’installation (271). Les conséquences d’un incident à grande échelle (p.ex. attaque
terroriste) sur l’environnement peuvent revêtir une importance considérable.
La récupérabilité des déchets reste assurée, mais les connaissances techniques et une
société stable sont nécessaires pour pouvoir exécuter ceci de manière sûre.
10.1.5
avancées
Cette option de gestion part de bâtiments d'entreposage à construire qui ont été conçus pour
une durée de vie de 100 ans ou plus (voir paragraphe 7.2.2.2). Pour la description de la
robustesse, cette option de gestion revient donc à celle de l'entreposage de longue durée
dans la perspective du choix ultérieur d’une option de gestion à vocation définitive (voir
paragraphe 10.1.4).
10.1.6
Dans l'option du statu quo, l'entreposage actuel est poursuivi. Les bâtiments d'entreposage
existants de Belgoprocess ont été conçus pour une durée de vie d'environ 75 ans. La durée
de vie du bâtiment pour l’entreposage à sec du combustible irradié (SCG) à Doel et du
bâtiment DE à Tihange n’est que de 50 ans. En outre, une partie de cette durée de vie est
déjà passée. Le court terme adopté dans ce SEA (environ 100 ans) dépasse donc la durée
de vie des bâtiments d'entreposage existants. Pour la conception et la construction, on a
tenu compte d'évolutions naturelles qui pourraient se produire au cours de la durée de vie de
ces installations. Les évolutions naturelles qui se produiront au cours de ces décennies
supplémentaires seront, selon les attentes, de la même nature et de la même importance
que les évolutions qui ont été calculées lors de la conception des bâtiments. Toutefois, il est
permis de se demander si les bâtiments offriront encore la protection nécessaire dans 100
ans. Les mesures nécessaires devront être prises pour garantir l’intégrité des bâtiments.
Parmi tous les bâtiments existants, seule la durée de vie du bâtiment B136 de Belgoprocess
pourrait être portée à 100 ans de manière relativement simple (34).
En cas d’évolutions naturelles inattendues et non envisagées (inondations par exemple), la
possibilité existe de déplacer l’installation à condition que ces évolutions aient lieu
progressivement. Tout déplacement entraîne néanmoins un risque d’accident. En cas
d’évolution rapide, un déplacement n’est pas possible. Une inondation de l’installation peut
entraîner par exemple une corrosion accrue des barrières ouvragées, entraînant une
libération éventuellement augmentée de radionucléides. On remarque qu’une inondation
n’entraîne pas nécessairement une exposition supérieure de l’homme et l’environnement. Il
peut également y avoir une diminution de l’impact en cas de forte dilution. Une telle
hypothès peut s’appliquer notamment au site de Drigg (Royaume-Uni), situé à proximité
immédiate de la côte. Lorsque l’inondation a lieu au moment où l’installation émet encore
312
5249-506-073
beaucoup de chaleur en raison de la décroissance radioactive, l’eau va se réchauffer et
dans certains cas, une formation de vapeur est même possible, ce qui va encore accélérer
la dégradation des conteneurs de déchets. Il s’ensuit que le risque de migration de
radionucléides et donc aussi l’impact pour la nature et l’homme augmentent.
COVRA (Organisation centrale des déchets radioactifs aux Pays-Bas) a effectué des calculs
exploratoires pour estimer l’influence d’inondations sur la dispersion de radionucléides d’une
installation conçue pour un entreposage de longue durée. On en a conclut que les
inondations n’auront qu’un effet limité sur les concentrations libérées de radionucléides dans
la biosphère (273). En outre, pour le site COVRA, l’inondation n’a pas été considérée
comme un problème en raison du choix favorable du site (37).
intrinsèque
Cet aspect de robustesse dépend surtout de l'emballage des déchets et des bâtiments
d'entreposage. Lors de la conception et de la construction, il va de soi que les exigences de
sûreté nécessaires seront imposées, mais les bâtiments n'ont pas été conçus pour une
durée de vie de 100 ans. Le conditionnement actuel n’est probablement pas non plus conçu
pour une durée de vie de 100 ans. Il existe donc un risque de perte d’intégrité des
conteneurs, ce qui entraîne un risque accru de libération de radionucléides et un impact
augmenté sur l’homme et sur la nature.
S’il devait apparaître que le conditionnement devient insuffisant, on a naturellement toujours
la possibilité, en cas de gestion active de l’installation, d’optimiser la situation. Au cas où les
bâtiments et l’infrastructure correspondante n’offriraient plus une protection suffisante, on
peut également introduire des changements à ce niveau, renouveler l’installation
complètement ou la déplacer le cas échéant.
Certains bâtiments d'entreposage actuels sont conçus pour résister à des évènements
externes non naturels comme la chute d'un avion. Dans le cas du SCG à Doel, cette
protection n’est pas assurée par le bâtiment mais par les conteneurs. Toutefois, les doses
que l’on peut subir en raison de ces accidents extrêmes restent dans les limites imposées.
En cas de chute d’un avion sur le SCG, il s’agit d’une dose calculée théoriquement de 2 mSv
maximum pour l’individu critique (274). Compte-tenu des marges intégrées et de la
-7
probabilité extrêmement faible d’un tel accident (ordre de grandeur 10 /an), ceci est
considéré comme acceptable.
Toutefois, on peut se demander si les bâtiments offriront toujours cette protection dans cent
ans, vu la durée de vie limitée et les évolutions éventuelles des risques (p.ex. avions de plus
en plus grands). Un programme d’inspection et de mise à jour adapté peut offrir une
solution, mais ceci exigerait des modifications importantes aux installations existantes.
L'option du statu quo exige une gestion active permanente et est donc vulnérable aux
changements sociétaux, notamment si ceux-ci devaient faire en sorte que la gestion
disparaisse ou que les connaissances techniques soient perdues. Des années sans gestion
compétente pourraient entraîner une désintégration progressive de l’installation qui fait que
le confinement des radionucléides n’est plus garanti (86), ce qui pourrait entraîner des
incidences potentiellement plus élevées pour l’homme et l’environnement. Toutefois, il
semble relativement peu probable que cette gestion disparaisse à court terme. En cas
d’instabilité sociétale extrême (p.ex. guerres, attaques terroristes), il peut devenir difficile de
313
garantir la sûreté de l’installation (271), d’autant plus que l’elle n’a été conçue que pour une
durée de vie de 75 ans. Les conséquences d’un incident à grande échelle (p.ex. attaque
terroriste) sur l’environnement peuvent revêtir une importance considérable.
Cependant, les déchets peuvent toujours être repris et déplacés vers une autre installation si
l'on constate que la gestion n'offre plus de protection suffisante. Toutefois, des décisions et
des actes de ce type ne sont possibles que dans une société suffisamment stable où les
connaissances techniques nécessaires seront maintenues et conservées.
10.2
Evaluation de la robustesse pour le court terme
Dans le Tableau 56, on fournit un aperçu de la robustesse des différentes options de gestion
pour le court terme. L’évaluation se fait en termes de probabilité d’absence d’exposition
significative. Elle doit donc être interprétée comme une évaluation des incidences
radiologiques de chaque option de gestion dans le cas où toute une série de changements
se produisent. L’évaluation en cas d’évolution normale se trouve dans le Tableau 44.
314
5249-506-073
Tableau 56 : Evaluation de la robustesse pour le court terme
Dépôt géologique
option à vocation
définitive
de l’application
industrielle de
avancées
Robustesse à
l’égard des
évolutions
naturelles
Elevée
Elevée
Modérée
Les bâtiments
d’entreposage peuvent être
conçus de manière à
résister aux phénomènes
naturels. Par une
technologie qui progresse,
l’entreposage perpétuel est
optimisé par rapport à
Optimisation concernant la
sélection du site possible
par rapport à l’option du
statu quo. D’où libération
réduite de radioactivité et
impact résultant sur l’homme
et la nature plus faible par
rapport à l’option du statu
quo.
Des bâtiments pour
l’entreposage temporaire et le
post-conditionnement peuvent
être conçus de manière à
naturels.
Des bâtiments pour
l’entreposage temporaire et le
post-conditionnement peuvent
être conçus de manière à
naturels.
Le fait qu’à la fin du court terme
une partie des déchets
radioactifs a déjà été enfouie,
entraîne une probabilité
abaissée d’impact sur l’homme
et sur la nature par rapport à
Le fait qu’à la fin du court terme
une partie des déchets
radioactifs a déjà été enfouie,
entraîne une probabilité
abaissée d’impact sur l’homme
et sur la nature par rapport à
Les bâtiments
d’entreposage peuvent être
conçus de manière à
naturels. Par une
technologie qui progresse,
l’entreposage de longue
durée est optimisée par
quo. Optimisation
concernant la sélection du
site possible par rapport à
l’option du statu quo. D’où
libération réduite de
radioactivité et impact
résultant plus faible sur
l’homme et la nature par
quo.
Les bâtiments et
l’emballage existants ont
été conçus pour une durée
de vie de 75 ans, dont une
partie est déjà écoulée. La
question est de savoir si
cette infrastructure offrira
encore une protection
dans 100 ans (p.ex. en
cas d’inondations).
315
Dépôt géologique
option à vocation
définitive
de l’application
industrielle de
avancées
Robustesse à
l’égard des
changements dans
la stabilité
physique et
technique
intrinsèque
316
5249-506-073
Elevée
Elevée
Assez élevé
Elevée
Assez faible
Les bâtiments peuvent être
conçus pour une durée de
vie d’au moins 100 ans, les
conteneurs pour une durée
de vie de quelques siècles.
conçus pour une durée de vie
d’au moins 100 ans, les
conteneurs pour une durée de
vie de quelques siècles.
conçus pour une durée de vie
d’au moins 100 ans, les
conteneurs pour une durée de
vie de quelques siècles.
conçus pour une durée de
vie d’au moins 100 ans, les
conteneurs pour une durée
de vie de quelques siècles.
Le risque de libération de
radioactivité par
désintégration des barrières
ouvragées avec risque
d’impact radiologique
augmenté sur l’homme et la
nature est donc très réduit.
radioactivité par désintégration
des barrières ouvragées avec
risque d’impact radiologique
Les déchets peuvent être
bloqués à un endroit qui n’est
pas idéal et le conteneur être
endommagé. Si ceci a lieu à
faible profondeur au voisinage
de fractures et de couches
aquifères, cela pourrait entraîner
une exposition radiologique
augmentée pour l’homme et la
nature.
radioactivité par
Les bâtiments et
l’emballage existants ont
été conçus, compte tenu
des évolutions naturelles,
pour une durée de vie de
75 ans, dont une partie est
déjà écoulée. Les
barrières peuvent donc ne
pas rester intactes, avec
une libération éventuelle
de radioactivité et donc un
impact radiologique accru
sur l’homme et la nature.
Le fait qu’à la fin du court terme,
une partie des déchets a déjà
été enfouie, diminue la
probabilité d’impact sur l’homme
et la nature par rapport à
l’entreposage de longue durée
Dépôt géologique
option à vocation
définitive
de l’application
industrielle de
avancées
Robustesse à
l’égard
d’événements
externes non
naturels
Assez élevé
Elevée
Elevée
Assez élevé
Assez faible
Les bâtiments et l’emballage
ont été conçus pour résister
à un évènement externe.
Les bâtiments et l’emballage ont
été conçus pour résister à un
évènement externe.
Les bâtiments et l’emballage ont
été conçus pour résister à un
évènement externe.
Les bâtiments et l’emballage
ont été conçus pour résister
à un évènement externe.
radioactivité par
nature est donc très réduit
radioactivité par
Les bâtiments et les
emballages existants ont
été conçus pour une durée
de vie de 75 ans, dont une
partie est déjà écoulée.
Ceci signifie qu’après 100
ans, les barrières peuvent
ne plus résister à un
évènement externe, ce qui
entraîne la libération d’une
éventuelle radioactivité et
donc un impact
radiologique augmenté sur
l’homme et la nature.
317
Dépôt géologique
option à vocation
définitive
de l’application
industrielle de
avancées
Robustesse
sociétale
Faible
Assez faible
Assez faible
Faible
Faible
Si des changements
sociétaux entraînent la
disparition de la gestion
active ou la perte de
connaissances techniques,
ceci peut entraîner un
confinement de radioactivité
qui n’est plus garanti et une
exposition augmentée de
l’homme et de la nature.
Si des changements sociétaux
entraînent la disparition de la
gestion active ou la perte de
connaissances techniques, ceci
peut entraîner un confinement
de radioactivité qui n’est plus
garanti et une exposition
augmentée de l’homme et de la
nature.
Si des changements sociétaux
entraînent la disparition de la
gestion active ou la perte de
connaissances techniques, ceci
peut entraîner un confinement
de radioactivité qui n’est plus
garanti et une exposition
augmentée de l’homme et de la
nature.
En cas d’instabilité sociétale
extrême, il peut devenir difficile
de garantir la sûreté de
l’installation. Les conséquences
d’un incident à grande échelle
sur l’homme et la nature peuvent
revêtir une ampleur
considérable.
extrême, il peut devenir difficile
de garantir la sûreté de
l’installation. Les conséquences
d’un incident à grande échelle
sur l’homme et la nature peuvent
revêtir une ampleur
considérable.
Si des changements
connaissances techniques,
ceci peut entraîner un
confinement de radioactivité
qui n’est plus garanti et une
Si des changements
connaissances
techniques, ceci peut
entraîner un confinement
de radioactivité qui n’est
plus garanti et une
Assez élevée
Modérée
extrême, il peut devenir
difficile de garantir la sûreté
de l’installation. Les
conséquences d’un incident
à grande échelle sur
l’homme et la nature
peuvent revêtir une ampleur
considérable.
Evaluation globale
de la robustesse
Modérée
extrême, il peut devenir
difficile de garantir la sûreté
de l’installation. Les
conséquences d’un incident
à grande échelle sur
l’homme et la nature
peuvent revêtir une ampleur
considérable.
Modérée
La robustesse dépend de la localisation et de l’exécution technique des options de gestion. A ce stade, elle ne peut donc pas être estimée dans le détail.
318
5249-506-073
En cas d’instabilité
sociétale extrême, il peut
devenir difficile de garantir
la sûreté de l’installation.
Les conséquences d’un
incident à grande échelle
sur l’homme et la nature
peuvent revêtir une
ampleur considérable.
Faible
10.3
Robustesse pour le court terme et incidences non radiologiques
Dans les paragraphes 10.1 et 10.2 on a vérifié dans quelle mesure le bon fonctionnement
(c’est-à-dire la sûreté radiologique) des options de gestion reste garantie en cas d’évolutions
naturelles, de changements dans la stabilité physique et technique intrinsèque,
d’événements externes non naturels et d’évolutions sociétales.
On s’arrêtera brièvement ci-après à l’influence des changements susdits sur les incidences
et les aspects non radiologiques qui sont étudiés dans ce SEA.
L’observation la plus importante est que l’influence est limitée. De nombreuses incidences
pour le court terme sont des conséquences directes des travaux d’aménagement. Lorsque
l’on a opté pour une option de gestion déterminée, les travaux d’aménagement se produiront
certainement. Il est possible qu’ils soient suspendus à l’occasion d’événements défavorables
(p.ex. conditions météorologiques extrêmes), mais on peut escompter que le travail
reprendra à un moment donné. Un arrêt complet semble très peu probable étant donné le
grand intérêt sociétal et l’investissement considérable.
Des changements futurs éventuels n’entraînent donc pas une grande incertitude
supplémentaire lors de l’évaluation des incidences « classiques ». La suspension temporaire
des activités pour l’aménagement entraîne un plus grand étalement de l’incidence dans le
temps, tandis qu’en cas d’arrêt de l’aménagement, les incidences disparaissent
partiellement. Il semble donc y avoir peu de chances que des changements futurs fassent en
sorte que les incidences soient plus négatives qu’elles ne sont estimées à l’heure actuelle.
On s’attend à ce que les normes de qualité environnementales deviennent plus rigoureuses
mais elles restent, selon les prévisions, réalisables grâce au progrès technologique.
L’incertitude liée aux changements futurs est évaluée globalement pour le court terme
comme moins significative que l’incertitude qui découle du fait que l’emplacement n’est pas
connu.
Les évolutions sociétales semblent être celles qui seront déterminantes pour l’aménagement
et l’exploitation des options de gestion à court terme. On peut s’attendre à ce que
l’évaluation des incidences reste néanmoins valable dans ses grandes lignes, étant donné
que l’influence des évolutions sociétales est généralement similaire pour toutes les options
de gestion. Toutefois, on peut imaginer qu’une évolution sociétale particulière a surtout une
influence sur une option de gestion donnée, p.ex.
Création de la peur et de l’inquiétude chez le public concernant une option de
gestion déterminée qui avait été bien acceptée auparavant
Assouplissement des safeguards pour les installations de dépôt géologique
…
10.4
Description de la robustesse pour le long terme
Dans ce paragraphe, on examine la manière dont les incidences radiologiques des options
de gestion (plus précisément: la probabilité d’absence d’une exposition significative) peuvent
être influencées par les changements qui peuvent se produire à long terme. Une évaluation
succincte est donnée dans le Tableau 57.
319
10.4.1
Gestion active
L’entreposage perpétuel comprend des cycles successifs (100 à 300 ans) d'entreposage de
longue durée. Pour l'entreposage de longue durée, la robustesse par rapport aux évolutions
naturelles a été évaluée comme assez élevée (voir Tableau 56). Les bâtiments
d'entreposage ont en effet été conçus pour offrir une résistance aux évolutions naturelles qui
peuvent se produire sur plusieurs siècles. Les modes de conditionnement des déchets et
l’infrastructure vont probablement s’améliorer en permanence ou au moins être optimisées
ou adaptées, de sorte que l’on peut s’attendre à voir les émissions de routine diminuer plutôt
qu’augmenter, d’où une moindre exposition de l’homme et l’environnement. La mesure dans
laquelle cette diminution interviendra est cependant difficile à prévoir.
Avec le temps, des évolutions naturelles peuvent se produire que l'on ne peut que
difficilement prévoir aujourd'hui. Le fait que l'installation doit être rebâtie chaque 100 à 300
ans offre toutefois la possibilité d'imposer des conditions différentes ou supplémentaires à la
conception. De même, le choix de l'emplacement peut être revu si ceci est nécessaire (p.ex.
si le site initial est menacé par une élévation du niveau de la mer).
Robustesse à l’égard des changements de la stabilité physique et technique
intrinsèque
Pour l'entreposage de longue durée, on prévoit des conteneurs pour les déchets et des
installations d'une durée de vie de 100 à 300 ans. La dégradation augmentera en fonction
du temps, avec une chance accrue d’émissions radioactives. Pour les combustibles irradiés,
la dégradation progressive des composants des assemblages a déjà été démontrée (34).
L’intégrité de l’installation est toutefois en principe assurée pour au moins sa durée de vie.
Au début de chaque cycle d'entreposage de longue durée, les déchets doivent être
reconditionnés. Dans ce contexte, on peut partir de l'hypothèse que le personnel recevra
une certaine dose, même si celle-ci est inférieure aux limites en vigueur. De même, des
interventions intermédiaires sont possibles, par exemple pour la réparation de conteneurs et
installations dégradés, mais entraînent une dose pour les travailleurs et un risque d’accident
accrus. Le US-DOE (205) estime qu’en cas de contrôle institutionnel pendant la période de
100 à 10.000 ans après la mise en service de l’installation d’entreposage, 10 victimes parmi
les travailleurs et 3 victimes parmi la population seront recensées comme suite à l’exposition
radiologique.
Nous pouvons partir de la robustesse des installations pour l'entreposage de longue durée
(voir paragraphe 10.1.4). Les bâtiments d’entreposage ont été en principe conçus pour
résister à certains événements externes non naturels. Il est pratiquement impossible
d’estimer ce que pourraient être ces événements à long terme. En cas de gestion active
menée correctement, nous pouvons néanmoins partir de l’hypothèse que chaque conception
tiendra compte de la situation à ce moment-là. Les évolutions intermédiaires peuvent être
rencontrées par des adaptations intermédiaires.
Le fait que les déchets se trouvent en surface est jugé comme un désavantage par rapport à
la gestion passive. En effet, les événements externes non naturels sont d'origine humaine et
se produiront donc généralement en surface.
320
5249-506-073
A long terme, des changements sociaux se produiront certainement. On ne sait pas si les
moyens financiers resteront en place pour garantir une bonne gestion. En cas de
changements profonds dans la société, la gestion active peut faire défaut ou même être
supprimée totalement, ce qui peut entraîner des conséquences inacceptables pour l'homme
et l'environnement.
Les autres aspects de la robustesse de cette option de gestion indiquent la nécessité du
contrôle institutionnel. Le US-DOE (205) estime que le nombre de victimes à long terme
parmi la population (100 à 10.000 ans après la mise en service) s’élèverait à environ 3.300
si le contrôle institutionnel, pour quelque raison que ce soit, devait prendre fin après le court
terme. A titre de comparaison : si le contrôle institutionnel reste préservé, 10 victimes parmi
les travailleurs et 3 victimes parmi la population sont escomptées. En cas de perte complète
de la protection, on arrive même, dans certains cas, à des doses immédiatement létales, ce
qui, bien entendu, n’est pas tolérable. Un entreposage perpétuel sans contrôle institutionnel
perpétuel n’est donc pas une option.
10.4.2
Gestion passive
La sûreté doit être assurée pendant une période égale à plusieurs centaines de milliers
d’années. Sur de tels délais, la surface du globe sera soumise à d’énormes changements.
Un certain nombre d’évolutions naturelles n’ont un impact qu’à la surface ou jusqu’à une
certaine profondeur (p.ex. ouragans, inondations, montée du niveau des océans, érosion).
Pour la plupart de ces phénomènes, l’impact se limite à quelques dizaines de mètres ou aux
couches aquifères. Pour le dépôt géologique dans des couches relativement impénétrables
à plusieurs centaines de mètres de profondeur, l’impact est donc très limité (269), (7), (268).
Les échelles de temps géologiques sont exprimées en millions d’années et les phénomènes
dans le sous-sol (p.ex. diagenèse, formation des montagnes) ont lieu de manière
extrêmement lente par comparaison avec l’évolution de la biosphère. Dans un milieu
sédimentaire, l’évolution permanente est caractérisée par des variations du niveau des
océans. Si cette évolution s’avère stationnaire depuis des millions d’année et si l’histoire de
la géologie (qui est bien connue) ne donne aucune indication que cette situation stationnaire
doit être mise en question, on juge qu’il est possible de prévoir l’évolution future pendant
plusieurs centaines de milliers d’années (275), (276). On constate en effet rarement des
changements considérables sur une période d’un million d’années dans des environnements
géologiques de ce type (c’est-à-dire des bassins sédimentaires simples). Dans le cadre de
leurs études de sûreté respectives, NAGRA (124) et ANDRA (122) ont démontré que l’argile
Opalinus et les argiles du Callovo-Oxfordien ont une stabilité géologique suffisante. Pour les
argiles peu indurées en Belgique, on constate que celles-ci ont été de plus en plus enfouies
depuis leur dépôt, à l’exception de quelques légères variations de profondeur. Cette
évolution, qui a duré près de 30 millions d’années pour l’Argile de Boom, et près de 50
millions d’années pour les Argiles Yprésiennes a amené les couches d’argile à leur
profondeur actuelle qui est aussi la profondeur maximum (277). Cette étude est basée sur
des événements qui ont été constatés au cours de ces périodes et fait qu’il est peu réaliste
et inopportun de considérer des processus géologiques qui peuvent mettre en péril la
stabilité à long terme des argiles peu indurées dans le sous-sol profond de la Belgique.
Une formation hôte profonde qui est identifiée comme stable, assurera des conditions
physiques et chimiques qui resteront relativement inchangées pendant des centaines de
milliers d’années. Cette stabilité se traduit par une faible probabilité d’activité sismique ou
volcanique, par des qualités hydrogéologiques qui s’opposent à la circulation de l’eau et par
321
des propriétés mécaniques qui sont favorables à la construction, l’exploitation et la fermeture
d’une installation de dépôt. Grâce à ce contexte stable, la formation hôte ne sera influencée
que dans une mesure limitée par la géosphère et la surface et protégera donc l’installation
contre ces influences (275), (276). Ces conditions stables sont d’une importance cruciale : le
dossier de sûreté fera l’objet d’une plus grande confiance si l’environnement reste
relativement inchangé que si l’environnement présente des conditions physiques et
chimiques qui, aujourd’hui ou dans le futur, sont indéterminées ou peuvent évoluer
rapidement. En outre, ce n’est que dans un environnement stable et bien caractérisé que
des choix techniques durables et optimaux peuvent être faits. C’est pourquoi l’AIEA
recommande de sélectionner des formations hôtes homogènes aux propriétés uniformes
pour le dépôt géologique. En effet, ceci facilite la caractérisation de la formation hôte et la
prédiction de son évolution (92).
Outre la profondeur et la stabilité géologique qui assurent l’isolation des déchets par rapport
à la biosphère, le dépôt géologique a également pour fonction d’empêcher le contact de
l’eau avec les déchets ou de le limiter. Par la dissolution dans les eaux souterraines et le
transport ultérieur à travers les différentes couches géologiques, les radionucléides migrent
en direction de la surface avec le temps. Le type d’installation de dépôt dépend de la roche
hôte, mais l’objectif est toujours de lutter contre la libération des radionucléides. Dans le cas
d’une installation de dépôt dans une formation d’argile, l’installation a été conçue et
construite de manière à pouvoir résister pendant des dizaines de milliers d’années à la
corrosion par l’eau et à assurer le confinement des radionucléides (124), (122). En
complément à cette première barrière, la formation d’argile remplit encore deux fonctions de
barrière qui s’opposent à la migration des radionucléides. Ces fonctions sont basées sur les
propriétés inhérentes de l’argile qui est resté inchangée depuis des millions d’années. En
premier lieu, la roche hôte possède une conductibilité hydraulique très faible, ce qui garantit
un transport essentiellement diffusif, et donc extrêmement lent, des radionucléides. En outre,
l’argile et son environnement chimique possèdent des qualités favorables en relation avec la
sorption, l’échange d’ions et la précipitation des éléments. Ces processus diminuent
fortement la concentration des radionucléides qui migrent vers la surface et ralentissent leur
mouvement dans une mesure considérable. Les directives de l’AIEA sur la caractérisation
du site pour le dépôt géologique (92) recommandent d’étudier tous ces paramètres
hydrogéologiques de manière à démontrer que leur combinaison limite réellement la
libération de radionucléides dans l’environnement.
Etant donné que les formations d’argile peu indurée en Belgique se trouvent dans un
environnement géophysiquement stable, aucune activité sismique ou magmatique n’est
escomptée dans les périodes qui sont pertinentes pour la sûreté à long terme. Toutefois, par
mesure de précaution, des scénarios d’activation d’une faille avec impact sur l’installation de
dépôt ont été étudiés dans le cadre des évaluations de sûreté exécutées par l’ONDRAF (7),
(267), (278). Ces études ont démontré que l’impact radiologique de ces événements
extrêmes et peu probables est du même ordre de grandeur que celui du scénario d’évolution
normale et que la performance du système de dépôt reste la même. Ces résultats sont
obtenus grâce à la plasticité de l’argile peu indurée qui fait en sorte que les failles et les
fractures éventuelles se scellent très rapidement et ne constitueront donc une voie de
migration préférentielle éventuelle pour les radionucléides vers la surface que pendant un
temps très limité.
Le changement climatique sur une échelle de temps d’un ordre de grandeur d’un million
d’années se caractérise par une succession de périodes glaciaires et d’interglaciaires. Les
interglaciaires, comme la période que nous connaissons actuellement, entraînent des
variations du niveau des océans. Ces variations ont un impact significatif sur la biosphère,
mais n’influencent la géosphère que dans une mesure limitée. Les périodes glaciaires sont
caractérisées par l’érosion du sol par les glaciers. Des études géologiques montrent qu’au
322
5249-506-073
cours du Quaternaire (soit les deux millions d’années précédents environ), une calotte
glaciaire n’a jamais atteint la Belgique.
Les théories actuelles sur le changement climatique à long terme s'appuient sur la théorie
orbitale de Milankovitch qui affirme que les profils climatiques sont déterminés par des
variations cycliques de la position de l'axe de la terre et de l'orbite de la terre autour du
soleil. La théorie orbitale est confirmée par la recherche stratigraphique et paléomagnétique
(279). Sur la base de cette théorie, on n’escompte aucune période glaciaire extrême dans
les 800.000 ans à venir. Toutefois, des périodes glaciaires comparables avec le Weichsel
moins extrême (il y a 20.000 ans) sont attendues après 60.000, 102.000, 419.000, 433.000,
467.000 et 694.000 ans (280). Au cours du Weichsel, ni la Belgique, ni les Pays-Bas n’ont
été recouverts par la calotte glaciaire.
Il va de soi que l’incertitude liée aux prédictions sur le climat à long terme est considérable. Il
n’est pas possible de prédire exactement la variation du climat dans le temps et dans
l’espace, mais uniquement d’estimer les extrêmes climatologiques qu’une région déterminée
connaîtra dans le futur. Même pendant les périodes glaciaires extrêmes, aucun glacier ne
sera présent en Belgique, selon les modèles (281). En outre, les périodes glaciaires seraient
très limitées par l’effet de serre au moins au cours des cent mille années à venir (282),
(283).
Si, malgré tout, une calotte de glace devait se former dans la zone du dépôt, des effets de «
bulldozer » apparaîtraient juste devant le front de glace, lesquels pourraient atteindre une
profondeur de plus de 100 mètres. Si dans un avenir très lointain une période glaciaire de ce
type se produit et la roche hôte est érodée, l'incidence radiologique restera limitée étant
donné que l'activité des déchets aura fortement diminué d'ici là (7). Les résultats attendus du
« Safety and Feasibility Case I » confirment que l'incidence d'une glaciation est très limitée.
L’agence suisse pour les déchets radioactifs NAGRA (284) considère l’expulsion de l’eau de
la formation d’argile suite à l’augmentation de pression due au poids de la calotte glaciaire ;
ce phénomène n’a toutefois qu’un effet limité sur la performance du système de dépôt
géologique.
Au cours d’une période glaciaire future, le permafrost pourrait très bien se présenter en
Belgique. Ceci peut entraîner une diminution de la vitesse d’infiltration vers les couches
aquifères et, par conséquent, une dilution réduite dans ces couches. Les concentrations
légèrement augmentées qui en résultent n’auront toutefois pas des incidences potentielles
sur l’homme et la nature. D’autre part, le climat froid avec permafrost aura une forte
influence sur la biosphère.
Il existe également un certain nombre de processus géologiques qui, en principe, peuvent
avoir un impact sur le dépôt à court terme comme à long terme, comme les tremblements de
terre et l’activité volcanique. Pour les structures souterraines, les effets des tremblements de
terre sont négligeables (267), (278). L’impact de l’activité volcanique proche dans le million
d’années à venir sur la performance de la roche hôte et du système de dépôt est également
négligeable (268).
Toutes les études énoncées ci-dessus indiquent donc que les évolutions naturelles
entraînent un changement très minime dans un dépôt géologique dans l’argile peu indurée.
Il est donc très peu probable que ces changements naturels augmenteront l’exposition
radiologique de l’homme et de l’environnement.
La mise en forages profonds semble peut-être plus sujette aux phénomènes naturels
extrêmes que le dépôt géologique. Une recherche menée en Suède indique que le
mouvement des eaux souterraines à grande profondeur peut être fortement influencé par
323
une période glaciaire : des couches aquifères stagnantes pourraient donc être mobilisées.
Les couches de granit dans lesquelles le dépôt géologique s’effectuerait sont moins sujettes
aux changements en raison de la glaciation. En Suède, les tremblements de terre se
produisent plus souvent à grande profondeur (2,5 à 6 km) que dans les couches plus
superficielles (1 à 2 km). Une mise en forages profonds sera donc plus soumise aux
tremblements de terre qu’un dépôt géologique. Les tremblements de terre entraîneront de
nouvelles fractures et des voies de transport pour les eaux souterraines profondes en
direction de la surface. Théoriquement, un tremblement de terre peut même entraîner un
transport direct des eaux souterraines profondes (et des radionucléides qu’elles contiennent)
vers la surface (105).
Les énoncés ci-dessus ne s’appliquent cependant pas nécessairement à la Belgique.
Comme on l’a déjà indiqué, aucune période glaciaire extrême avec une calotte glaciaire
couvrant la Belgique n’est prévue dans les 800.000 années à venir. Le sous-sol belge, à
plusieurs kilomètres de profondeur, n’a jamais été étudié par des forages, de sorte que l’on
ne possède que peu de connaissances sur les propriétés des roches hôtes possibles et sur
la manière dont celles-ci peuvent être influencées par des évolutions naturelles à long terme.
Robustesse à l'égard des changements dans la stabilité physique et technique
intrinsèque
En raison de la situation dans une couche géologique profonde et stable, le risque
d’endommagement d’une installation de dépôt géologique par des changements dans
l’installation est moins grand que pour l’entreposage en surface. La lente dégradation de la
barrière ouvragée sous l’influence de l’eau est sans doute inévitable mais est très lente et
peut parfaitement être maîtrisée par l’environnement géologique stable et bien caractérisé.
L’évolution de la barrière ouvragée fait l’objet d’études approfondies. Dans ce contexte,
l’AIEA recommande l’utilisation de techniques et de matériaux bien connus pour la
conception des barrières ouvragées (19). La mesure de dégradation et la durée minimum de
la capacité de confinement dépendent de la composition et des conditions physiques et
chimiques de l’environnement. Johnson et al. (272) rapportent une durée de vie estimée
comprise entre 1200 et 7000 ans pour des conteneurs en titane et de 30.000 ans pour des
conteneurs en cuivre. Dans les dossiers de POSIVA (96), SKB (95), NAGRA (124), ANDRA
(122) et ONDRAF (7), on parle de barrières ouvragées qui assurent le confinement des
radionucléides pendant plusieurs milliers à plusieurs dizaines de milliers d’années.
Tout comme dans les études sur la migration des radionucléides dans la formation hôte, des
situations exagérément pessimistes sont considérées pour les estimations décrites cidessus et des hypothèses prudentes sont établies. En réalité, la perte de confinement ne
sera jamais instantanée et complète. En outre, un certain nombre d’éléments des barrières
ouvragées possèdent des propriétés favorables vis-à-vis de la rétention de radionucléides ;
celles-ci sont ignorées volontairement dans les calculs pour les évaluations de sûreté. Il est
très probable que l’installation, même dans un état fortement dégradé, remplira encore une
fonction de barrière résiduelle après la période pour laquelle elle a été conçue.
Un mauvais scellement des galeries et des puits d’accès n'a qu'un effet minime si la roche
hôte a bien été choisie (7). La corrosion et la désintégration accélérées des conteneurs
n’entraîneront pas non plus d’exposition accrue, étant donné que la couche d’argile épaisse
est la barrière la plus importante (183).
L'incidence thermique, qui a déjà été l’objet d’études détaillées (285), atteindra son
maximum quelques centaines d'années après le placement des déchets dans l'installation
de dépôt. Le réchauffement de l’argile peu indurée est d’un ordre de grandeur inférieur à
celui qui mettrait en péril les fonctions d’isolation et de libération ralenties.
324
5249-506-073
En cas de mise en forages profonds, un conteneur peut se bloquer à un endroit non idéal
et subir des dommages. La température et la pression élevées à grande profondeur et la
teneur en sels des eaux souterraines élevée peuvent entraîner la désintégration accélérée
du matériau tampon et du conteneur. Les parties de roche qui se détachent peuvent aussi
endommager le conteneur. La mise en forages profonds est donc plutôt un système à
barrière unique: seule la masse rocheuse supérieure forme une barrière. Si le trou de
forage, le matériau de remplissage et le conteneur sont endommagés, le trou de forage peut
devenir une voie de transport vers la surface pour les radionucléides (105), d’où une
exposition éventuellement augmentée de l’homme et de la nature.
Des événements externes non naturels semblent n'avoir qu'un effet limité sur la performance
d’un dépôt géologique (122), (7), (271). En cas de forage à travers le dépôt, on compte sur
les propriétés de la roche hôte pour limiter la migration de radionucléides. Grâce à la
plasticité de l’argile peu indurée, les ouvertures se scellent très rapidement, si bien que la
barrière naturelle est réparée (7). Un impact significatif peut seulement se produire pour les
personnes qui sont en contact avec les radionuclides dans les carottes de sondage. Pour
limiter le risque à un tel forage d’exploration, on sélectionne de préférence un site dans une
région où aucune ressource naturelle exploitable de valeur n’est présente dans le sous-sol
profond (45).
L’impact de tels événements externes non naturels semble encore plus réduit pour la mise
en forages profonds que pour le dépôt géologique.
En cas de gestion passive, aucune intervention humaine n'est nécessaire pour garantir la
protection de l'homme et de l'environnement. L’influence d’évolutions sociétales sur la
performance d’un système de dépôt et donc sur l’exposition radiologique de l’homme et de
la nature est jugée très faible (7), (271), certainement si on la compare avec la gestion active
en surface.
10.5
Evaluation de la robustesse pour le long terme
Dans le Tableau 57, on donne un aperçu de la robustesse des différentes options de gestion
pour le long terme. L’évaluation est effectuée en termes de probabilité d’absence
d’exposition significative et doit donc être interprétée comme une évaluation des incidences
radiologiques des options de gestion en cas d’évolution modifiée. L’évaluation, en cas
d’évolution normale, peut être trouvée dans le Tableau 45.
325
Tableau 57 : Evaluation de la robustesse pour le long terme
Gestion active
Robustesse à
l’égard des
évolutions
naturelles
Dépôt géologique
Assez élevée
Elevée
Les bâtiments d’entreposage peuvent être
conçus de manière à résister aux phénomènes
naturels. La technologie améliorée de
l’entreposage et du conditionnement est
supposée entraîner une nouvelle diminution des
émissions radiologiques, d’où une probabilité
abaissée d’impact sur l’homme et la nature.
L’installation de dépôt est généralement peu
influencée par des phénomènes naturels à la
surface. Une période glaciaire extrême avec
formation d’une calotte glaciaire en Belgique et
des effets de bulldozer éventuels ne sont pas
attendus au cours des 800.000 années à venir.
D’ici cette époque, la radioactivité des déchets
aura déjà diminué fortement.
La mise en forages profonds semble plus exposée à des
phénomènes naturels extrêmes que le dépôt
géologique. La glaciation pourrait fortement influencer le
mouvement des eaux souterraines à grande profondeur.
Les tremblements de terre se produisent plus souvent à
grande profondeur. Ces séismes peuvent entraîner de
nouvelles fractures et des voies de transport pour les
eaux souterraines profondes vers la surface et donc à
une exposition augmentée de l’homme et de la nature.
Des adaptations à la technologie au cours des
siècles sont possibles. Une optimisation de la
sélection du site est possible. Une libération plus
faible de radioactivité et une diminution de
l’impact qui en résulte pour l’homme et la nature
est attendue.
Robustesse à
l’égard des
changements dans
la stabilité
physique et
technique
intrinsèque
326
5249-506-073
Gestion passive
L’activité tectonique a peu d’impact sur les
structures souterraines et sur la performance de
l’argile comme formation hôte (les fissures
éventuelles se scellent rapidement en raison de la
plasticité). Une exposition augmentée de l’homme
et de la nature par des évolutions naturelles est
donc peu probable.
Etant donné que la probabilité de survenance de ces
phénomènes est considérée comme faible, la probabilité
de l’absence d’incidences significatives sur l’homme et
la nature est considérée comme relativement élevée à
élevée.
Modérée
Elevée
Modérée
En cas d’entreposage de longue durée, des
conteneurs de déchets et des installations d’une
durée de vie de 100 à 300 ans sont prévus. Le
risque de dégradation augmentera dans le
temps avec un risque accru d’émissions
radioactives comme conséquence. A chaque
reconditionnement, un risque d’accident existe
avec une exposition radiologique éventuelle
augmentée pour l’homme et la nature comme
conséquence.
Des conteneurs peuvent être conçus pour une
durée de vie supérieure à 1000 ans.
Le conteneur de déchets peut se bloquer à un endroit
non idéal et peut être endommagé. La corrosion peut
être accélérée par les conditions extrêmes à grande
profondeur. Des parties de roche détachées peuvent
endommager le conteneur de déchets. Si le trou de
forage, le matériau de remplissage et le conteneur de
déchets sont endommagés, le trou de forage peut
devenir une voie de transport pour les radionucléides
vers la surface, avec une exposition augmentée
éventuelle de l’homme et de la nature comme
conséquence.
Le risque de libération de radioactivité par
désintégration des barrières avec, par conséquent,
un risque d’ impact radiologique augmenté sur
l’homme et sur la nature est donc très réduit,
d’autant plus que la couche d’argile épaisse est la
barrière la plus importante.
Gestion active
Robustesse à
l’égard
d’événements
externes non
naturels
Dépôt géologique
Assez élevée
Elevée
Elevée
Les bâtiments et le conteneur ont été conçus
pour résister à un impact externe. Cette
technologie peut encore s’améliorer.
Des événements externes non naturels n’ont
qu’une influence très limitée sur la performance
globale d’un dépôt géologique. En cas de forage à
travers la roche hôte, on compte sur les propriétés
de la roche hôte pour limiter la migration.
Des événements externes non naturels n’ont qu’une
influence très limitée sur la performance globale d’un
dépôt géologique. En cas de forage à travers la roche
hôte, on compte sur les propriétés de la roche hôte pour
limiter la migration.
La probabilité d’exposition radiologique de
l’homme et de la nature est donc à peine
influencée par des événements externes non
naturels.
La probabilité d’exposition radiologique de l’homme et
de la nature est donc à peine influencée par des
événements externes non naturels.
Faible
Elevée
Elevée
Si les changements sociétaux entraînent la
disparition de la gestion active ou la perte de
connaissances techniques, ceci peut diminuer la
qualité du confinement des radionucléides et
entraîner une exposition augmentée de l’homme
et de la nature. La garantie des moyens
financiers est incertaine.
En cas de gestion passive, aucune intervention
humaine n’est nécessaire pour garantir la
protection de l’homme et de l’environnement.
L’influence des évolutions sociétales sur la
performance d’un système de dépôt et donc sur
l’exposition radiologique de l’homme et de la
nature est jugée très faible, notamment par
comparaison avec la gestion active.
En cas de gestion passive, aucune intervention humaine
n’est nécessaire pour garantir la protection de l’homme
et de l’environnement. L’influence des évolutions
sociétales sur la performance d’un système de dépôt et
donc sur l’exposition radiologique de l’homme et de la
nature est jugée très faible, notamment par comparaison
avec la gestion active.
Elevée
Assez élevée
Le risque de libération de radioactivité par
désintégration des barrières ouvragées avec
risque d’impact radiologique augmenté sur
l’homme et la nature est donc réduit.
Le fait que les déchets se trouvent en surface
est considéré comme un désavantage par
rapport au dépôt géologique.
Robustesse
sociétale
En cas d’instabilité sociétale extrême, il peut
devenir difficile de garantir la sûreté de
l’installation. Les conséquences d’un incident à
grande échelle sur l’homme et la nature peuvent
revêtir une importance considérable.
Evaluation globale
de la robustesse
Gestion passive
Faible
La robustesse dépend de la localisation et de l’exécution technique des options de gestion. A ce stade, elle ne peut donc pas être estimée dans le détail.
327
10.6
Robustesse pour le long terme et incidences non radiologiques
Pour le long terme, les incidences radiologiques jouent le rôle principal dans l’évaluation des
incidences. Toutefois, on a également étudié dans le chapitre 9 un certain nombre
d’incidences non radiologiques qui ont trait au long terme.
Les incidences à long terme sur le paysage sont la conséquence d’une emprise permanente
en cas de gestion active. En cas de gestion passive, par contre, il est possible, à terme, de
donner une autre affectation au site. La question de savoir si ceci aura réellement lieu
dépend surtout de facteurs sociétaux. Malgré cette incertitude, il ne semble pas probable
que l’impact sur le paysage soit plus important en cas de gestion passive qu’en cas de
gestion active. Considérée relativement, l’évaluation de l’incidence restera donc valable.
Pour le dépôt géologique, au début du long terme, un impact thermique sur la formation hôte
peut être attendu. L’exploitation des couches aquifères environnant l’installation
d’entreposage ou de dépôt sera probablement interdite. On peut imaginer des changements
qui modifient l’importance de ces incidences, mais ceci n’aura aucune influence sur
l’évaluation relative des incidences. La gestion passive continuera à être moins favorable
que l’entreposage perpétuel.
La discussion des aspects éthiques est basée sur des principes qui sont considérés comme
importants à l’heure actuelle. Pour le long terme, il s’agit du principe d’équité
intergénérationnelle. Les changements sociétaux entraîneront sans aucun doute d’autres
visions éthiques. Il est possible que le principe d’équité intergénérationnelle soit interprété
autrement ou que l’on y attache plus ou moins d’importance qu’aujourd’hui. Ceci ne change
toutefois rien à la différence fondamentale entre la gestion passive et la gestion active dans
le contexte éthique : en cas de gestion active, les charges sont à chaque fois transférées
aux générations suivantes alors que dans le cas de la gestion passive, ceci n’est plus le cas
à terme. L’évaluation de la mesure dans laquelle des options de gestion répondent au
principe d’équité intergénérationnelle restera donc valable, mais à l’avenir, on peut y
attacher plus ou moins d’importance que ce n’est le cas actuellement.
L’aspect sécurité et safeguards est surtout influencé par les évolutions sociétales. La
protection restera cependant plus facile, en principe, dans la gestion passive que dans la
gestion active ; l’évaluation reste donc valable. Les inspections de safeguards sont
actuellement plus difficiles à réaliser pour la gestion passive étant donné que les déchets
radioactifs se trouvent dans le sous-sol, mais ceci peut être modifié par des développements
technologiques ou par l’assouplissement des obligations. En principe, il est possible que les
inspections de safeguards soient dans ce cas plus facile à réaliser pour la gestion passive
que pour la gestion active.
328
5249-506-073
11.
PROPOSITION DE MESURES D’ATTÉNUATION
Dans ce chapitre, on décrit un certain nombre de mesures d’atténuation qui ont pour but de
limiter les incidences sur l’environnement dans la mesure du possible. Pour la décision de
principe, les mesures d’atténuation seront peu importantes vu qu’elles sont partiellement
spécifiques à l’emplacement et/ou au projet. A ce stade, elles ne peuvent donc pas encore
être élaborées complètement, mais à des stades ultérieurs de l’approche étagée (voir
paragraphe 5.2.1), elles seront étudiées plus en détail.
11.1
Nature
Vérification des possibilités de réparation de l’écotope/de nouveaux écotopes
Les diverses options de gestion connaissent une grande emprise. Après la phase
d’aménagement, il faut vérifier dans quelle mesure la réparation de l’écotope ou la
réalisation de nouveaux écotopes est possible pour les espaces non construits.
Si les types de végétation très développés sont exclus sur le site, il est possible, par
exemple, d’opter pour différents types de prairies qui exigent peu d’entretien.
Prévision de possibilités de migration
Lors du choix d’une option de gestion déterminée, une attention suffisante doit être accordée
à la réparation des possibilités de migration. Dans ce contexte, il faut viser non seulement la
réparation de la migration à l’intérieur du site, mais des possibilités doivent également être
prévues pour la faune (principalement la faune mobile comme les oiseaux et les insectes),
de manière à traverser l’environnement au sens plus large sans buter contre de grandes
interruptions dans l’infrastructure écologique. Il est nécessaire d’aménager un réseau de
bandes de verdure (types indigènes, appropriés au site). Là où cela est possible, la
végétation actuellement présente doit rester conservée.
Diminution de la perturbation par la qualité de l’air modifiée, le régime hydrologique
modifié ou le bruit
Vu l’ampleur des travaux, éviter complètement toute perturbation sonore ou autre au cours
de longues périodes consécutives (p.ex. périodes de couvaison) n’est pas réaliste. Les
mesures de précaution suivantes devront donc être prises pour autant qu’elles soient
pertinentes dans l’environnement type concerné :
Au cours de la saison de couvaison, des mesures antibruit doivent être prises. Tant
pendant l’aménagement que pendant la phase d’exploitation, on utilisera un
matériel équipé de systèmes fortement insonorisants. Les mesures d’atténuation
proposées pour la discipline bruit (voir paragraphe 11.4.2) sont d’application totale.
La végétation doit être taillée avant le début ou après la fin de la saison de
couvaison (avant mars ou après août).
Les mares et les fossés doivent être asséchés avant la période de reproduction des
amphibiens (avant fin mars).
Les prairies doivent être fraisées avant la saison de couvaison, de manière à ce
qu’aucune possibilité de nidification n’existe.
11 Proposition de mesures d’atténuation
329
Ceci n’enlève pas que toutes les interventions qui entraînent des perturbations sonores
auront toujours lieu de préférence en dehors de la période de couvaison (de mars à août
compris).
Diminution des perturbations dues aux nuisances lumineuses
Les mesures suivantes peuvent être prises pour diminuer les nuisances lumineuses.
Concevoir l’éclairage selon l’efficience maximale et les nuisances lumineuses
minimales
Décentraliser: sources lumineuses locales diverses au lieu d’une seule source
lumineuse plus importante
Eviter la lumière montante directe
Utiliser uniquement des armatures protégées, dont le faisceau lumineux est
exclusivement dirigé sur l’installation de gestion
L’éclairage doit être limité à l’installation de gestion. L’irradiation à côté des
installations ou à travers celles-ci doit être évité ou bloqué.
Exécution de l’installation de gestion dans des matériaux mats (non réfléchissants)
Limiter la quantité de lumière réfléchie
Illuminer exclusivement la zone cible
Ne pas illuminer au-delà de 20° sous le plan horizontal (lutte contre
l’éblouissement)
Limiter l’utilisation de la lumière bleue et de la lumière blanche de manière à
diminuer l’attraction des insectes
Eteindre les éclairages lorsqu’aucune activité n’a lieu
Diminution de la perturbation par l’exposition à la radioactivité ou aux substances
chimiques toxiques
Pour la protection de l’homme et de la nature contre les risques liés aux déchets de haute
activité et/ou de longue durée de vie, les options de gestion s’appuient sur une stratégie qui
consiste à concentrer et à confiner les radionucléides présents dans les déchets (voir
paragraphe 2.2). La conception et la construction des barrières qui doivent assurer ce
confinement et l’exploitation correcte de l’installation de gestion sont donc d’une importance
essentielle.
La discussion de l’impact sur la nature (voir paragraphes 9.1.2 et 9.1.3) montre que pour le
scénario d’évolution normal, l’impact du rayonnement ionisant et des composés toxiques sur
la nature est limité à négligeable par comparaison aux valeurs de base naturelles.
L’exploitant (ONDRAF) doit démontrer ceci en introduisant un dossier de sûreté très étendu et
détaillé auprès de l’Agence fédérale pour le contrôle nucléaire (AFCN) qui intervient comme
autorité d’octroi du permis pour la mise en œuvre d’une option de gestion pour les déchets
de haute activité et/ou de longue durée de vie sur un site déterminé.
Pour certaines options de gestion, il existe néanmoins un risque de libération augmenté
dans l’environnement pour des événements extrêmes de type naturel ou non naturel ou en
cas d’instabilité sociétale. L’atténuation en cas de contamination d’écosystèmes terrestres et
aquatiques est rarement possible sans impact secondaire sur l’environnement (p.ex.
évacuation de sols contaminés et de sols couverts de végétation, élimination de sédiments
330
5249-506-073
contaminés). Une augmentation inacceptable de la concentration de radionucléides ou
d’autres composés toxiques dans les eaux souterraines peut éventuellement être atténuée
par la technique de parois réactives perméables, par exemple, sans impact notable sur
l’environnement.
11.2
L’impact sur le paysage, le patrimoine architectural et l’archéologie dépend étroitement du
choix du site (voir paragraphe 9.2). De très nombreuses incidences, en effet, peuvent être
prévenues par un bon choix du site, les dommages au patrimoine étant d’abord évités. En
d’autres termes, il faut tenir suffisamment compte de valeurs paysagères et patrimoniales.
En outre, lors de l’aménagement et de l’exploitation, l’attention nécessaire doit être portée
aux incidences du processus (p.ex. affaissement en raison de variations du niveau de la
nappe phréatique).
L’effet de l’expansion des couches d’argile sous l’influence de l’émission de chaleur due aux
déchets lors du dépôt géologique peut être atténué en augmentant la distance entre les
galeries de dépôt.
11.3
Ressources naturelles
11.3.1
Sol
Les différences d’incidences sur le sol entre les options de gestion sont généralement liées
aux surfaces de sols perturbés et aux volumes de terrassement. Des optimisations
concernant l’utilisation économe de l’espace, le remploi de terres ou la gestion optimale du
sol peuvent probablement transformer une évaluation négative en un score moins négatif.
C’est la libération de minerais valorisables dans le cas du dépôt géologique et de la mise en
forages profonds et leur stockage en surface sur le site qui semble influencer en sens
négatif l’évaluation de ces options de gestion par comparaison aux options de gestion avec
entreposage. Un remploi interne ou externe utile de ces matières premières peut faire en
sorte que la différence entre ces différentes options de gestion soit nettement réduite ou
même disparaisse pour ces critères.
L’évaluation de l’impact sur le sol est également fortement déterminée par les
caractéristiques liées à l’emplacement. Outre l’utilisation économe de l’espace, la poursuite
de la recherche d’un emplacement approprié peut accorder la préférence à des sols qui ont
subi une perturbation chimique ou physique dans un passé récent. Des sols naturels ou de
valeur non perturbés doivent être évités.
En augmentant les distances entre les galeries et entre les conteneurs dans une galerie, il
est possible de diminuer considérablement l’impact du front thermique.
11.3.2
Eau
Conformément aux législations européenne et nationale concernant la Politique intégrale de
l’eau, aucun problème ne peut être endossé. Il faut laisser de l’espace à l’eau. Ceci implique
notamment que toute augmentation de surface revêtue doit être compensée. Le « test de
l’eau » est un des instruments utilisés par les pouvoirs publics pour arriver à ce résultat. Par
331
le « test de l’eau », l’organisme qui délivre le permis conseille de construire à « neutralité
d’eau » en cas d’extension de la surface revêtue. Construire à neutralité d’eau implique que
le preneur d’initiatives prenne des mesures suffisantes pour compenser l’évacuation
accélérée de toute augmentation de surface revêtue, de manière à ce que le système
aquatique ne soit pas chargé plus lourdement. En premier lieu, ceci doit avoir lieu par la
prise de mesures qui favorisent l’infiltration (p.ex. revêtements perméables) et en intégrant la
réutilisation des eaux pluviales provenant des toitures dans le projet. Si une infiltration n’est
pas pertinente ou possible, des mesures de rétention (tamponnage des eaux pluviales qui
s’écoulent) doivent être prévues de manière à réaliser une évacuation ralentie en direction
des eaux de surface. De ce fait, la différence d’impact sur l’eau de surface réceptrice entre,
d’une part, les options de dépôt et, d’autre part, les options de gestion avec entreposage
disparaîtra pour la majeure partie.
Le risque de contact hydraulique entre aquifères pour les options de dépôt (ou en cas
d’entreposage souterrain) peut être minimisé par une exécution adaptée et correcte des
forages, mais le risque reste plus élevé que pour l’entreposage en surface.
Concernant les modifications des niveaux et les écoulements d’eaux souterraines, qui sont
surtout attendus en cas d’entreposage souterrain, des mesures techniques appropriées
peuvent également être prises pour éviter ou compenser les incidences desséchantes ou
causant des excès d’eau.
11.4
Santé humaine
11.4.1
Air
On peut supposer que les travaux n’entraîneront pas de dépassements des objectifs de
qualité d’air (voir paragraphe 9.4.1). En ce sens, on pourrait donc supposer qu’aucune
mesure d’atténuation au sens strict du terme ne sera nécessaire.
Vu l’impact négatif des dépôts de poussières et des particules fines, même s’il satisfait aux
objectifs de qualité d’air, un certain nombre de mesures d’atténuation liées au projet sont
néanmoins proposées au cours de l’aménagement. Grâce à l’application de mesures
d’atténuation, l’impact peut encore être abaissé. Les mesures d’atténuation suivantes sont
possibles :
Limitation de la vitesse du trafic de chantier
Etalement du trafic de chantier à proximité de la zone de projet (il va de soi que les
noyaux résidentiels doivent être évités dans toute la mesure du possible)
Nettoyage fréquent des routes et des routes de chantier en tant que mesure à la
source
Humidification des routes et des routes de chantier en cas de temps sec et venteux
Utilisation d’installations de lavage des roues lors du départ du chantier
Si des terrassements doivent être exécutés par temps sec et venteux, des
installations de pulvérisation doivent empêcher l’empoussiérage
Les règles de bonne exécution doivent être généralement appliquées
Protection en cas de démolition
Humidification en cas de démolition
332
5249-506-073
Par la mise en œuvre des types les plus récents de machines de chantier au niveau
d’émission minimum, l’impact peut être limité. On peut référer ici au niveau
européen d’objectifs d’émissions approuvés pour ces machines
11.4.2
Bruit
Dans le paragraphe 9.4.2, on indique les facteurs qui jouent un rôle pour la surcharge de
bruit : nature du matériel (niveau de puissance acoustique), durée et époque des travaux,
distance aux habitants, fréquence avec laquelle la nuisance sonore se produit, affectation du
site et environnement.
Un principe général de l’acoustique environnementale veut qu’un problème de bruit est
abordé le plus efficacement si ceci a lieu le plus près possible de la source. Avant
d’envisager le placement d’une mesure antibruit sur le trajet de transmission du bruit, il faut
donc toujours vérifier s’il n’existe aucune possibilité de diminuer la production de bruit à la
source même, comme l’utilisation d’un matériel insonorisé ou d’un matériel pour lequel des
mesures de limitation du bruit sont appliquées (p.ex. bulldozer avec grille d’atténuation
acoustique à l’entrée d’air, compartiments de moteur à isolation acoustique, etc).
Des mesures peuvent également être prises sur le plan de l’affectation de la zone.
L’affectation d’une zone à une activité déterminée (p.ex. industrie, commerce, bureau) ou à
la fonction résidentielle, ou à un mix de fonctions, est bien entendu déterminante pour le
type de bruit qui sera transmis par ces activités et l’environnement sonore de ce lieu. Le
trafic (densité, composition) et l’environnement bâti (lieu, type et hauteur des bâtiments) sont
des éléments qui influencent le bruit dans un environnement. De cette manière, une enquête
peut être réalisée sur une implantation limitant la nuisance de l’installation, le bruit spécifique
de l’installation étant masqué par le bruit ambiant existant. Un bruit est masqué lorsque le
niveau sonore est inférieur de 10 dB (A) au niveau sonore d’un autre bruit produit en même
temps. Ceci implique qu’un observateur, en présence de plusieurs bruits, n’entendra qu’un
bruit déterminé si son niveau sonore est au moins de 10 dB(A) plus élevé que le niveau
sonore des autres sources de bruit.
Les transports à travers des noyaux résidentiels ruraux doivent être évités dans toute la
mesure du possible. Les routes de chantier à l’extérieur du site peuvent être parfaitement
intégrées le plus vite possible aux routes principales (bruyantes).
Pour les sources sonores fixes à l’intérieur de la zone de projet (comme des installations
techniques), les obstacles (bâtiments) peuvent être établis de manière à infléchir le bruit
vers l’environnement et/ou le laisser passer et l’atténuer en même temps. En jouant avec les
obstacles à l’intérieur de la zone de projet, il est possible de protéger l’environnement contre
les sources de bruit.
Pour les travaux d’aménagement, il est indiqué de ne pas exécuter de travaux pendant les
périodes sensibles aux perturbations (soirée et nuit, weekends et jours de fête).
11.4.3
Pour la protection de l’homme et de son environnement contre les risques liés aux déchets
de haute activité et/ou de longue durée de vie, les options de gestion s’appuient sur une
stratégie de concentration, de confinement et d’isolation des radionucléides présents dans
les déchets (voir paragraphe 2.2).
La conception et la construction des barrières qui doivent réaliser ce confinement et
l’exploitation correcte de l’installation de gestion sont d’une importance essentielle. Un
333
système de qualité poussé à chaque phase du projet est donc essentiel. Les principes de la
protection contre le rayonnement occuperont toujours une place centrale :
Protection et confinement :
L’encapsulage ou le confinement des substances radioactives s’oppose à leur
dissémination
Limitation de la dose à la source
L’eau, le verre, le plomb, le béton et de nombreux autres matériaux protègent
efficacement contre le rayonnement. L’épaisseur et la nature de l’écran
dépendent du type de rayonnement et de la puissance à la source.
Limitation de la durée de l’exposition :
Plus la durée de l’exposition est courte et plus la dose de rayonnement est
réduite.
Planifier de manière précise la durée des travaux avec des substances
radioactives
Distance à la source : plus la source radioactive est éloignée et plus la dose est
réduite. La dose est modifié quadratiquement avec la distance jusqu’à la source. A
2 m, on reçoit 4 fois moins de rayonnement qu’à 1 m.
La discussion des incidences radiologiques sur l’homme (voir paragraphe 9.4.3) et sur la
nature (paragraphe 9.1.2) montre qu’en fonction de l’option de gestion sélectionnée, l’impact
pour l’homme et la nature est limité à négligeable par comparaison aux valeurs de base
naturelles.
L’exploitant (ONDRAF) doit démontrer ceci en introduisant un dossier de sûreté très étendu et
détaillé auprès de l’Agence fédérale pour le contrôle nucléaire (AFCN) qui intervient comme
autorité d’octroi du permis pour la mise en œuvre d’une option de gestion pour les déchets
de haute activité et/ou de longue durée de vie sur un site déterminé.
Malgré l’impact négligeable, un suivi sera nécessaire à chaque phase du projet (voir
paragraphe 12.4.3).
Pour parer à d’éventuels accidents, l’exploitant doit élaborer un plan d’urgence qui doit être
approuvé par les pouvoirs publics. A chaque phase du projet et pour chacun des accidents
possibles, même ceux qui ne font pas partie des accidents de projet, il faut prévoir les
moyens techniques et la main-d’œuvre nécessaires pour limiter les conséquences.
L’organisation du plan d’urgence doit inclure des exercices réguliers et être améliorée si
nécessaire. En outre, les pouvoirs publics organisent un plan d’urgence externe de manière
à limiter les conséquences d’un accident à l’extérieur du site. Le plan d’urgence externe a
pour but de coordonner les mesures qui doivent être prises en cas de situation d’urgence
radiologique de manière à protéger la population et l’environnement.
11.5
Aspects sociétaux
A partir du point de vue sociétal, différentes mesures d’atténuation peuvent être formulées. Il
s’agit en premier lieu de mesures complémentaires non liées à l’infrastructure qui doivent
supprimer la perception du risque, le manque de confiance et le sentiment d’insécurité. Dans
ce cadre, le forum du public affirme ceci : « En raison, précisément, de la complexité de
cette problématique, il y a beaucoup de choses que nous ne savons pas, en tant que
334
5249-506-073
citoyen, ce qui entraîne la peur. La décision prise sera bonne si elle sait transformer cette
peur en confiance » (213).
La population locale doit être informée et avoir son mot à dire concernant les
déchets radioactifs et la problématique nucléaire en général. Pas moins que 52%
des Belges aimerait être consulté directement dans le cadre du processus
décisionnel concernant le dépôt géologique à proximité du domicile (209), (210).
Une autre enquête (212), (211) montre que 75% des personnes interrogées trouve
que la population locale devrait participer au processus décisionnel concernant une
installation de dépôt de déchets radioactifs (10% n’est pas d’accord sur ce point). A
cet égard, il convient néanmoins de signaler qu’une enquête (286) montre qu’un
débat public se termine souvent par une discussion de principe entre les partisans
et les adversaires de la gestion des déchets radioactifs. Au voisinage des
emplacements où des déchets radioactifs sont déjà gérés actuellement, ce dialogue
semble se dérouler de manière plus nuancée.
La participation est souvent limitée à des thèmes socio-économiques. Au cours
d’un processus participatif, beaucoup de choses peuvent néanmoins être abordées.
Les questions et les thèmes suivants sont importants (286):
Les personnes se sentent-elles en sécurité et ont-elles confiance dans la
gestion?
Peut-on dire non à des options de gestion dans lesquelles on n’a pas
confiance?
L’accumulation de connaissances légitimes, dont des connaissances
techniques, ne peut pas être dissociée du contexte sociétal, économique,
politique et réglementaire.
Solutions complexes, non seulement à partir d’une perspective technique, mais
aussi à partir d’une perspective sociale, politique et économique.
Toute forme de communication avec le grand public doit être objective et
compréhensible pour chacun. Elle doit donc être simplifiée, sans perte de
signification (213). D’autres obstacles à un processus participatif avec des acteurs
locaux et des parties prenantes sont éventuellement les moyens et les capacités de
la population, le niveau de connaissances et de compétences, le concept de
processus et l’accompagnement, le feedback en direction des parties prenantes, la
représentation de l’arrière-banc et la politique en général (286).
Il existe un besoin de présence permanente de personnel compétent pour gérer les
déchets radioactifs en toute sûreté. Dans ce contexte, on souhaite aussi placer la
gestion et/ou la surveillance entre les mains d’instances ou de personnes
indépendantes, comme un comité d’experts scientifiques ou les pouvoirs publics
(211), (213).
Pour la réalisation de l’option de gestion, un programme de contrôle adapté doit
être élaboré et développé. Le contrôle de la contamination radiologique de
l’environnement (air, eau, sol, faune et flore,…) doit être poursuivi avec qualité. Les
résultats doivent être communiqués aux services de secours locaux
Des études suffisantes doivent être exécutées concernant l’état de santé de la
population et la valeur de référence radiologique, de manière à pouvoir vérifier, au
cours de l’exploitation, si la gestion a un impact sur l’exposition au rayonnement
radioactif.
La planification de secours doit être optimisée et doit être largement connue de la
population. En outre, les autorités doivent veiller à ce que les services de secours
locaux puissent disposer d’un personnel suffisamment formé et du matériel
335
nécessaire pour intervenir efficacement en cas d’incident nucléaire. Les services de
secours existants (pompiers, police, secteur médical, …) et l’infrastructure médicale
doivent être optimisés en fonction de ceci.
Le plan de secours doit comprendre une stratégie de communication qui garantit
des flux de communication rapides, efficaces et adaptés géographiquement
(locaux, nationaux, internationaux) (213).
Lors de l’implantation du site de gestion, la perte de fonctions actuelles (p.ex.
valeurs naturelles) doit être limitée dans toute la mesure du possible et, si
nécessaire, être compensée. Dans ce cadre, 70 % de la population belge est
d’accord sur l’idée selon laquelle la région où les déchets sont gérés doit recevoir
une compensation économique. Plus de 50 % pense que celle-ci doit être payée
par tous les consommateurs d’électricité (24 % n’est pas d’accord sur ce point)
(212), (211).
« Exigence d’intégrer des garanties de manière à ce que les générations ultérieures
se rappellent le nécessaire et disposent d’une mémoire collective utile en ce qui
concerne leur sûreté et celle des générations qui viendront après elles (...). Les
participants à la consultation sociétale mentionnent comme informations à retenir :
quels déchets sont déposés ou entreposés et où ; les risques que ceci inclut et
dans quelles conditions; la manière dont les déchets sont traités, emballés,
stockés ; les connaissances dont nous disposons à l’heure qu’il est et comment
celles-ci ont été obtenues... » (27).
11.6
Pour l’aspect protection et safeguards, il ne s’agit pas d’incidences qui doivent ou qui
peuvent être atténuées. La protection est en fait elle-même une mesure qui doit prévenir ou
diminuer certains effets (potentiels). On trouve ci-après une courte description de l’approche
générique de la protection d’une installation nucléaire (150).
La protection repose dans une mesure importante sur un système de protection physique de
l’installation. A cet égard, un certain nombre de traités et de recommandations à l’échelon
international sont applicables (voir paragraphe 6.10.1). En général, un système de protection
physique doit remplir les fonctions suivantes :
Dissuasion : le système de protection physique doit veiller à ce que le
détournement de matériel nucléaire ou le sabotage soit difficile à réaliser.
Détection : toute (tentative de) intrusion malveillante doit être découverte par des
surveillants ou avec l’aide de capteurs. La fréquence de « fausse alarme » doit être
aussi réduite que possible. Une station d’alarme centrale doit recevoir et évaluer
tous les messages de détection.
Evaluation : les messages de détection doivent être évalués par inspection visuelle
et/ou télévision en circuit fermé (CCTV). De cette manière, la cause de l’alarme
peut être déterminée et les informations nécessaires être rassemblées quant à la
nature de l’intrusion éventuelle.
Ralentissement des intrus, de manière à avoir le temps de faire venir des renforts.
Ceci peut se faire par toute une série de barrières comme des clôtures, des murs,
des fossés, etc.
Réaction par les personnes formées et, si possible, armées.
336
5249-506-073
Outre la protection physique qui est spécifique à chaque installation, un travail de
renseignement est également important pour la protection. Les services de renseignement
ont pour tâche principale de rassembler des informations et de les analyser concernant des
groupes ou des individus qui ont l’intention de détourner du matériel nucléaire ou de saboter
des installations nucléaires. En Belgique, la Sureté de l’Etat est compétente pour le suivi
d’un certain nombre de menaces dont le terrorisme et la prolifération des armes nucléaires
(287).
337
338
5249-506-073
12.
PROPOSITION DE MESURES DE SUIVI
12.1
Nature
Etant donné que la détermination de l’impact sur la nature est lié à l’évaluation des
incidences d’un certain nombre d’autres disciplines (sol, eau, bruit, …), les propositions de
suivi pour ces disciplines peuvent aussi être pertinentes pour l’élément nature.
Vu l’absence de données spécifiques à l’emplacement et, par suite, d’une évaluation des
incidences plutôt qualitative, il n’est pas possible, actuellement, de faire des propositions de
suivi plus spécifiques.
Incidences radiologiques et incidences de composés chimiques toxiques.
L’objectif général d’un programme de contrôle ou de suivi pour l’aspect nature réside dans la
collecte de données pour assurer l’absence d’impact sur l’environnement à la suite de la
libération de substances radioactives et toxiques depuis l’installation de gestion. Une fois
que le site et l’option de gestion ont été choisis, le suivi sera étroitement lié au programme
de suivi de l’impact éventuel de la libération de substances radioactives et toxiques sur la
population.
Le programme de contrôle radiologique sera différent pour chaque période et phase de la
durée de vie de l’installation de gestion. C’est ainsi qu’une différence doit être faite entre
(288), (289) :
un programme de contrôle au cours de la phase opérationnelle et de la phase de
construction
un programme de contrôle au cours de la phase opérationnelle
un programme de contrôle au cours de la phase de clôture (si elle est d’application)
un programme de contrôle pendant la phase de contrôle ou la phase qui suit la
fermeture (si elle est d’application)
Pour la protection de l’homme et de l’environnement contre les risques liés aux déchets de
haute activité et/ou de longue durée de vie, les options de gestion s’appuient sur une
stratégie de concentration et de confinement des radionucléides présents dans les déchets
(19). Une grande partie de l’attention portée dans les programmes de suivi proposés est
donc consacrée à cet aspect (288), (289). Grâce à la stratégie de concentration et de
confinement, la libération de radionucléides et de composés toxiques des déchets dans la
biosphère est fortement réduite (19) et on accorde moins d’attention au détail des
programmes de suivi pour l’environnement. Sur la base de la position actuelle de la CIPR
(18) et de l’AIEA (290) indiquant que l’environnement est suffisamment protégé si l’homme
est suffisamment protégé (19), il n’existe pas non plus de besoin direct de suivi
supplémentaire pour la garantie de la conservation de l’intégrité de l’environnement et de
ses composants.
Le suivi aux abords de l’installation de gestion comprend donc, comme pour un programme
de suivi axé sur l’homme, un suivi de l’eau, des eaux souterraines, du sol et des eaux de
surface à proximité du site. Ce n’est que si une augmentation notable a lieu dans ces
supports par rapport aux concentrations de base qu’il faut mettre sur pied un programme de
suivi spécifique au site concernant d’autres composants de l’environnement. Pour le projet
12 Proposition de mesures de suivi
339
en relation avec le dépôt de déchets de la catégorie A, des mesures sont néanmoins
prévues dans le programme de suivi concernant la végétation, la faune et la flore, sur une
base semestrielle (289).
12.2
Pour prévenir les dommages au patrimoine architectural et archéologique, il faut contrôler
étroitement l’évolution des niveaux de la nappe phréatique aux abords du site, une fois que
celui-ci a été sélectionné. Si nécessaire, des mesures supplémentaires doivent être prises
pour s’opposer à l’impact des abaissements du niveau de la nappe phréatique.
12.3
12.3.1
Sol
Le suivi est surtout lié à d’éventuelles lacunes dans les connaissances qui ont rendu difficile
ou impossible la comparaison des différentes options de gestion au niveau de leur impact
éventuel sur le sol. Etant donné que ceci n’est pas le cas, aucune proposition spécifique de
suivi n’est faite, du moins à ce niveau stratégique de l’évaluation des incidences sur
l’environnement. Or, on recommande d’étudier les possibilités en matière de remploi de
minéraux libérés lors du dépôt géologique et de la mise en forages profonds.
12.3.2
Eau
Pour l’aspect eau également aucune difficulté n’est éprouvée pour la comparaison des
diverses options de gestion selon leur impact potentiel sur les eaux souterraines et les eaux
de surface. Le suivi sera certainement utile et nécessaire pour l’aspect eaux souterraines,
une fois que la décision de principe a été prise et qu’un emplacement approprié a été trouvé.
A toutes les étapes intermédiaires, l’utilisation d’un modèle de nappe phréatique spécifique
peut être recommandée pour prévoir les incidences et simuler des mesures d’atténuation de
manière proactive.
12.4
Santé humaine
12.4.1
Air
Pour l’aspect air, un suivi n’est pas jugé nécessaire.
12.4.2
Bruit
La description donnée dans le paragraphe 9.4.2 de l’impact sur le climat sonore est
totalement qualitative et basée sur un certain nombre d’hypothèses qui doivent être
contrôlées.
En raison des incertitudes à propos des émissions sonores, de l’emplacement et des délais
d’exécution des travaux, on propose d’exécuter une inventorisation du bruit au début des
340
5249-506-073
activités. Sur la base des résultats de mesure de l’inventorisation, on peut, si nécessaire,
obtenir une détermination d’impact corrigée pour donner ainsi un contenu plus concret aux
mesures d’atténuation éventuelles.
12.4.3
Par suivi, on entend l’observation et la mesure continue ou régulière de certains paramètres
qui permettent de suivre le comportement des différents composants du système de gestion
et/ou leur impact sur l’environnement.
La discussion des incidences radiologiques sur l’homme (paragraphe 9.4.3) et sur la nature
(paragraphe 9.1.2) montre qu’en fonction de l’option de gestion choisie, l’impact pour
l’homme et la nature est limité à même négligeable par comparaison avec les valeurs de
base naturelles. Ces évaluations partent d’un projet correct et d’une évolution normale dans
le temps et supposent qu’un suivi a lieu. En fonction de l’option de gestion sélectionnée, les
priorités et, par suite, les paramètres à suivre diffèreront. C’est ainsi que l’accent pour les
options de gestion actives peut être placé sur le suivi des barrières ouvragées. Ces priorités,
combinées à un certain nombre de conditions de base (p.ex. législation, normes
internationales, hypothèses de travail, faisabilité économique,…) déboucheront finalement
sur une stratégie définie. Cette stratégie dépend du projet et doit être fixée en accord avec
les pouvoirs publics.
Le suivi commence dès la caractérisation du site, de manière à connaître les conditions de
référence et se poursuit le plus longtemps possible (et au moins jusqu’à la fin du contrôle
institutionnel) après le choix définitif de l’option de gestion.
L’AIEA (106) fournit un exemple de programme de suivi au cours des différentes phases du
projet.
Pendant le suivi préopérationnel, on fixe la situation de référence de manière à
pouvoir remarquer facilement les changements pendant la poursuite du projet. Ce
suivi a lieu préalablement à la période opérationnelle et doit prendre au moins un
an de manière à pouvoir mesurer les 4 saisons. Exemples des paramètres à
suivre :
Données météorologiques
Données sismiques
Mesures en surface, comme les mesures d’activité dans l’air, le sol et les eaux
de surface avec identification des principaux radionucléides, y compris le
radon. Les mesures doivent se faire sur le site choisi et aux limites de celui-ci,
mais aussi à certains emplacements spécifiques comme des noyaux
résidentiels, des zones naturelles et des puits d’eaux souterraines.
Mesures des eaux souterraines autour des installations de dépôt sur la base
de forages.
…
Au cours de la période opérationnelle, le suivi préopérationnel sera étendu, à titre
d’exemple, par :
Le suivi du personnel (suivi individuel et suivi local)
Le suivi des conteneurs de déchets amenés (critères d’acceptation)
Le suivi de la contamination éventuelle de l’équipement
Le suivi de l’air dans les bâtiments où les déchets sont traités
12 Proposition de mesures de suivi
341
Le suivi du sol au voisinage de l’installation de gestion après le placement des
déchets de manière à constater une contamination éventuelle
Le suivi de paramètres non radiologiques dans l’installation de gestion comme
la température, l’humidité, la présence de chlorures ou de gaz inflammables.
…
Au cours de la période avec contrôle institutionnel qui suit la fermeture d’une
installation de gestion passive, le suivi correspond pour la plus grande part avec
celui réalisé au cours de la période préopérationnelle.
Pour assurer la sûreté d’une installation de gestion passive à long terme (c’est-àdire après la période de contrôle institutionnel), on s’appuie sur les barrières
naturelles et ouvragées et l’on suppose que cette protection ne peut pas être
garantie au moyen d’un suivi par les générations futures. Ceci ne signifie toutefois
pas nécessairement que le programme de suivi doit être arrêté. C’est ainsi qu’il est
conseillé de poursuivre le suivi à court terme pendant une certaine période après la
fin de la phase de fermeture.
12.5
Aspects sociétaux
A partir du moment où une décision a été prise concernant l’emplacement, le suivi de la
composition sociodémographique de la population dans l’environnement est souhaité pour
détecter et aborder en temps utile les modifications éventuelles et les problèmes sociétaux
qui s’y rattachent.
Outre cela, il est aussi important, au moyen de la consultation, de percevoir les risques pour
la population, le bien-être sociétal et la viabilité pour la population qui réside et qui vit à
proximité du site de gestion.
12.6
Les safeguards impliquent toujours un suivi de l’installation. L’objectif central est de faire en
sorte que le matériel nucléaire ne soit pas utilisé à des fins non pacifiques. En fonction de
l’option de gestion, diverses techniques sont possibles pour les inspections de safeguards.
Celles-ci ont déjà été décrites dans le paragraphe 9.8.
342
5249-506-073
13.
LACUNES DANS LES CONNAISSANCES
13.1
Généralités
Une lacune importante dans les connaissances pour ce SEA est l’absence d’une délimitation
spatiale. Ceci est absorbé en partie par l’utilisation d’environnements-types (voir paragraphe
5.3.2). Toutefois, ceux-ci ne peuvent pas être décrits avec le même souci du détail qu’un
environnement réel, ce qui fait que la description et l’évaluation des incidences sont souvent
génériques et de nature qualitative.
Dès que le site a été sélectionné, les facteurs ambiants pertinents peuvent être étudiés. Au
fur et à mesure que l’on progresse dans l’approche étagée de l’évaluation des incidences
sur l’environnement (paragraphe 5.2.1), les informations sur le site peuvent être utilisées
pour décrire et évaluer les incidences dans une mesure toujours plus détaillée. Il faut
s’attendre à ce qu’en fin de processus, lorsque l’emplacement et la variante d’exécution sont
fixées et qu’une EIE de projet doit rendre possible l’octroi d’un permis, les incidences sur
l’environnement pourront être décrites avec un grand souci du détail et de manière
quantitative. Cette lacune dans les connaissances sera donc de plus en plus résorbée dans
l’approche étagée.
L’incertitude concernant les évolutions futures qui peuvent interférer avec les options de
gestion est d’un tout autre ordre, certainement à long terme (voir paragraphe 5.3.4). Il ne
faut pas s’attendre à ce que les connaissances à ce sujet augmentent de manière
significative au fur et à mesure des progrès du processus décisionnel, et que le site ainsi
que l’option de gestion, soient étudiés plus en détail. Cette lacune dans les connaissances
subsistera donc en grande partie au cours des prochaines étapes de l’approche étagée.
Le résultat du concept de robustesse (voir paragraphe 5.3.4) offre ici une échappatoire.
L’évaluation de la robustesse des options de gestion (voir chapitre 10) permet d’estimer la
manière dont les différentes options de gestion sont à l’épreuve de toute une série de
changements.
13.2
Nature
Vu que pour la détermination de l’impact sur la nature, l’apport d’autres disciplines est
nécessaire, les données manquantes pour ces disciplines représentent également des
lacunes pour l’élément nature.
En outre, l’absence de données spécifiques à l’emplacement peut être considérée comme la
plus grande lacune dans les données de base. Bien que dans la discussion des incidences,
on tente le plus possible d’estimer les potentiels écologiques théoriques d’un site, l’absence
d’un certain nombre de données de base entraîne que l’évaluation des incidences a
forcément ici un caractère qualitatif.
S’ensuivent également des lacunes dans les méthodes de prédiction ainsi que des lacunes
au niveau de la compréhension du système.
13 Lacunes dans les connaissances
343
Incidences radiologiques et incidences de composés chimiques toxiques
Pour les incidences radiologiques et les incidences de composés chimiques toxiques dans
les déchets radioactifs ou dans les barrières ouvragées, les lacunes suivantes dans les
connaissances peuvent être identifiées :
Les normes pour la protection de l’environnement contre le rayonnement ionisant
ne sont pas uniformisées. Les connaissances sont aussi insuffisantes pour
proposer un débit de dose réaliste pour lequel on peut escompter des incidences
significatives sur l’environnement (intégrité de l’écosystème, types protégés). En
outre, la majorité des études étudie les incidences au niveau individuel et des
extrapolations sont donc nécessaires pour estimer les incidences au niveau de la
population et de l’écosystème.
Il existe une grande insuffisance de valeurs de paramètres pour pouvoir évaluer
l’impact sur l’environnement. L’une des valeurs de paramètres importantes utilisées
dans les modèles d’impact radiologique pour l’environnement est le facteur de
transfert, défini comme le ratio de la concentration d’un radionucléide déterminé
dans l’organisme et la concentration dans l’environnement (sol, sédiment, eau, air).
Pour la plupart des combinaisons radionucléide – organisme, aucune information
n’est disponible concernant ce facteur de transfert.
En raison de l’absence de connaissances et d’informations, les itinéraires
d’exposition sont considérés de manière très sommaire. Les modèles d’exposition
actuels sont en outre basés sur un certain nombre d’hypothèses importantes,
comme une distribution homogène des activités dans les organismes et dans
l’environnement (sol, sédiment). On ne dispose d’aucune connaissance concernant
l’efficacité biologique de différentes formes de rayonnement pour la majorité des
organismes.
L’absence d’un emplacement entraîne que les incidences sur l’environnement ne
peuvent pas être déterminées en détail (voir paragraphe 13.1).
13.3
Une importante lacune dans les connaissances est liée à l’échelle de temps avec laquelle on
travaille. L’appréciation du patrimoine et du paysage est, en effet, étroitement liée au temps
et évaluée avec les évolutions sociétales. L’entretien moderne des monuments trouve son
origine dans la Révolution française et n’a donc que 200 ans seulement. Comme on ne peut
pas prédire de quelle manière on s’occupera des valeurs patrimoniales à l’avenir, nous
sommes obligés de partir de la vision de la société actuelle. Ceci est pertinent pour autant
qu’une solution définitive soit choisie dans un délai prévisible. Toutefois, si l’on ne souhaite
pas encore faire de choix aujourd’hui, les conclusions de cette enquête devront être
réévaluées en leur temps.
13.4
Les lacunes dans les connaissances en ce qui concerne l’impact sur les ressources
naturelles (sol et eau) peuvent être ramenées au fait que l’emplacement n’est pas connu
(voir paragraphe 13.1).
344
5249-506-073
13.5
Santé humaine
13.5.1
Air
On ne connaît pas de valeurs de mesure concrètes en relation avec la qualité de l’air pour la
zone de projet. Etant donné que l’emplacement n’est pas encore fixé, la qualité actuelle de
l’air ne peut pas être estimée avec précision non plus. On peut supposer que ce sont surtout
les concentrations de base qui seront déterminantes.
Les travaux à exécuter sont d’une telle nature et durée qu’une évaluation quantitative de
l’incidence n’est pas possible. L’incidence doit donc être évaluée de manière essentiellement
qualitative.
13.5.2
Bruit
La description de l’impact sur le climat sonore donnée dans le paragraphe 9.4.2 est
totalement qualitative et est basée sur un certain nombre d’hypothèses qui doivent être
contrôlées. La modélisation sera nécessaire dans le cas d’une EIE de projet ultérieure si l’on
veut exprimer la nuisance acoustique en termes exacts et si l’on veut comparer celle-ci aux
critères applicables pour les nuisances environnementales. A long terme, ces critères de
contrôle pourront évaluer avec le cadre politique.
13.5.3
Les lacunes suivantes dans les connaissances sont importantes :
En raison de l’horizon temporel très long, il est impossible de fournir une estimation
de l’impact d’évolutions futures (p.ex. changement climatique, évolutions
sociétales,…). Dans le chapitre 10, la robustesse est donc uniquement abordée de
manière qualitative. La conclusion est que les options avec gestion passive sont
moins influencées par ces incertitudes que les options de gestion actives.
L’impact est discuté pour la situation normale, mais pour des situations d’accident
(y compris pour les accidents de projet), on ne dispose actuellement que de rares
informations quantitatives.
Le fait que l’emplacement ne soit pas connu entraîne que l’impact radiologique sur
la population dans son ensemble (dose collective) ne peut pas être déterminé
actuellement. La CIPR pose que l’exposition de la population doit être ramenée à
un minimum sans toutefois mentionner de limite spécifique (principe ALARA (17),
(18)). Les incidences collectives peuvent donc jouer un rôle dans le choix de
l’emplacement, mais pas dans le choix de l’option de gestion.
13.6
Aspects sociétaux
Actuellement, les lacunes suivantes dans les connaissances peuvent être mentionnées :
Perception du risque des différentes options de gestion : pour quelques options de
gestion seulement, on dispose de données concernant la perception du risque,
comme p.ex. pour le dépôt géologique.
Perception du risque des déchets de faible activité par rapport aux déchets de
haute activité : pour les études en relation avec la perception du risque, on ne fait
pas toujours une claire distinction entre les déchets de haute activité et de faible
13 Lacunes dans les connaissances
345
activité ou bien l’on pose uniquement des questions concernant l’un de ces deux
types. Certaines connaissances nous manquent donc.
Les limitations éventuelles en matière d’utilisation des sols pour les terrains qui se
trouvent au-dessus des galeries souterraines en cas de dépôt géologique.
Les limitations éventuelles en matière d’utilisation des sols pour le site d’une mise
en forages profonds après la fermeture.
En outre, le niveau stratégique de ce SEA fait que l’on aborde peu en détail les modalités
d’exécution des différentes options de gestion.
13.7
Une certaine incertitude existe en ce qui concerne la mise en œuvre de safeguards en cas
de gestion passive. Jusqu’à nouvel ordre, on applique le « policy paper » de l’AIEA qui
indique que le combustible irradié dans une installation de dépôt géologique est soumis à
des safeguards, y compris après la fermeture de l’installation (72). Il est toutefois possible
que cette obligation soit assouplie au fur et à mesure de l’augmentation des connaissances,
de l’expérience et de la confiance dans le dépôt géologique. Le développement de nouvelles
techniques pour les inspections de safeguards pourrait aussi y contribuer.
346
5249-506-073
14.
CONCLUSION
Ce Strategic Environmental Assessment (SEA) sert de support à une décision de principe
sur la gestion à long terme des déchets radioactifs de haute activité et/ou de longue durée
de vie. Plusieurs options de gestion pour le court terme (la première centaine d’années) et le
long terme (jusqu’à des dizaines de milliers ou centaines de milliers d’années) sont décrites
et évaluées pour ce qui concerne leurs incidences sur l’homme et l’environnement. On ne
considère pas seulement les incidences sur l’environnement sensu stricto, mais aussi les
aspects sociétaux, économiques et éthiques. L’evaluation s’appuie sur une base de
connaissances nationale et internationale étendue.
Etant donné le niveau stratégique de la décision de principe à prendre, le SEA est
également de nature stratégique. Cela signifie que les options de gestion ne sont pas
décrites avec un niveau de détail important et que le site d’implantation n’est pas fixé. Ainsi,
la description et l’évaluation des incidences sont surtout qualitatives et ne peuvent pas se
baser sur des connaissances précises de l’environnement hôte. Des affirmations plus
détaillées sur la portée des incidences seront à l’ordre du jour dans un stade ultérieur,
lorsque les évaluations d’incidences sur l’environnement seront établies pour des sites et/ou
des variantes d’exécution bien définis. Cependant, l’évaluation des incidences au niveau
stratégique permet dès maintenant de tirer quelques conclusions sur les différentes options
de gestion.
Impact radiologique
L’impact radiologique sur l’homme et la nature à court terme est très limité dans des
conditions normales et est similaire pour toutes les options de gestion. Seule l’option du
statu quo est moins performante car la durée de vie des installations existantes
d’entreposage et des conditionnements est limitée.
Même sur le long terme, il n’y a pas de grand risque d’exposition significative à attendre
dans des conditions normales. Pour une gestion active, les barrières ouvragées et la gestion
compétente offrent la protection nécessaire. Pour la gestion passive, la formation hôte
assure la sûreté.
Les différences entre les options de gestion sont plus claires si on considère la robustesse,
autrement dit la mesure dans laquelle les options de gestion sont résistantes à toutes sortes
de modifications. A court terme, les différences ne sont pas significatives ; une robustesse
moins grande s’explique par la durée de vie limitée des installations d’entreposage (option
du statu quo) ou par des incertitudes technologiques (mise en forages profonds). Ce sont
surtout les changements sociétaux qui peuvent à court terme avoir une influence
défavorable sur les options de gestion.
A long terme, la gestion passive (c’est-à-dire le dépôt) est très robuste. Les évolutions
naturelles, les changements dans l’installation même, les événements externes non naturels
ou les évolutions sociétales n’ont que peu d’influence sur la sûreté d’un dépôt géologique ou
d’une mise en forages profonds. La gestion active (entreposage perpétuel) est beaucoup
plus vulnérable aux changements sociétaux. Sans une intervention humaine compétente, le
risque d’exposition significative est important. Le reconditionnement régulier des déchets
entraîne inévitablement une certaine exposition.
Incidences de l’aménagement
Toutes les options de gestion auront un impact significatif sur l’environnement à court terme.
Il s’agit toujours de grands projets de construction, pour lesquels un site d’au moins
14 Conclusion
347
quelques dizaines d’hectares subira des modifications profondes. La perturbation du sol, de
la faune et de la flore, du paysage et des activités humaines présentes est considérable. Les
différences entre les options de gestion sont surtout déterminées par les différences en
occupation de l’espace. Pour une mise en forages profonds, un site bien plus grand que
pour le dépôt géologique ou l’entreposage de longue durée ou perpétuel semble nécessaire
car il faut respecter une certaine distance entre les forages. Pour l’option du statu quo, seule
une extension limitée sur le site existant est nécessaire et la perturbation est par conséquent
réduite.
En plus de l’occupation de l’espace, les travaux de construction sont également
déterminants pour l’impact. C’est surtout le dépôt géologique et dans une moindre mesure la
mise en forages profonds qui impliquent un terrassement important. Les transports par
camion qui y sont liés entraînent une pollution de l’air, une nuisance sonore et une gêne de
mobilité pour les riverains. Pour l‘entreposage de longue durée ou perpétuel et pour l’option
du statu quo, le terrassement est moins important, mais les travaux sont concentrés sur un
période bien plus courte, ce qui résulte temporairement en une intensité plus élevée des
transports. Pour l’entreposage perpétuel, les incidences sont récurrentes. Un risque sérieux
pour la santé ne serait pas à l’ordre du jour.
Le site à long terme
Une grande différence entre la gestion active et passive est la mesure dans laquelle le site
peut être utilisé ou développé à terme. Dans une gestion active, les installations de surface
restent présentes « éternellement » et le site est occupé en permanence. Pour la gestion
passive au contraire, il est en principe possible de démanteler les installations en surface.
Ainsi, un développement naturel ou paysager favorable est possible ou le site peut être
réutilisé pour certaines activités humaines.
Coûts et financement
Toutes les options de gestion entraînent des coûts considérables. Pour le dépôt géologique
et la mise en forages profonds, il est possible de prévoir maintenant les fonds nécessaires. A
long terme, ces options de gestion posent peu ou pas d’exigences financières. La nécessité
d’un reconditionnement régulier pour l’entreposage perpétuel fait que dans la pratique
l’établissement d’un mécanisme de financement adéquat est rendu impossible. Cela signifie
que des charges financières considérables sont transmises aux générations futures. Il en est
de même pour les options de gestion non définitives : les coûts pour la mise en œuvre d’une
option de gestion définitive seront dans ce cas toujours transférés.
Aspects éthiques
Les arguments éthiques sur base de principes acceptés internationalement, comme le
principe de précaution, le développement durable et l’équité intragénérationnelle et
intergénérationnelle entraînent une préférence pour les options de gestion passive. La
responsabilité est prise dans ce cas au sein de la génération actuelle et il n’y a plus de
charges transmises aux générations futures. Le financement est assuré par les pollueurs
actuels (notamment les producteurs d’électricité nucléaire). On peut y opposer le fait que la
flexibilité et la liberté de choix pour les générations futures sont plus grandes dans la gestion
active.
Les installations pour l’entreposage de longue durée ou le dépôt de déchets radioactifs ne
sont pas considérées comme des cibles attrayantes pour des actes malveillants. La
localisation souterraine dans le cas d’un dépôt géologique ou d’une mise en forages
348
5249-506-073
profonds est un avantage supplémentaire. Cela n’enlève rien au fait qu’il faut prendre les
mesures de sécurité nécessaires sur le site.
Les contrôles effectués par l’AIEA et l’EURATOM dans le cadre des safeguards pour les
installations d’entreposage peuvent se faire avec des techniques classiques. Pour le dépôt
géologique et la mise en forages profonds, des techniques plus complexes sont
nécessaires. Le vol de matière nucléaire est bien plus difficile à cause de la location
souterraine.
14 Conclusion
349
350
5249-506-073
RÉFÉRENCES
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—.
Proceedings
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Euradwaste
http://cordis.europa.eu/fp7/euratomfission/.
2008
Conference.
[Online]
2008.
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disposal of radioactive waste. Draft version. 2010.
Références
371
372
5249-506-073
ANNEXE A RÉPONSES AUX QUESTIONS ET PRÉOCCUPATIONS ISSUES DE LA
CONSULTATION SOCIÉTALE
La consultation sociétale a mis en avant un certain nombre de questions, de préoccupations
et de valeurs qui étaient considérées comme importantes pour le public (27). Lors de
l’établissement du Plan Déchets et du SEA, il a été tenu compte de ces questions. Le
Tableau 58 reprend les questions les plus importantes, y donne une réponse succincte et
indique dans quels paragraphes il est possible de trouver de plus amples informations.
Annexe A Réponses aux questions et préoccupations issues de la consultation sociétale
A-1
Tableau 58 : Questions et préoccupations de la consultation sociétale et référence aux éléments de réponse
Dépôt géologique
Mise en forages
profonds
durée dans la
perspective du choix
ultérieur d’une option
de gestion à vocation
définitive
Option du statu quo
Entreposage dans
l’attente de l’application
industrielle de
t

STRATEGIC ENVIRONMENTAL ASSESSMENT

Transcription

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