We studied the diffusive transport of Cs, Np, Am and Co in compacted sandbentonite mixtures by using the through-diffusion method. The experiments for Cs were performed under various aqueous compositions. Effective diffusivity (De) values of 4.7×10–10 to 5.9×10–9 m2 s–1 were obtained with a somewhat large variation. Apparent diffusivity (Da) values, on the other hand, showed less variation, ranging from 2.0×10–12 to 6.2×10–12 m2 s–1. The results indicated that diffusive flux was proportional to the concentration gradient on the basis of the amount of Cs in the unit volume of the compacted sand-bentonite mixtures rather than the Cs concentration gradient in pore water. Because the former concentration gradient in the mixtures was nearly equal to that of adsorbed Cs, the diffusion of Cs in the mixtures was probably dominated by the concentration gradient of the Cs adsorbed on the mixtures. In addition, the effective/apparent diffusivity of 237Np(IV) and apparent diffusivity of 241Am(III) and 60Co(II) in the mixtures were determined in 0.3/0.03 mol l–1 (NH4)2CO3/Na2S2O4 solution.

In situ migration experiments using different radiotracers have been performed in the HADES Underground Research Facility (URF), built at a depth of 225 m in the Boom Clay formation below the SCK–CEN nuclear site at Mol (Belgium). Small-scale experiments, mimicking laboratory experiments, were carried out with strongly retarded tracers (strontium, caesium, europium, americium and technetium). Contrary to europium, americium and technetium which are subjected to colloid mediated transport, the transport of strontium and caesium can be described by the classic diffusion retardation formalism. For these last two tracers, the transport parameters derived from the in situ experiments can be compared with the laboratory-derived values. For both tracers, the apparent diffusion coefficients measured in the in situ experiments agree well with the laboratory-derived values.

In the large-scale experiments (of the order of metres) performed in the URF, non-retarded or slightly retarded tracers (HTO, iodide and H14CO3–) were used. The migration behaviour of these tracers was predicted based on models applied in performance assessment calculations (classic diffusion retardation) using migration parameter values measured in laboratory experiments. These blind predictions of large-scale experiments agree well in general with the experimental measurements. Fitting the experimental in situ data leads to apparent diffusion coefficients close to those determined by the laboratory experiments. The iodide and H14CO3– data were fitted with a simple analytical expression, and the HTO data were additionally fitted numerically with COMSOL multiphysics, leading to about the same optimal values.

Understanding the environmental and biogeochemical behaviour of radionuclides is essential for managing our nuclear legacy safely. Remediation efforts and the concept of geological disposal of nuclear waste focus on immobilizing radionuclides within the subsurface. Here we review recent developments in the understanding of solid-phase capture processes of Cs, Sr, Tc, U, Pu and Np. Abiotic interactions between minerals and these radionuclides (including sorption, reductive precipitation and co-precipitation) have been studied in various conditions. Microbially driven processes are much less well characterized, for example the effects of microbial reduction on the structure and reactivity of existing minerals, or their role in the formation of new minerals. Metabolites released by bacteria can play a role in both mineral dissolution and formation, and better understanding their release and role in mineralization has great potential in the development of solid-phase capture processes for radionuclides.

With the aid of a map of the research landscape covered by this review (created using a cluster-analysis tool, a self-organizing map), we highlight the most promising sequestration processes for specific radionuclides. However, radionuclides exhibit highly species-specific behaviour in their interactions with minerals and microorganisms. More research is required to characterize the role mineral surfaces play in bioreductive immobilization of Pu and Np, the reduction products formed, and their relative stability. Further studies should concentrate on more environmentally relevant experiments that include bacteria, minerals and radionuclides.

Cesium kupletskite has been renamed kupletskite-(Cs) with the approval of the IMA Commission on New Minerals, Nomenclature and Classification, because the name of a mineral species should be a single word and the International Union of Pure and Applied Chemistry spelling is caesium. The presence or absence of parentheses around the suffix chemical-element is discussed. The advantages of the chemical-element suffix nomenclature are stated.

Pollucite is a silicate mineral of the rare element caesium, occurring in granitic pegmatites. Experiments have been carried out at 450, 600, and 750°C, 1.5 kbar, to study the equilibrium between pollucite, albite and the co-existing hydrothermal solution. When pollucite co-exists with albite, the alkaline composition of the solution is buffered. The Cs/Na ratio of the solution has been determined to be 0.11 at 450°C 0.22 at 600°C and 0.23 at 750°C. Pollucite contains about 15 mol.% of sodium, whereas albite is almost purely sodic. In nature, pollucite with more than 82 mol.% caesium has never been found. This can be explained by the absence of solutions in granitic pegmatites having a higher Cs/Na ratio than those determined by us.

Cementitious matrices are being assessed for immobilization of radioactive wastes. This paper discusses some mineralogical aspects of cement chemistry and the uses of siliceous minerals as selective sorbants to enhance immobilization potential.

Studies of sorption and leaching of caesium from pulverized fuel ash (PFA), blast furnace slag, tobermorite, xonotlite, and clinoptilolite are reported. The role of incorporation of these additives in cement and the effect on the nature of the composite matrix on caesium behaviour has been investigated. Specific mechanisms of the interaction of additives with highly alkaline cement environment are described. While slags, PFA, and clinoptilolite undergo reaction at different rates, tobermorite and xonotlite appear to be stable in cement.

Compreignacite, a naturally occurring potassium uranyl oxide hydrate, is an expected alteration product of spent nuclear fuel subjected to oxidative corrosion in the presence of water. Ion-exchange experiments were performed using natural crystals of compreignacite in a 2 M CsCl solution at 180°C for 24 h, and in a 100 ppm CsCl solution at 90°C for 14 days. Exchange of Cs into crystals of compreignacite was demonstrated by crystal-structure analysis for a crystal from 2 M solution and chemical analysis for crystals from both exchange experiments. The structure of Cs-exchanged compreignacite is hexagonal, space group P2m, a= 14.1014 (18) Å, c = 15.127(3) Å, V = 2605.1(7) Å2. It was solved by direct methods and refined on the basis of F2 for all unique reflections to a final R1 = 6.37%. The structure determination demonstrated almost complete exchange of Cs for K in the interlayer of the structure, as confirmed by compositional analysis of the crystals, and provided the formula Cs6[(UO2)12(OH)10O10](H2O)3.5, Z= 2. The structure of Cs-exchanged compreignacite contains α-U3O8-type sheets of uranyl pentagonal bipyramids that are topologically identical, although compositionally distinct, to those in compreignacite. Compreignacite crystals placed in 100 ppm CsCl solution also incorporated substantial Cs by ion exchange. Ion exchange experiments, using Cs-exchanged compreignacite from earlier experiments, in 2 M KCl solution at 90°C for 14 days showed that compreignacite will retain significant Cs in the presence of a solution rich in K. These experiments indicate that formation of compreignacite structure-type phases in a geological repository due to alteration of nuclear waste may significantly impact upon the mobility of Cs, either by direct incorporation of Cs into growing crystals, or by exchange of Cs into earlier-formed crystals of compreignacite when they contact Cs-bearing solutions.

Pour répondre à leur obligation de reprises de sources scellées devenues sans emploi oupérimées, le CEA et CISBIO international ont, en 2009, créé le groupement d’intérêt public(GIP) sources HA qui a pour objet d’assurer la récupération, le conditionnement, ainsi quel’élimination des sources radioactives scellées de haute activité (SSHA), notamment decésium-137 et de cobalt-60, qu’ils ont fabriquées et distribuées en France. Le GIP peutégalement reprendre les sources orphelines de même nature, ce qui inclut les sources sansdétenteur autorisé et les sources sans filière de reprise ou d’élimination. Afin derécupérer l’ensemble de ces sources d’ici 2016, le GIP souhaite entrer en contact avec lesutilisateurs afin d’identifier leurs besoins et leurs intentions et de planifier le retourdes sources. Parallèlement, CISBIO et le CEA continuent à assurer les mêmes missions pourles autres sources dont ils ont été fournisseurs ou fabricants. Seul, ou en partenariat,le GIP, CISBIO et le CEA souhaitent optimiser cette mission de service public : (1) endéveloppant les services connexes rendus aux utilisateurs ou aux fournisseurs actuels, et(2) en déployant une stratégie d’élimination des sources destinée à écarter le risque desaturation des capacités d’entreposage.

Lors du passage du nuage de Tchernobyl, en France, les dépôts ont été les plus élevés dans la partie Est du pays. Dû à des précipitations importantes entre le 1er et le 5 mai 1986, notammentdans le Mercantour, cette région a reçu des dépôts significatifs en césium. En septembre 1997, en collaboration avec le Parc National du Mercantour, une campagne d'échantillonnage et de mesure de champignons et de baies a été menée dans la forêt du Boréon, entre 1 500 et 1 700 m d'altitude. La concentration maximum en 137Cs dans des champignons a été : 130,31 5,5 Bq kg-1 frais pour des Lactaires délicieux et la concentration minimum dans des Coulemelles : 1,0 1 0,1 Bq kg-1 frais et dans les baies : 1,8 1 0,1 Bq kg-1 frais pour des Myrtilles. Dans les sols, les activités surfaciques déterminées pour le même radionucléide ont varié entre 16 et 92 kBq m-2, ce qui est conforme aux résultats déjà trouvés par l'IPSN dans ce secteur. La part des retombées anciennes par rapport à Tchernobyl est en moyenne de 40 % des valeurs totales mesurées en 137Cs.

Un accident sur un réacteur nucléaire avec dépôt de radionucléides sur des surfaces urbaines pourrait présenter un danger d'irradiation externe pour les populations. Afin d'appréhender cerisque, et compte tenu du peu de données disponibles dans la littérature, il nous est apparu opportun de tester en laboratoire l'efficacité de techniques dedécontamination sur des surfaces urbaines judicieusement choisies avant d'envisager une étude de faisabilité à plus grande échelle. L'originalité de ce travail a consisté à évaluer, par le biais d'expérimentations en milieu contrôlé, l'efficacité d'une pluie et de lavages avec des solutions agressives sur des tuiles en argile et du béton contaminés avec desaérosols de césium et de strontium. L'eau de pluie s'est révélée peu efficace pour éliminer les radionucléides, son action est d'autant plus faible que l'intensité de la pluie est élevée. Une plus grande efficacité a été obtenue après 2 h 30 de lavage avec la solution NH4Cl (0,1 mol l-1) appliquée directement après la contamination. L'activité résiduelle est alors de 90 % sur les tuiles et de 40 % sur le béton. Les résultats obtenus sont moyens pour le béton mais peu satisfaisants pour les tuiles et confirment, dans des conditions de dépôt accidentel, la difficulté de déplacer une telle contamination.

En cas de rejets radioactifs accidentels, l'eau potable ne représenterait pas la première préoccupation pour la définition du risque radiologique global ; cependant, elle constituerait le plus souvent la première inquiétude du consommateur. Les résultats présentés sont issus d'expérimentations réalisées en laboratoire et dont l'objectif était d'évaluer dans les mêmes conditions l'efficacité de deux filières de traitement d'eau potable sur l'élimination des radionucléides césium et strontium. Pour cela, une eau de captage a été contaminée avec des aérosols radioactifs représentatifs d'un accident. Puis, elle a été potabilisée d'une part, à l'aide d'une filière classique (clarification et filtration sur sable puis sur charbon actif), et d'autre part, par une technique moins classique mais facilement intégrable au sein d'une filière déjà existante, dans laquelle le sable est remplacé par de la zéolite. Le rendement à la fin du traitement utilisant le sable est moyen pour le césium (de 67 à 73 % selon le type de coagulant injecté) et devient franchement médiocre pour le strontium (entre 46 et 51 %). Les résultats obtenus avec la filière comprenant de la zéolite sont très satisfaisants. Les rendements en fin de traitement atteignent 99 % aussi bien pour lestrontium que pour le césium et ce, quelque soit le type de coagulant utilisé. La présente étude a donc permis de démontrer la faible efficacité des traitements dits " classiques " d'eau potable face à l'élimination des radionucléides césium et strontium, mais aussi d'esquisser les traits d'une nouvelle filière encore à perfectionner de décontamination radioactive de l'eau.