221 Apports de la modélisation sur la compréhension des transferts du tritium dans la biosphère et conséquences pratiques en cas de rejet accidentel Un autre exercice du programme EMRAS concernait une contamination expérimentale d’une culture de soja. L’évolution mesurée du taux d’incorporation de HTO en OBT entre la floraison et la récolte est présentée dans la figure 6. La variation du taux d’incorporation atteint un facteur 1000. Il est indispensable d’utiliser de telles données agronomiques pour améliorer la précision des évaluations. D’autres informations intéressantes sont à mentionner : En absence d’intervention, la dose intégrée par les enfants en bas âge est sensiblement identique à celle des adultes. Les activités massiques des produits animaux sont inférieures à celles des végétaux. Pour un rejet de HT, l’impact est de l’ordre de 1% à 3% de celui d’un rejet d’HTO de même activité. Comme pour les rejets continus, ceci s’explique par la quasi-absence de contamination air-plantes et à une vitesse de dépôt moindre (environ d’un facteur 20) (Davis,1995). Pour les particules, l’importance des mécanismes en jeu dans l’environnement devrait être dépendant de chaque hydrure ou matériau tritié. Si l’on dispose d’informations sur la voie inhalation (Maubert 2008), le comportement du tritium entre particules et végétaux, puis animaux et l’absorption par voie digestive apparaissent mal connus. L’usage, dans le domaine de la Sûreté, est de considérer des situations d’incendies avec libération total du tritium sous forme de vapeur d’eau. Cette approche correspond à la voie de libération du tritium la plus plausible sachant par ailleurs que les mises en suspension de poudre sont généralement inférieures à 1% des inventaires. On peut ainsi supposé que les scénarios retenus enveloppent le cas de mises en suspension de poudres, cependant cela reste à valider. 3 Conséquences pratiques sur les aspects réglementaires relatif au tritium. Le tritium est un émetteur β de faible radiotoxicité, ayant une énergie moyenne par désintégration de 5,7 keV (bien plus faible que les émetteurs βγ de référence 60Co 90Sr et 137Cs ayant des énergies de l’ordre de 1 MeV), mais il peut être assez facilement mesuré dès lors qu’il est isolé. Dans la plupart des documents techniques basés sur l’impact radiologique, les limites fixées ou proposées pour le tritium sont beaucoup plus élevées que pour d’autres radionucléides usuels. C’est le cas de la directive européenne relative à la radioprotection (UE 1996), ou la norme de l’Organisation Mondiale de la Santé pour l’eau potable (OMS 2004). Mais le plus souvent, les valeurs réglementaires se réfèrent à des groupes de radionucléides ou à des types d’émission (par exemple les émetteurs βγ) sans tenir compte de la radiotoxicité des éléments. Dans ce type de documents, le tritium est généralement assimilé à d’autres nucléides et par simplification se trouve ainsi pénalisé d’un facteur 10 voire souvent 100. C’est le cas pour la limite d’activité surfacique de la réglementation du transport, et ce pourrait être également le cas pour la limite de commercialisation des produits alimentaires après accident. Nous développerons ici ce dernier point car il n’a pas encore de caractère réglementaire. La Commission internationale de radioprotection (ICRP 1991) retient comme référence un niveau de dose de 10mSv en un an pour des personnes vivant en autarcie. La commission du Codex Alimentarius considère de son côté une dose de 1mSv pendant une année après accident, en retenant une consommation de 650 kg.an-1 et 10% de produit d’origine locale (Alinorm 2006a) ce qui reste cohérent avec l’approche de la CIRP. Cette commission a également adoptée (Alinorm 2006b) une valeur pour la commercialisation de produits alimentaires de 103 Bq.kg-1 pour les produits pour bébés et de 104 Bq.kg-1 pour les autres produits. On note que les doses correspondantes sont évaluées respectivement à 2µSv et à 20µSv, et non 1 mSv comme pour les autres radionucléides. Dans le scénario accidentel d’EMRASS, les modélisateurs ont calculé des concentrations dans les légumes à 1h et à 48h après rejet avec les hypothèses de dose et de consommation du Codex (Figure 7). Deux résultats sont à rejeter, l’un dans le cas nocturne (n°3) pour un modèle qui ne prend pas en compte l’incorporation du tritium pendant la nuit, mais considère seulement la contamination à partir du sol au matin suivant, l’autre pour le cas diurne ensoleillé (n°1) pour la valeur calculée à 48h, le modèle ne traitant pas de la contamination du végétal par l’eau tritiée provenant du sol. Toutes les valeurs de concentration données par les modèles se situent entre 5.106 et 5.109 Bq.kg-1 une heure après l’accident et entre 2.106 et 1.108 Bq.kg-1 à 48 h, pour un légume feuille frais. Ces valeurs sont indépendantes des conditions atmosphériques au moment du rejet. Elles peuvent être comparées aux recommandations de l’’US-DOE 107 Bq.kg-1 (US.DOE 2006) ou aux niveaux d’action des directives canadiennes (3.104 Bq.kg-1 pour le lait et 105 Bq.kg-1 sous la forme d’OBT pour les produits alimentaires commercialisés (Health Canada 2007). Fig. 6 : Incorporation d’OBT à la récolte en fonction de l’instant de la contamination.
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