Dobson et Kwan, (1976) concluent à une augmentation de l’EBR du tritium avec la diminution de la dose d’exposition : 1,6 lorsque la dose est de 400 mGy et 3 lorsque qu’elle est de l’ordre de 10 mGy. Dans Saintigny et al., 2008, les auteurs ont observé des faits similaires : en comparant les effets induits par de la [3H]thymidine tritiée, par de la [14C]thymidine et par des rayons gamma, ils ont observé que la thymidine tritiée induisait plus d’effets à faible dose que la [14C]thymidine (LD30s de la [3H]thymidine : 470 mGy par noyau ; LD30s de la [14C]thymidine : 1,53 Gy par noyau), les rayonnements gamma n’induisant pas d’effet pour des doses équivalentes. De même, il a été observé une augmentation des effets avec la diminution du débit de dose (entre 18 mGy h-1 et 900 mGy h-1) (Tauchi et al., 2002). Dans certaines expériences, il a été montré que l’exposition à des doses non-létales délivrées par des molécules tritiées (comme à d’autres sources de rayonnements : voir par exemple Ikushima et al., 1996) provoquait l’induction de mécanismes efficaces de réparation de l’ADN chromosomique (Cortés et al., 1990 ; Okada et Momoshima, 1993).
Les coefficients de dose de l’HTO et de TOL retenus par la CIPR dans l’état actuel des connaissances sont différents et varient en fonction de l’âge (Tableau 1-9).
Tableau 1-9 : Coefficients de doses retenus par la CIPR pour l’HTO et le TOL selon l’âge de la personne exposée d’après (Hill et Johnson, 1993)
Age HTO (Sv Bq-1) TOL (Sv Bq-1) 3 mois 5,5 x 10-11 1,0 x 10-10 1 an 4,1 x 10-11 1,1 x 10-10 5 ans 2,6 x 10-11 6,7 x 10-11 10 ans 1,9 x 10-11 5,4 x 10-11 15 ans 1,6 x 10-11 4,0 x 10-11 Adultes 1,6 x 10-11 4,0 x 10-11
Les questions de radioécologie et de radiotoxicologie sont encore nombreuses en ce qui concerne le tritium.
4 - Données sanitaires du tritium
Tout d’abord, les méthodes de séparations et de mesures des différentes formes du tritium souffrent encore d’un manque d’uniformité entre les auteurs bien que les méthodes employées convergent progressivement. Le constat est le même quant à l’emploi de la terminologie, surtout lorsqu’il est question de TOL ou d’OBT, termes qui sont entachés d’ambigüité. Ces lacunes peuvent être à l’origine de défauts dans la représentation qu’on se fait de la répartition du tritium dans les différents compartiments de l’environnement et en particulier ceux du vivant.
Ensuite, la circulation du tritium le long de chaînes alimentaires est encore l’objet de peu d’études, notamment concernant les situations d’exposition chronique d’écosystèmes continentaux. La connaissance des transferts du TOLne est particulièrement pauvre en résultats (Thompson et al., 2011). Une des difficultés de ces études est la multiplicité des formes de TOLne possibles alors que ce point conditionne justement les équilibres de transferts entre compartiments. Une plus grande précision dans l’étude des formes de TOLne apparaît donc comme nécessaire, en progressant vers la mesure de l’activité tritium des différentes molécules composant une matrice.
Deux questions de radiotoxicologie découlent de ces constats :
- existe-t-il des voies de transfert privilégiées de molécules pouvant conduire à des enrichissements ou appauvrissements à l’échelle de l’organisme, de l’organe, du tissu ou de la cellule ?
- existe-t-il des molécules tritiées ayant une radiotoxicité significativement supérieure à ce qui est estimé actuellement pour le tritium sous forme d’eau ou de matière organique générique ?
Les travaux de thèse présentés dans ce mémoire s’inscrivent dans cette problématique.
L’étude d’un agrosystème dans les conditions d’une exposition chronique à des rejets atmosphériques de tritium permet d’apporter des éléments de réponses. D’abord, l’étude de la tritiation de cultivars permet de considérer l’influence de l’espèce et de la localisation sur l’intégration du tritium et d’étudier les éventuels effets isotopiques au sein des composants d’un même échantillon. Le suivi de cheptels bovins, dont l’alimentation et l’abreuvement sont
essentiellement issus de l’environnement proche, permet de comparer les activités absorbées et celles excrétées dans le lait. L’étude de la tritiation du lait permet également de voir si des différences existent entre les principaux composants organiques.
Compte tenu des difficultés propres à la mesure du tritium, l’aspect méthodologique et métrologique revêt une importance particulière pour s’assurer de la précision et de la pertinence nécessaires à cette étude.
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Afin de pouvoir apporter des éléments de réponse aux questions soulevées dans la bibliographie, il est nécessaire de s’assurer que les mesures faites sont justes. En effet, compte tenu de l’ubiquité et de la grande mobilité du tritium, on peut supposer que la réalisation d’une étude environnementale à Valduc pourrait s’accompagner de biais importants dans nos mesures. Il est donc nécessaire de s’assurer que les méthodes mises en œuvre permettent de s’affranchir d’éventuels biais lors des mesures. Après avoir décrit les méthodes de préparation des échantillons et de mesure du tritium utilisées au cours de l’étude, nous aborderons les méthodes employées pour l’évaluation de la pertinence de celles apparues particulièrement importantes. L’étude environnementale sera ensuite décrite.
La mesure du tritium dans les échantillons doit s’affranchir de deux difficultés : la faible énergie du rayonnement β émis et la multiplicité des formes que peut prendre le tritium dans une matrice biologique. Les méthodes décrites ci-dessous permettent d’étudier le tritium dans tous les compartiments environnementaux.
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L’activité volumique tritium de l’essentiel des échantillons a été mesurée par comptage en scintillation liquide, utilisant un tricarbotrimètre PerkinElmer Tri-Carb 2910 TR. Le liquide scintillant utilisé durant cette étude a été l’Ultimagold LLT de Packard.
Le terme « quenching » regroupe l’ensemble des phénomènes physico-chimiques qui diminuent l’efficacité lumineuse du scintillateur. Bien que tous les comptages durant la thèse aient été réalisés sur de l’eau (distillée et neutralisée quand nécessaire), un phénomène de quenching subsiste et a dû être pris en compte lors des mesures. Cela est rendu possible par l’établissement d’une courbe de quenching spécifique au détecteur, au liquide scintillant utilisé ainsi qu’au volume du mélange échantillon-liquide scintillant (géométrie). Cette courbe
1 - Descriptions des techniques analytiques
de quenching établit une relation entre le rendement de détection des photomultiplicateurs et l’affaiblissement lumineux. Dans les pratiques du Laboratoire de Métrologie et de Surveillance de l’Environnement, cette courbe de quenching est établie chaque année afin de corriger des éventuelles baisses de rendements des photomultiplicateurs.
Chaque semaine, et tel que préconisé dans le document technique du constructeur du tricarbotrimètre, une série de trois standards est passée afin de contrôler le bon fonctionnement des photomultiplicateurs en rendement et en bruit de fond. Le rendement tritium sur le tricarbotrimètre utilisé au cours de la thèse ne s’est jamais écarté de plus de 1,5 % de la valeur mesurée au moment de l’établissement de la courbe de quenching. En complément, un bruit de fond est mesuré et vérifié chaque semaine à l’aide d’un mélange de 10 mL d’eau de Vignolle (activité volumique < 1 Bq.L-1) et de 10 mL de liquide scintillant
Compte tenu de l’activité volumique de nos échantillons (entre < 5,8 Bq. L-1 et jusqu’à 300 Bq.L-1), 10 mL d’eau sont mélangés à 10 mL de liquide scintillant dans un flacon de polyéthylène antistatique. Le mélange est opéré jusqu’à l’obtention d’un milieu homogène.
L’échantillon ainsi préparé est ensuite placé dans le tricarbotrimètre au moins 2 h avant le début de la mesure afin de limiter le risque de luminescence parasite.
Lorsque le volume d’échantillon n’est pas suffisant, l’échantillon est placé dans un flacon de 20 mL dont la masse est préalablement tarée. La masse de l’échantillon est alors mesurée puis l’échantillon est complété par de l’eau de Vignolle jusqu’à avoir 10 g d’eau. La fin de la préparation de la mesure se déroule alors comme décrit ci-dessus.
Avant la mesure de chaque série d’échantillons, une préparation de 10 mL d’eau de Vignolle et 10 mL liquide scintillant est comptée avant chaque série d’échantillon. Le taux de comptage correspondant est utilisé comme bruit de fond et déduit de l’activité volumique mesurée sur les échantillons.
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L’activité volumique de l’échantillon, l’incertitude qui lui est associée ainsi que le seuil de détection et la limite de détection sont déterminés à partir des conditions du comptage, des paramètres propres au tricarbotrimètre et au liquide scintillant et des impulsions dénombrées par les photomultiplicateurs à partir des formules qui suivent.
• Activité volumique
− N : nombre d’impulsions totales brutes,
− Bdf : nombre d’impulsions de bruit de fond,
− tc : durée de comptage (en s),
− Rdtd : rendement de détection,
− pe : prise d’essai (en L),
− C : facteur de correction (dilution, distillation…).
• Incertitude relative :
− k : facteur d’élargissement
− N : nombre d’impulsions totales brutes,
− Bdf : nombre d’impulsions de bruit de fond,
− Rdtd : rendement de détection,
− pe : prise d’essai (en L),
− C : facteur de correction (dilution, distillation…),
− urel : incertitude relative systématique.
1 - Descriptions des techniques analytiques
− k : facteur d’élargissement
− α : risque de première espèce
− Bdf : nombre d’impulsions de bruit de fond,
− tc : durée de comptage (en s),
− Rdtd : rendement de détection,
− pe : prise d’essai (en L),
− C : facteur de correction (dilution, distillation…).
• Limite de détection
− k : facteur d’élargissement
− β : risque de 2ème espèce
− tc : durée de comptage (en s),
− Rdtd : rendement de détection,
− pe : prise d’essai (en L),
− C : facteur de correction (dilution, distillation…),
− urel : incertitude relative systématique.