Radioprotection
de l’environnement//Synthèse et perspectives
Edition du 1er juillet 2006

doc

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Radioprotection del’environnement
1er juillet 2006
•IRSN 2005-56

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Radioprotection
de l’environnement//Synthèse et perspectives
Première parution le 1ier juillet 2006
Rapport IRSN 2005-56
ISRN IRSN 2005/56-FR© IRSN/2007 --- Tous droits réservésdoc référence
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L’IRSN// en bref
L'Institut de radioprotection et de sûreté nucléaire (IRSN), créé parla loi n°2001-398 du 09/05/2001 et dont les missions etl’organisation ont été précisées par le décret n°2002-254 du 22
février 2002, est un établissement public industriel et commercial(EPIC), placé sous la tutelle conjointe des ministres chargés de la
Défense, de l'Environnement, de l'Industrie, de la Recherche et de laSanté.
Il rassemble plus de 1 500 spécialistes : ingénieurs, chercheurs,médecins, agronomes, vétérinaires et techniciens, experts
compétents en sûreté nucléaire et en radioprotection, ainsi quedans le domaine du contrôle des matières nucléaires et sensibles.

L’Institut exerce des missions d'expertise et de recherche dans lesdomaines suivants :•sûreté nucléaire ;•sûreté des transports de matières radioactives et fissiles ;•protection de l'homme et de l'environnement contre lesrayonnements ionisants ;•protection et contrôle des matières nucléaires ;•protection des installations et des transports de matières
radioactives et fissiles contre les actes de malveillance.

Doctrine et synthèse
Editions propriété de l’IRSN
77-83, avenue du Général de
Gaulle92140 Clamart
Tél : 01-58-35-88-88
Site web : www.irsn.fr
Sauf autorisation écrite, tous droits
de traduction, d’adaptation et dereproduction par tout procédé etpour tout type d’usage , sontinterdits. Pour plus d’informations
contacter :IRSN
Frédéric Goldschmidt
BP 1792262 Fontenay aux Roses cedex
Fax : +33 (0) 1 58 35 79 71

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Avant-propos
L'Institut de Radioprotection et de Sûreté Nucléaire conduit desprogrammes de recherche et des études sur les risques nucléaires etradiologiques, il est responsable de missions de service public dansle champ de la prévention de ces risques et il fournit un appui
technique aux autorités publiques compétentes en matière desûreté et de sécurité nucléaires et de radioprotection. A ces
différents titres, l'Institut est amené à prendre position sur uncertain nombre de sujets à caractère scientifique et technique.
Dans le cadre de sa politique de transparence et avec le souci demettre à la disposition de l'ensemble des partenaires ou parties
prenantes concernés une information de qualité facilitantl'élaboration de leur propre jugement, l'IRSN publie des "documents
de doctrine et de synthèse", qui présentent la position de l'Institut
sur un sujet particulier.
Ces documents sont élaborés par des experts de l'IRSN, le caséchéant en collaboration avec des experts extérieurs, puis soumis à
un processus de validation sous assurance qualité.
Ils reflètent la position de l'IRSN au jour de leur publication sur sonsite internet. Cette position peut être revue, en fonction du progrèsdes connaissances scientifiques, des évolutions réglementaires, ou
de la nécessité de son approfondissement en réponse à un besoininterne, ou à des sollicitations extérieures.
Ce document peut être librement utilisé et cité, à condition d'en
mentionner la source et la date de publication.
Les commentaires sont bienvenus. Ils peuvent être transmis àl’adresse indiquée en marge en faisant référence au document
auquel ils s’adressent.

www.irsn.org

Doctrine et synthèse
IRSN
BP 17
92262 Fontenay aux Roses cedex
Fax : +33 (0) 1 58 35 79 71

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Jacques Repussard
Directeur Général© IRSN/2007 --- Tous droits réservésdoc référence
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5//Liste desauteurs
Document réalisé par le service d’étude
du comportement des radionucléides
dans les écosystèmes – SECRE –Direction de l’Environnement et de l’Intervention – DEI Christelle Adam
Karine Beaugelin-Seiller
Jean-Christophe Gariel (rapporteur)
Jacqueline Garnier Laplace
Rodolphe Gilbin
Pascale Henner
Olivier Simon© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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Résumé
La revue bibliographique de synthèse qui fait l’objet de ce document
présente les principales avancées dans le domaine de l’évaluation du risqueà l’environnement associé aux radionucléides depuis ces cinq dernières
années. Elle est basée sur une réflexion comparative entre les méthodes
qui existent pour les substances chimiques et celle qui est en cours dedéveloppement pour les substances radioactives. L’accent est
principalement mis sur les méthodologies développées à l’échelle
européenne. Après une description sommaire de la problématique générale
accompagnée d’un bilan du contexte européen et international, lesconcepts de base de l’évaluation du risque environnemental sont présentésainsi que ses principales composantes (formulation du problème, analyse
des effets, analyse des expositions et caractérisation du risque). Lesdiverses méthodes de caractérisation du risque sont passées en revue avec
un examen comparatif détaillé entre la méthodologie recommandée pourles substances chimiques dans le cadre du guide technique européen(Technical Guidance Document ; EC, 2003) et celle en cours dedéveloppement dans le cadre du 6ème PCRD pour les radionucléides
(ERICA). Les principales différences entre les radionucléides et les
substances chimiques stables à prendre en compte dans la mise en placed’une méthode d’évaluation du risque environnemental sont soulignéespour conclure cette partie :1/ la référence obligatoire à la dose (en Gy) ou au débit de dose(en Gy/h) pour intégrer exposition et effets car lesconnaissances actuelles sur les effets des radionucléides sonttoutes rapportées à cette grandeur ;2/ la nécessité de considérer deux voies d’irradiation, externe etinterne ;3/ l’absence de tests normalisés ou même recommandés pourévaluer l’écotoxicité des radionucléides.
Un état de l’art sur les connaissances relatives aux critères de protection
de l’environnement (ou valeurs de comparaison) est ensuite présenté.
Parmi les méthodes présentées pour dériver et utiliser des valeurs decomparaison (valeurs « benchmark ») pour les substances chimiques,
toutes sont applicables pour les radionucléides. La nécessité de cohérence
des deux systèmes (substances chimiques et radionucléides) suggèred’adopter les caractéristiques communes suivantes :1/ le caractère générique (par opposition à site-spécifique) desvaleurs de comparaison dérivées pour être utilisées lors de© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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7l’étape de screening d’une approche de l’évaluation du risquegraduée ;2/ la flexibilité des techniques utilisées pour dériver ces valeursbenchmarks, avec l’ordre de préférence suivant : SSD>Facteurd’extrapolation>Partition à l’équilibre ;3/ la protection de 95% des espèces constituant l’écosystème ou
la communauté (si l’approche statistique est conduite pour ungroupe taxonomique donné) ;4/ la protection contre les effets sublétaux pouvant avoir un
impact à l’échelle des populations sur le long terme (testsd’écotoxicité chronique sur reproduction et/ou croissance
préférés). Ces méthodes sont applicables quel que soitl’écosystème concerné.
Les outils et modèles existant pour effectuer les calculs dosimétriquesnécessaires à la mise en œuvre d’une évaluation du risque à
l’environnement pour des radionucléides sont ensuite présentés demanière succincte, incluant le concept d’organismes de référence.
Le document fait part d’une réflexion sur la surveillance del’environnement autour des sites rejetant des substances radioactives.
Actuellement, cette dernière correspond principalement à une surveillanceradiologique qui vise à apprécier les niveaux de radioactivité dans lesdifférentes composantes de l’environnement participant à lacontamination de la chaîne alimentaire ou à apprécier l’évolution dans letemps et l’espace des rejets par des mesures régulières sur desbioindicateurs. La mise en place d’un système d’évaluation du risqueenvironnemental pour les radionucléides nécessite de développer desstratégies de surveillance écologique destinées à obtenir en complément
des données de la surveillance radiologique (qui doit être adaptée àl’objectif de protection de l’environnement en complément de celui deprotection de l’homme), des données permettant de vérifier la pertinence
de l’évaluation. Dans la mesure où la surveillance écologique s’intéresse àl’étude des effets sur les écosystèmes, ces stratégies ne sont pas
différentes de celles utilisées pour d’autres stresseurs comme par exemple
les substances chimiques ou un stresseur physique tel que la température.
Du fait de la présence de stresseurs multiples dans l’environnement, l’étape
la plus difficile de la surveillance écologique est d’établir le cas échéant,une causalité entre la mise en évidence d’un effet et la présence d’unpolluant spécifiqueAu final, l’état de l‘art présenté dans ce document montre la faisabilité del’adaptation de méthodes pour l’évaluation du risque aux écosystèmesassocié à la présence ou au rejet de substances radioactives dansl’environnement. La phase de conception de cette méthode, en cours àl’IRSN et au niveau européen dans le cadre du programme ERICA doit

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8évidemment s’enrichir du retour d’expérience de l’application à des casd’études réels variés. Elle doit également être poursuivie par :1/ la conception et le développement de méthodes d’évaluationcomparative du risque pour les écosystèmes quel que soit lestresseur considéré (substances chimiques et radioactives enparticulier) ;2/ une réflexion sur l’utilisation possible des informations qui
proviendraient de la surveillance écologique in situ pour une
intégration en tant que «preuves» dans une démarched’évaluation du risque « multistresseurs » aux écosystèmes.
Pour toute situation réelle, ces méthodes permettront de démontrer queles rejets de radionucléides dans l’environnement sont associées (ou non)à un risque environnemental acceptable pour l’objet et le niveau deprotection sélectionnés .

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Avant propos
Ce document de synthèse complète le document de présentation dela stratégie de l’IRSN dans le domaine de la protection del’environnement.

Remerciements

Protection de l’environnement,orientation de l’IRSN
Rapport IRSN 2005-48
Edition du 7 avril 2005
ISRN IRSN-2005/48-FR

Ce travail de synthèse critique sur l’état de l’art dans le domaine dela radioprotection de l’environnement en général et plus
spécifiquement dans celui de l’évaluation du risque pour lesécosystèmes a bénéficié pour certains aspects du support financier
d’EDF (GGP-Environnement), de l’ANDRA et de la Commission
Européenne (ERICA-6ème PCR domaine Euratom).

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Sommaire
1/ Introduction

14

2/ Evolution et enjeux actuels

17

2/1 De la radioprotection de l’homme à la radioprotection de17
l’environnement
2/2 Pourquoi mettre en place un système de radioprotection de
19
l’environnement ?

3/ Etat des connaissances sur les effets desrayonnements ionisants
3/1 Diverses catégories d’effets biologiques

2222

3/2 Effets stochastiques : signification écotoxicologique de la24
génotoxicité
3/3 Effets déterministes chez l’individu et conséquences sur la
25
dynamique des populations
3/4 Bilan des connaissances sur la radiobiologie des espèces non
26
humaines

4/ Quelles bases

32

5/ Evaluation du risque écologique38

5/1 Définitions et concepts de base38

5/1/1 Définitions des différentes phases d’une méthoded’évaluation du risque5/1/2 Lien entre caractérisation et gestion du risque5/1/3 Position de l’analyse des effets dans la démarche decaractérisation du risque5/1/4 Approche graduée

38
41
42
43

5/2 Etude comparée entre méthodes existantes applicables aux
substances chimiques et méthodes existantes ou en cours de46
développement pour les radionucléides
5/2/1 Principaux critères définissant une méthode decaractérisation du risque
5/2/2 Méthodes utilisées pour combiner exposition et effets
5/2/3 Estimation du risque à partir de données de terrain

46
48
49

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11

5/2/4 Estimation du risque par comparaison de valeurs ponctuelles
d’exposition et d’effets
50
5/2/5 Estimation du risque par comparaison de valeurs ponctuelles
d’exposition et d’effets – Prise en compte de l’incertitude51
5/2/6 Estimation du risque par comparaison des distributions
d’exposition et d’effet (méthode probabiliste)51

5/3 Etude comparée des méthodes existant ou en cours dedéveloppement en Europe pour les substances chimiques et les
52radionucléides
5/3/1 Guide technique européen pour les substances chimiques 52
5/3/2 Cadre pour l’évaluation de l’impact des radionucléides
(FASSET) et développement en cours pour la caractérisation durisque (ERICA)
60
5/3/3 Faisabilité de l’adaptation aux radionucléides des méthodesd’évaluation du risque environnemental utilisées pour les
substances chimiques
71

6/ Modèles dosimétriques et hypothèses existants 74
6/1 Notion de « coefficients de dose »6/1/1 Principes
6/1/2 Hypothèses générales

74
74
75

6/2 Organismes de référence pour le calcul dosimétrique simplifié
75
6/2/1 Définition
6/2/2 Critères de sélection
6/2/3 Liste d’organismes de référence

6/3 Méthodes de calcul
6/3/1 Méthodes analytiques
6/3/2 Méthodes probabilistes

7/ Critères de protection de l’environnement

76
77
78

78
79
80

82

7/1 Benchmarks ou valeurs de comparaison utilisées pour83l’écotoxicité des substances chimiques
7/1/1 Situation en écotoxicologie
83
7/1/2 Aperçu des diverses méthodes utilisées : avantages etinconvénients.
84
7/1/3 Techniques pour déterminer une concentration dite sanseffet
85
7/1/4 Etude comparée de l’approche RIVM et de l’approche TGD
pour les substances chimiques90

7/2 Valeurs de comparaison pour l’écotoxicité des radionucléides92
7/2/1 Prise en compte du bruit de fond96

7/3 Spécificités des radionucléides et conclusion

98

8/ Evaluation du risque100© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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12

8/1 Données requises pour le cadre de l’évaluation et de la gestion100
du risque environnemental
8/2 Objectif et principes de la surveillance écologique102

9/ Conclusions

105

10/ Références

108

11/ Glossaire et abréviations

116

Liste des tableaux
Tableau 2-1 Principales directives européennes relatives à la protection de l’environnement
au sens large et entrant dans le champ de la Directive cadre sur l’eau.......................................20
Tableau 3-1 Récapitulatif des principales données d’effets relatives à une exposition
chronique à des rayonnements ionisants disponibles dans la base de données FRED (FASSET,
2003) LOEDR : Lowest Observed Effect Dose Rate HNEDR : Highest No Effect Dose Rate 28
Tableau 4-1 Rôles des principales instances européennes et internationales et actions
conduites dans le domaine de la radioprotection environnementale au cours des cinq
dernières années ...........................................................................................................................................36
Tableau 5-1 Description sommaire des 4 phases de l’évaluation du risque environnemental............................................................................................................................................................................39
Tableau 5-2 Définitions de la caractérisation du risque retenues dans le cadre de divers
programmes/méthodes d’évaluation du risque environnemental associé à une catégorie destresseurs.........................................................................................................................................................40
Tableau 5-3 Principales étapes d’une approche graduée déclinées au sein des programmes
ayant proposé ou proposant une méthode d’évaluation du risque environnemental pour les
radionucléides................................................................................................................................................45
Tableau 5-4 Principaux critères susceptibles de discriminer les méthodes de caractérisation
du risque environnemental. Ces critères sont passés en revue pour les principales méthodes
mises en œuvre ou en cours de développement pour les radionucléides. ..................................46
Tableau 5-5 Règles d’attribution d’une valeur au facteur d’extrapolation utilisé pour ladétermination des PNEC pour les écosystèmes aquatiques (eau douce) et terrestres lorsd’une évaluation d’écotoxicité chronique d’après (EC, 2003) et (Garnier-Laplace et al.,2004d)..............................................................................................................................................................57
Tableau 5-6 Articulation des différentes phases d’une évaluation du risque environnemental
développées ou en cours de développement dans le cadre des projets FASSET et ERICA.....62
Tableau 5-7 Organismes de référence, niveaux trophiques et écosystèmes associés définis
dans le cadre du programme FASSET (FASSET, 2004). ..................................................................... 64
Tableau 5-8 Liste des radionucléides pris en compte dans le programme FASSET. Celle qui
sera proposée dans le programme ERICA sera plus étendue...........................................................67
Tableau 5-9 Principaux manques de connaissances et types d’extrapolations associés pourune évaluation du risque écologique associé aux radionucléides - d’après (Garnier-Laplace
et al., 2004b). .................................................................................................................................................69
Tableau 5-10 Synthèse des différentes propositions faites pour les facteurs de pondération(rayonnements et ) à utiliser pour la dosimétrie des espèces non humaines. ......................70
Tableau 5-11 Critères pris en compte dans les différentes phases d’une évaluation durisque environnemental et différences selon la catégorie de stresseurs. (caractères gras =© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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critères spécifiques aux radionucléides, caractères italiques = critères spécifiques aux
métaux et métalloïdes stables ou jamais appliqués aux radionucléides jusqu’alors,
caractères normaux = critères communs aux deux catégories de stresseurs) ..........................72
Tableau 7-1 Principales méthodes d’estimation de valeurs critiques d’écotoxicité et devaleurs benchmarks......................................................................................................................................84
Tableau 7-2 Définition et utilisations de diverses valeurs benchmarks dans l’approche du
RIVM (RIVM, 2001) ......................................................................................................................................91
Tableau 7-3 Analyse comparée sommaire des approches préconisées par le TGD (EC, 2003)
et le RIVM (RIVM, 2001) pour et utiliser des valeurs benchmarks pour les substanceschimiques. Les illustrations données concernent les écosystèmes aquatiques.........................92
Tableau 7-4 Différentes valeurs dites protectrices pour les groupes pseudo-taxonomiques
spécifiés. Les usages sont précisés dans la description sommaire.................................................95
Tableau 7-5 Niveaux de considération pour un organisme de référence dans le cadre d’uneévaluation s’appuyant sur une comparaison avec le niveau de bruit de fond (d’après
Pentreath, 2002) ...........................................................................................................................................98
Tableau 9-1 Connaissances manquantes sur les effets biologiques des radionucléides,
extrapolations nécessaires correspondantes et R&D suggérés à moyen terme pour descritères de protection des écosystèmes. ............................................................................................ 107

Liste des figures
Figure 5-1 Logigramme recommandé pour l’évaluation et la gestion du risque appliqué aux
substances chimiques existantes dans le cadre du TGD (EC, 2003). En bleu, actions ayant
trait aux phases d’analyse et en vert action ayant trait à la gestion du risque.........................42
Figure 5-2 Positions de l’analyse des effets dans le cadre d’une évaluation du risqueécologique. Le schéma de l’approche intégrée correspond aux propositions faites dans lesprojets européens FASSET et ERICA alors que le schéma de l’approche « non-intégrée » est
utilisé par exemple par le DOE ou l’Agence pour l’Environnement Britannique. Dans cedernier cas, la caractérisation du risque est fondée sur l’analyse de l’exposition qui est
directement comparée à une valeur benchmark prédéfinie qui peut par ailleurscorrespondre à un niveau réglementaire (compliance levels). .......................................................43
Figure 5-3 Représentation simplifiée des principales méthodes utilisées pour comparer
exposition et effets pour caractériser un risque (modifié d’après Sergeant, 2002). ................49
Figure 5-4 Synoptique de l’articulation et du contenu des projets FASSET et ERICA - selon
ERICA, 2004 - .................................................................................................................................................61
Figure 5-5 Approche graduée proposée par ERICA pour l’évaluation du risqueenvironnemental associé aux radionucléides. (selon ERICA, 2004a)............................................63
Figure 5-6 Mise en correspondance du système de radioprotection de l’homme existant (àgauche) et du système de protection environnemental en cours de développement. Cette
cohérence est recommandée par la CIPR (2003), (ICRP 2003) et suivie par ERICA (ERICA,
2004), (ERICA, 2005b).................................................................................................................................65
Figure 7-1 Etapes de toute méthode de dérivation d’une valeur benchmark ou valeur decomparaison...................................................................................................................................................86
Figure 7-2 Représentation des deux utilisations principales d’une SSD. .....................................88
Figure 8-1 Positionnement dans l’évaluation et la gestion du risque, et utilisation des trois
principales catégories de données (ou indicateurs) – données chimiques, données d’effets
biologiques et données écologiques. ................................................................................................... 101
Figure 8-2 Principales étapes de mise en œuvre d’une surveillance écologique.................... 104© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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14• 1/Introduction

1/

Introduction
La prise en compte de l’environnement a évolué au cours de la miseen place du système de radioprotection de l’homme. Plusieurs
périodes successives peuvent être distinguées notamment à travers
les recommandations de la CIPR et les travaux de l’AIEA :• Jusqu’en1991 , l’homme est la cible à protéger etl’environnement est considéré uniquement comme un vecteur decontamination vers l’homme qui utilise les ressources du milieu où
il vit.

• Sur la base des connaissances acquises en matière d’effets desrayonnements ionisants chez les organismes vivants, la CIPR
postule que l’homme est l’être le plus radiosensible et que donc leprotéger revient à ne pas mettre en danger les autres espèces (CIPR,
1991).
• Dans les années qui suivent, ce postulat, sans être remis

fondamentalement en cause, est discuté. Ainsi, en 1992, un
rapport technique de l’AIEA indique que : « il n’existe pasd’évidence, à partir de la littérature scientifique, que des débits dedose inférieurs à 1 mGy/j affecteront des populations animales ou
végétales ». Ce même rapport conclut cependant que «…quelques
situations, telles que des cas d’exposition prolongée d’un groupe
critique humain approchant 1 mSv/an, combiné avec l’existence
de conditions écologiques spécifiques comme la présenced’espèces rares ou en danger ou des stress combinés, peuvent
nécessiter des analyses spécifiques. » (IAEA, 1992). En 1996, un
rapport à l’assemblée générale de l’UNSCEAR (UNSCEAR, 1996)
conclut que « pour les plantes, une irradiation chronique à desVoir le glossaire en fin dedocument
Le paragraphe 14 de la publication
14 de la CIPR de 1977 stipule que :« Although the principal objective ofradiation protection is theachievement and maintenance ofappropriate conditions for activities
involving human exposure, the levelof safety required for the protectionof all human individual is thought
likely to be adequate to protect otherspecies, although not necessarily
individual members of those species.
The Commission believes that if man
is adequately protected then otherliving things are also likely to be
sufficiently protected »Le paragraphe 16 de la publication
60 de la CIPR de 1991 indique que« The Commission believes that thestandards of environmental control
needed to protect man to the degree
currently thought desirable will
ensure that other species are not put
at risk. Occasionally, individual
members of non-human species
might be harmed, but not to theextent of endangering whole species
or creating imbalance between
species. At the present time, theCommission concerns itself withmankind’s environment only withregards to the transfer ofradionuclides through theenvironment, since this directly
affects the radiological protection ofman ».

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15• 1/Introduction

débits de dose inférieurs à 400 μGy/h aurait des effets, bien que
faibles, sur les espèces les plus radiosensibles mais n’aurait.
probablement pas d’effets délétères sérieux sur les communautésde plantes en raison du grand nombre d’espèces présentes. Pourles espèces animales les plus radiosensibles, les mammifères, il
existe peu d’indications que des débits de dose de 400 Gy/h àl’individu le plus exposé affecteraient sérieusement la mortalité dela population. Pour des débits de dose d’un ordre de grandeur
inférieur (40 à 100 μGy/h), la même conclusion pourrait être tiréepour ce qui concerne les effets sur la reproduction. Pour lesorganismes aquatiques, la conclusion générale était que des débits
de dose maximum de 400 Gy/h à une faible proportion desindividus et, par voie de conséquence, un débit de dose moyenplus faible à l’autre partie de la population ne produirait pas dedétriment au niveau de la population.
L’ensemble de ces discussions a une part de son origine dans lesconclusions de la conférence des Nations-Unies sur
l’environnement et le développement (United Nations, 1992a). Le
principe 4 de la déclaration de Rio indique ainsi que « …laprotection de l’environnement constituera une partie intégrante
du processus de développement et ne peut pas être considérée
indépendamment de ce dernier ». Dans le même temps, laconvention sur la diversité biologique (United Nations, 1992b)
définit la protection de l’environnement comme « la préservationde la diversité génétique et biologique, des ressources biologiques
et des habitats ».
• Sur la base de ces constats, il apparaît depuis quelques années au
niveau international un consensus sur la nécessité de mettre enplace un système de protection de l’environnement contre leseffets des rayonnements ionisants. Ce consensus a conduit lesdifférentes organisations internationales (CIPR, AIEA, AEN,UNSCEAR, Commission Européenne …) à élaborer des réflexions
et des programmes de travail sur le cadre ou les méthodes qui
pourraient être mis en œuvre pour mettre en place dans lesannées qui viennent une méthode d’évaluation du risqueenvironnemental associé aux radionucléides. En particulier, la
CIPR, dans sa publication 91 (CIPR, 2003), « estime qu’il est
nécessaire de développer un cadre pour l’évaluation des effets desrayonnements sur les espèces non humaines. Cette nécessité n’est
pas commandée par une inquiétude particulière à propos desIl existe un consensus international
sur la nécessité de mettre en place
une méthode d’évaluation durisque environnemental associéaux effets des radionucléides.

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16• 1/Introduction

dangers des rayonnements pour l’environnement. Ce cadre doit
plutôt être défini pour combler un manque conceptuel enradioprotection et pour déterminer comment le cadre proposé
pourrait contribuer à atteindre les objectifs de nos sociétés en
matière de protection de l’environnement, en définissant une
politique de protection fondée sur des principes scientifiques etéthiques/philosophiques ».
On peut constater qu’en une décennie environ, et en l’absenced’observations d’effets délétères sur l’environnement associés aux
rejets contrôlés de radionucléides dans l’environnement, l’évolution
de la perception de la protection de l’environnement par la société aconduit à passer d’une situation où la protection de l’homme était
censée garantir la protection de l’environnement à la situation
actuelle où s’impose la nécessité de mettre en place des méthodesd’évaluation du risque environnemental associé aux radionucléides.
Dans ce contexte, l’objectif du présent document est dans unpremier temps de préciser les raisons qui poussent à mettre en place
une méthode d’évaluation du risque à l’environnement associé aux
radionucléides et dans un deuxième temps de faire une synthèse del’ensemble des éléments qui doivent être pris en considération pourélaborer cette méthode. On fera largement appel aux connaissances
issues des méthodes d’évaluation du risque environnemental qui
existent pour les substances chimiques «conventionnelles ».

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17

2/Evolution et enjeux actuels

2/

Evolution et enjeux actuels// des pratiques en radioprotection
Avant d’aborder la question de la protection de l’environnement àl’égard des rayonnements ionisants, ce chapitre revient sur la miseen place du système de radioprotection de l’homme qui, jusqu’à
présent et selon la CIPR, incluait de facto la radioprotection del’environnement et des principes qui le sous-tendent.
2/1

De la radioprotection de l’homme à laradioprotection de l’environnement
Depuis l’avènement de l’industrie nucléaire, la principale
préoccupation a été de protéger l’homme contre les effets néfastes
des rayonnements ionisants. Ainsi, le système de radioprotection
actuel est fondé pour l’essentiel sur les connaissances des effets
d’une exposition aiguë à des doses relativement élevées deradionucléides. Pour les doses plus faibles, les travaux ont
principalement eu pour but d’assurer la protection des travailleursdu nucléaire, qu’ils soient soumis à un risque d’irradiation externeou à un risque de contamination aiguë par inhalation ou blessure.

Les travaux sur l’exposition aux
faibles doses ont principalement
eu pour but d’assurer une
protection satisfaisante destravailleurs du nucléaire, qu’ilssoient soumis au risqued’irradiation externe ou à un risquede contamination par inhalationou blessure.

Les modèles de contamination (modèles biocinétiques couplés auxmodèles physiologiques) par les radionucléides chez l’homme ont
été validés pour des incorporations importantes et se sont focalisésprincipalement sur la voie d’atteinte prédominante qui est
l’inhalation via l’appareil respiratoire.

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2/Evolution et enjeux actuels

La radioprotection du public est fondée sur les principes et lesconcepts de la radioprotection destinés en premier lieu à assurer
une protection satisfaisante des travailleurs. D’une manière
simplifiée, la radioprotection du public est principalementtransposée de celle des travailleurs avec un facteur de sécurité de10 à 20 introduit de façon plus ou moins arbitraire. Les travaux surl’incorporation chronique par ingestion (prépondérante pour lespersonnes du public) ont été peu développés. Les effets biologiques
qui ont été recherchés sont pour l’essentiel des effets stochastiques
avec notamment l’induction de cancers.
L’homme étant la cible à protéger, la mise en place du système deradioprotection pour celui-ci a conduit à ne considérer
l’environnement que de manière partielle dans la mesure où seuls
les compartiments intervenant dans le transfert de radionucléides
entre la source d’émission et l’homme ont été étudiés. C’est ainsi
que la radioécologie s’est principalement focalisée sur l’étude destransferts dans les compartiments concernant la chaîne alimentairehumaine.
Pour ce qui concerne la protection de l’environnement, lesprincipaux travaux de recherche se sont intéressés aux effets desradionucléides chez les organismes « non humains » de différentes
espèces, à de fortes doses de radionucléides en situation
d’exposition aiguë pour l’essentiel. Il s’agit principalementd’expérimentations d’irradiation gamma externe. Les cas d’études
en irradiation chronique sont beaucoup plus rares. Les effets
biologiques qui ont été recherchés sont avant tout des effets
déterministes, avec en priorité la détermination des doses létales,
puis par ordre décroissant quant au volume des données
disponibles, la capacité reproductive, la morbidité et la mutation.

L’homme étant la cible à protéger,la radioécologie s’est jusqu’à
présent principalement focalisée
sur l’étude des transferts dans lescompartiments concernant lachaîne alimentaire humaine.

A l’heure actuelle, tant du côté homme que du côté environnement,la situation d’exposition chronique (ex. pendant une duréesignificative par rapport à la durée de vie) à de faibles quantités deradionucléides se caractérise par un manque de connaissances. Ceconstat entretient une double incertitude :1/ l’impact sur l’homme pourrait être sous-estimé, enparticulier parce que les effets déterministes sur lessystèmes répondant le plus précocement à un stress (parexemple les systèmes immunitaire, nerveux central,
reproducteur) ont été très peu explorés jusqu’à présent ;2/ l’atteinte à l’environnement pourrait conduire à deseffets dommageables sur ce dernier mais aussi, in fine,
sur l’homme.

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2/Evolution et enjeux actuels
2/2

Pourquoi mettre en place un système deradioprotection de l’environnement ?
Comme on l’a vu précédemment, l’homme s’est intéressé, d’abord
et de manière logique, à sa propre protection contre l’effet desrayonnements ionisants. L’environnement a dans un premier temps
été considéré uniquement comme un vecteur de la contamination
entre le terme source et l’homme. L’un des bénéfices de cettesituation a été le développement de modèles de transfert élaborés
qui permettent à l’heure actuelle de prévoir les concentrations desradionucléides dans les compartiments de l’environnement qui sontles principales voies d’exposition pour l’homme et en particulier
tous ceux qui participent à la chaîne alimentaire humaine. Dans unsecond temps, en l’absence de démonstration et en considérant quel’être humain était le plus radiosensible, les actions mises en placepour protéger l’homme étaient censées garantir contre les atteintes
à l’environnement.

L’impact sur l’homme pourrait êtresous-estimé et l’atteinte àl’environnement pourrait conduireà des effets dommageables sur cedernier mais aussi, in fine, surl’homme.

Depuis quelques années, des interrogations apparaissent quant aubien-fondé de ce postulat. Les objections le plus souvent avancéessont les suivantes :• Le postulat de la CIPR pourrait ne plus être valable à toutes leséchelles de temps et d’espace ou dans des situations où l’homme
est absent (milieux aquatiques par exemple) ;• L’absencede critères spécifiques pour la protection del’environnement (ils sont, à l’heure actuelle, déduits du système deprotection de l’homme) rend difficile l’acceptation par le public
des rejets de radionucléides dans l’environnement ;• L’absence de méthodes et de critères spécifiques pour laprotection de l’environnement à l’égard des radionucléides est
difficilement justifiable en regard des pratiques dans le domainede la protection de l’environnement à l’égard des substanceschimiques pour lesquelles des méthodes et des standards existent.
• Enfin, la protection de l’environnement à l’égard des substances

radioactives doit s’intégrer dans les systèmes de protection del’environnement au sens large qui existent ou sont en cours dedéveloppement sur le plan européen. Divers objectifs sous-tendent
cette réglementation en Europe :- la conservation et protection des habitats (ex. Natura

2000 qui est un réseau des Zones de Protection Spéciale
et des Zones Spéciales de Conservation correspondant à la

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2/Evolution et enjeux actuelsmise en place de la directive « habitats » de 1992
de la directive « oiseaux » de 1979;

et- la conservation de la biodiversité avec la protection desespèces en danger ;- la gestion des ressources, la prévention de la pollution etson contrôle à la source ;Ces objectifs sont précisés notamment par des directives dont laprincipale est la Directive Cadre sur l’eau 2000/60/EC du 23 octobre
2000, qui établit un cadre communautaire dans le domaine dela police de l’eau et couvre ainsi de nombreuses autres directives
dont les principales sont mentionnées dans le Tableau 2-1.

Directive « Habitat »Directive 92/43/CEE-ZSC
Directive « Oiseaux »Directive 79/409/CEE-ZPS
Directive « Police de l’eau »Directive 2000/60/EC, journal
officiel de l’Union Européenne
L327 du 22.12.2001

De la même manière, pour le milieu marin, la convention OSPAR
sur la protection des écosystèmes marins de l’Atlantique Nord-Est,
oblige les Etats membres impliqués à viser des objectifs de qualité
du milieu pour les substances radioactives (OSPAR 1998).

Directive
Directive
75/440/EEC
Décision
77/795/EEC
Directive
79/869/EEC
Directive
78/659/EEC;
Directive
80/68/EEC
Directive
76/464/EEC
Directive
79/409/EEC
Directive
92/43/EEC
Directive
91/676/EEC
Directive
76/160/EEC
Directive
86/278/EEC

Description sommaire
Qualité des eaux de surface destinées à la production d’eau
potable au sein des états membres
Établissement de protocoles communs d’échanges d’informations
sur la qualité des eaux de surface au sein de la communauté
Méthodes de mesures et stratégie d’échantillonnage des eaux desurface destinées à la production d’eau potable au sein des états
membres
Qualité des eaux douces pour la protection et l’amélioration de lavie piscicole
Protection des eaux souterraines contre la pollution par certaines
substances dangereuses
Pollution par certaines substances dangereuses rejetées dansl’environnement aquatique au sein de la communauté
Conservation des oiseauxConservation des habitats et de la faune et flore sauvages
Protection des eaux contre la pollution par les nitrates originairesde sources agricoles
Qualité des eaux de baignade
Protection de l’environnement et des sols en particulier lorsd’utilisation de boues de station d’épuration en agriculture

Tableau 2-1
Principales directives
européennes relatives à laprotection de l’environnement
au sens large et entrant dans lechamp de la Directive cadre surl’eau.

OSPAR
La Convention OSPAR de 1992
est l'instrument qui oriente lacoopération internationale
sur la protection du milieu
marin de l'atlantique du nordest. Il a uni et mis à jour laConvention d’Oslo de 1972
sur les opérations
d'immersion de rejets en mer
et la Convention de Paris de1974 sur la pollution marined'origine tellurique.
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2/Evolution et enjeux actuels

En résumé, il apparaît, aujourd’hui, que l’affirmation de la CIPR selonlaquelle si l’homme est protégé, les autres espèces ne sont pas en
danger fait l’objet d’une remise en cause. Celle-ci n’est pas liée au
fait qu’elle ait été mise en défaut mais provient de l’absence deméthodes et de standards spécifiques à la protection del’environnement. Par ailleurs la montée des préoccupationsécologiques durant la dernière décade, appuyée par les deux
concepts de développement durable et du principe de précaution, et
traduite par l’apparition de systèmes de protection del’environnement au sens large, milite pour la mise en place d’unsystème de radioprotection de l’environnement. Consciente de ces
enjeux, la communauté internationale (AIEA, CIPR, UNSCEAR,
Communauté Européenne) a lancé depuis quelques années desinitiatives, des réflexions et des travaux sur les principes qui
devraient structurer ce système.

Résumé
L'absence de critères spécifiquespour la protection del'environnement vis-à-vis desradionucléides, si elle ne l'a pas
mise en défaut, ne permet pas dejustifier l'affirmation de la CIPR
selon laquelle si l'homme est
protégé les autres espèces ne sontpas en danger. La surveillance etles études environnementales
actuelles sont guidées in fine parles dommages qu'elles peuvent
induire ou non chez l'homme.
L'impact écologique dessubstances radioactives et sesconséquences sur l'écosystème est
en lui-même méconnu. En
conséquence et par analogie avec
ce qui existe pour les substanceschimiques il s'avère nécessaire dupoint de vue de la réglementationde développer une méthodologied'évaluation du risque associée aux
effets des substances radioactives
qui s'inscrive dans un système deprotection de l'environnement ausens large du terme.

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3/Etat des connaissances

3/

Etat des connaissances
sur les effets desrayonnements ionisants// sur les organismes non-humains
Ce chapitre passe en revue les différents types d’effets biologiques
observés au niveau des organismes vivants non humains après une
exposition à des rayonnements ionisants. L’analyse de la base dedonnées FRED issue du projet européen FASSET (5ème PCRD) a parailleurs permis un regroupement des données en 4 catégories
d’effets observés au niveau de l’individu et pertinents quant àl’exploitation au niveau de la population.
3/1

Diverses catégories d’effets biologiques
Les rayonnements ionisants, tout comme d’autres agents stresseurs,
peuvent interagir directement ou indirectement avec les structures
biologiques. Au niveau cellulaire, différents dommages peuvent êtrecausés par les radionucléides, selon trois mécanismes :• liaison/altération avec des biomolécules intracellulaires ou

membranaires (enzymes, ADN, phospholipides) ;• réaction directe ou non avec des biomolécules (glutathion,

peptides, protéines diverses) ;© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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3/Etat des connaissances• atteinte du transport membranaire, de la stabilité des lysosomes

et de la réplication de l’ADN.
Ces dommages peuvent se propager aux différents niveauxd’organisation des systèmes biologiques : cellules, tissus, organes,
individus, populations, communautés, écosystèmes…
De manière générale et, comme pour l’homme, l’exposition aux
rayonnements ionisants conduit à deux types d’effets :• Les effets stochastiques : ce sont ceux pour lesquels la

probabilité d’occurrence augmente avec la dose délivrée alors
que la sévérité reste constante quelle que soit la dose. Ils
recouvrent d’une part l’induction de cancers et d’autre part deseffets génétiques transmissibles. Les dommages initiaux résultent
de l’effet des rayonnements au niveau moléculaire qui se traduit
par des modifications structurales des molécules d’ADN, l’effetétant dépendant du type de rayonnement et du tissu exposé.
Compte tenu du rôle clé de l’ADN dans l’expression et latransmission de l’information génétique, les dommages à cettemacromolécule (visibles à l’échelle chromosomique -effets
cytogénétiques- ou moléculaire), ont été une des cibles
privilégiées des recherches. Très schématiquement, l’évolution deces dommages peut conduire à différentes situations :1/ un processus de réparation du dommage s’enclenche et lacellule survit et reprend un fonctionnement normal ;2/ un processus de réparation des dommages s’enclenchemais ne se déroule pas normalement. Le dommage latents’exprime dans la cellule touchée et sa descendance ;3/ les dommages conduisent à la mort de la cellule.
• Les effets déterministes : ceux-ci sont définis comme ceux pourlesquels il existe un seuil de dose au-dessous duquel il n’y a plusd’effets observables, jugés néfastes pour la santé. Au-delà de ceseuil, la gravité de l’effet augmente avec la dose. Ces effets
concernent par exemple, la fécondité, la mortalité, la morbidité,le comportement, etc.

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3/Etat des connaissances

3/2

Effets stochastiques : significationécotoxicologique de la génotoxicité
Les dommages à l’ADN ont fait l’objet de recherches chez desorganismes végétaux et animaux non humains, mais là encore, dansla grande majorité des cas dans un contexte d’irradiation externe àforte dose d’énergie délivrée. Le patrimoine génétique définit, pources organismes, leur potentiel d’adaptation aux modifications dumilieu dans lequel ils vivent. En d’autres termes, toute altération
génétique peut impliquer des conséquences sur les capacitésd’adaptation et donc sur la dynamique de la population concernée.
La molécule dépositaire de ce patrimoine est l’ADN dont lastructure peut être modifiée par des agents dits génotoxiques dont
font partie les radionucléides, tout comme diverses substanceschimiques.
Pour les populations humaines, la prise en compte de l’état de santéde l’individu amène à s’intéresser aux altérations génétiques
affectant les cellules somatiques et pouvant se traduire parl’apparition de cancers ou autres maladies. La signification de cetype de pathologies est bien évidemment tout à fait différente pourdes populations végétales et animales, où s’exerce en général unesélection naturelle importante éliminant les individus porteurs de cetype d’anomalies. Cette disparition peut être compensée par le tauxde renouvellement des populations (hors grands mammifères,rapaces…ex. les espèces à taux de renouvellement faible et pourlesquelles la notion d’individu à protéger reprend toute son
importance). Dans une perspective écotoxicologique, lesmanifestations génotoxiques dans les cellules somatiques sont donc
à relativiser. Cette observation n’est plus valable pour les cellules
germinales puisqu’il y a alors transmissibilité à la descendance descaractères nouveaux acquis. De telles modifications peuvent avoir
des conséquences diverses : elles peuvent être limitées à une
fraction de la population pour la mortalité embryonnaire ou
juvénile, conférer de nouvelles propriétés adaptatives à lapopulation avec un taux de renouvellement plus rapide si lamutation offre un avantage sélectif, ouvrant la possibilité d’effets
indirects sur d’autres espèces affectées par les relations qu’elles
entretiennent avec l’espèce exprimant la mutation.

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3/Etat des connaissances

Dans le contexte de la protection de l’environnement, il s’agit deretenir qu’il est nécessaire de relativiser l’importance des effets
stochastiques, première cible d’études et de recherches pourl’homme, sauf pour les cellules germinales pour lesquelles
l’expression de la génotoxicité revêt une significationécotoxicologique.
3/3

Effets déterministes chez l’individu etconséquences sur la dynamique despopulations
En l’état actuel des connaissances, la complexité d’interprétation
des effets génétiques transmissibles au niveau des populations
végétales ou animales les rend difficilement interprétables. Il en
résulte que les efforts se concentrent essentiellement sur les effets
déterministes pour la mise en place d’un système deradioprotection de l’environnement. Les organismes développent
une grande variété de réponses biochimiques, immunologiques,
physiologiques, en fonction de la concentration en polluant et de ladurée d’exposition. Les manifestations les plus précoces peuvents’observer au niveau cellulaire ou au niveau de l’individu. Elles sontde trois ordres :• interaction

directebiologique(s) ;

entre

le

toxiqueetla(les)cible(s)• effets sur le métabolisme énergétique ou hormonal pouvant avoir

des répercussions sur la croissance, la fécondité et la durée devie ;• effets comportementaux.

Le lien entre ces effets précoces et les effets sur la dynamique despopulations ou sur la structure et le fonctionnement desécosystèmes, est double : un produit toxique peut affecter unécosystème soit directement par des effets sur de grandes «fonctions » de l’individu tels le comportement, la croissance, lareproduction, soit indirectement par des effets sur les interactions
entre espèces (relations trophiques, abondance, diversité…).

En l’état actuel des connaissances,la complexité d’interprétation deseffets génétiques transmissibles
dans les populations végétales etanimales justifie une approchedéterministe de la radioprotection
de l’environnement.

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3/Etat des connaissances
3/4

Bilan des connaissances sur la radiobiologie
des espèces non humaines
La plupart des travaux de recherche concernant l’effet desrayonnements ionisants sur les écosystèmes se sont focalisés,essentiellement pour des raisons pratiques, sur l’impact au niveau
des individus plutôt qu’aux niveaux d’organisation supérieurs (pourplus de détails, voir les synthèses bibliographiques de (AIEA, 1992),(UNSCEAR, 1996), (Copplestone et al., 2000)). Par ailleurs, la plupart de cesétudes se sont intéressées aux situations d’exposition aiguë à court
terme plutôt qu’à celles d’exposition chronique.
Enfin, majoritairement, ces travaux correspondent à des situations
d’irradiation externe gamma, les situations d’exposition interne
couplant radiotoxicité et chimiotoxicité n’étant que rarementétudiées. En particulier, il faut souligner que les processus debioaccumulation conduisant à des microlocalisations sur certaines
cibles cellulaires ou subcellulaires spécifiques au comportement
biochimique du radionucléide étudié, mettent en jeu à la fois desphénomènes chimiotoxiques et des dépôts d’énergie d’amplitude etde débit très différents caractérisés par une hétérogénéité à l’échelle
cellulaire. Des effets biologiques sont susceptibles d’en découler.
Pour ce qui concerne la synthèse des effets des rayonnements
ionisants sur les organismes non humains, deux bases de données
ont été compilées dans le cadre du 5ème PCRD : la base de données
FRED dans le cadre du programme FASSET et la base de données
EPIC dans le cadre du projet du même nom. FRED contient 25 000
entrées ou couples de points (dose ou débit de dose, effet)
accompagnés d’informations sur les conditions d’obtention(référence bibliographique, type d’exposition, type de rayonnement,
type d’émetteurs, acquisition en laboratoire ou in situ, espèce, duréed’exposition, dosimétrie, etc.) et assemblés en 16 groupes pseudotaxonomiques (Tableau 3-1). La grande majorité des données
concernent des effets observés à l’échelle individuelle puis
subindividuelle. Elles ont été regroupées dans 4 catégories qui sontpertinentes pour leur exploitation au niveau de la population :La plupart des études se sontintéressées aux situations
d’exposition aiguë à court termeplutôt qu’à celles d’exposition
chronique.

FASSET
Les programmes européens
FASSET (5ème PCRD) puis ERICA(6ème PCRD) visent à établir unlien entre les résultats de larecherche et un cadre
réglementaire.
L’objectif est de développer une
approche intégrée et des outils
pratiques d’évaluation et degestion du risque pourl’environnement associé à laprésence ou aux rejets desubstances radioactives.

• la morbidité : en particulier le taux de croissance, les effets sur lesystème immunitaire, les effets sur le comportement liés à desdommages dans le système nerveux central ;© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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3/Etat des connaissances• la mortalité : en particulier les effets stochastiques lors demutation à l’échelle de cellules somatiques et leurs conséquences
en matière d’induction de cancer ; les effets déterministes qui
modifieraient les taux de mortalité et la durée de vie ;• la capacité reproductive : en particulier, la fertilité, la fécondité,la survie, le développement embryonnaire, etc. ;• les mutations des cellules somatiques et germinales : ces effets

sont liés aux connaissances disponibles sur les interactions entre
les rayonnements ionisants et les tissus biologiques. Ils se
traduisent par la production d’espèces réactives de l’oxygène et del’altération directe ou indirecte de biomolécules telles que l’ADN
par exemple (pour plus d’informations, se reporter à (Adam, 2004) et(Pradines, 2004).

Résumé
L'exposition aux rayonnements
ionisants des organismes nonhumains peut conduire à desdommages se propageant à
différents niveaux d'organisation
des systèmes biologiques allant
de la cellule aux écosystèmes.
Quel que soit le type de relation
dose/effet considéré et leurconséquence sur la dynamiquedes populations (effets
stochastique ou déterministe)les études sur la radiobiologie
des espèces non-humaines sontactuellement incomplètes : elles
se concentrent sur l'étude del'individu plutôt qu'aux niveauxd'organisation supérieurs d'unepart et aux cas de situations àdes expositions aiguë à court
terme plutôt que chronique etexterne plutôt qu'interne. Il
existe néanmoins deux bases dedonnées issues du programme
européen FASSET compilant la
synthèse de ces études qui
peuvent être exploitées de façon
pertinente au niveau de lapopulation.

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3/Etat des connaissances

Tableau 3-1
Récapitulatif des principalesdonnées d’effets relatives à une
exposition chronique à desrayonnements ionisantsdisponibles dans la base dedonnées FRED (FASSET, 2003)
LOEDR : Lowest Observed Effect
Dose Rate
HNEDR : Highest No Effect DoseRate

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4/Quelles bases pour un système

4/

Quelles bases// pour un système de radioprotection
de l’environnement ?
À l’heure actuelle, il n’existe pas dans le domaine de laradioécologie de méthode ou de standard éprouvé permettant dedémontrer l’absence (ou la présence) d’effets sur les écosystèmes
exposés à des radionucléides. Seules ont été publiées par lesorganismes internationaux des doses-limites guides au-delàdesquelles un effet pourrait être observé pour différents
compartiments de l’environnement (AIEA 1992), (UNSCEAR 1996). Ces
valeurs, consensus d’experts au moment de leur publication, ont été
définies sur la base de travaux dont la finalité n’était pas
spécifiquement celle de la mise en place d’un système deradioprotection de l’environnement. Par ailleurs, à la lumière de lacomparaison avec les pratiques relatives aux substances chimiqueset en regard d’une réglementation européenne ne désignant pas
une catégorie particulière de polluants mais plutôt des résultats
attendus en termes de santé des écosystèmes, il apparaît importantque le système de radioprotection de l’environnement soit bâti en
cohérence avec les méthodes utilisées à l’heure actuelle pour les
substances chimiques.

Les méthodes standardiséesd’évaluation des effets desradionucléides sur les écosystèmes
exposés devront être réalisées encohérence avec les méthodes
utilisées pour les substanceschimiques

Dans ce domaine, la méthode traditionnelle pour la démonstration(de l’occurrence) d’un risque avéré pour l’environnement est fondée
sur une procédure en 4 points :© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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4/Quelles bases pour un système• l’identification des dangers par un inventaire quantitatif dessubstances (chimiques) présentes dans les rejets selon lesmodalités d’émission ;• l’analyse des effets par un examen critique des relations dose(concentration) - effets associées à chaque substance avec
détermination des concentrations prévues sans effet (dites PNEC
pour Predicted No Effect Concentration) ;• l’analyse des voies d’exposition par le calcul ou la mesure desconcentrations auxquelles un compartiment de l’écosystème est
ou peut être exposé (dites PEC pour Predicted Environnemental
Concentration) ;• la caractérisation du risque, calculé par exemple dans sa plus

simple expression par le rapport PEC/PNEC.
Ainsi, la caractérisation du risque permet d’estimer l’incidence et lasévérité des effets susceptibles d’apparaître dans tout ou partie del’écosystème après une exposition (réelle ou prévue) à la substance.
L’adaptation et la mise en place d’une telle démarche pour les
radionucléides se heurtent en particulier à la faiblesse desconnaissances des effets sur les écosystèmes dans le domaine desexpositions chroniques à faible niveau. Les données permettantl’élaboration de relations de type « dose-effet biologique» sont, en
particulier dans le domaine des expositions internes à desémetteurs α ou β , largement insuffisantes pour permettre ladétermination de doses (ou débits de dose) sans effet ; étape
nécessaire pour disposer de critères objectifs de protection del’environnement contre les radionucléides (FASSET 2003), (GarnierLaplace et al. 2004).

La caractérisation du risquepermet d’estimer l’incidence etla sévérité des effets dans tout
ou partie de l’écosystème après
l’exposition réelle ou prévue à lasubstance.

A l’heure actuelle, il est toutefois possible d’utiliser lesconnaissances existantes tout en précisant les diverses hypothèses
nécessaires pour les extrapoler en dehors de leur strict domaine devalidité, et en identifiant ainsi le degré d’incertitude associé. Au
niveau européen, cet exercice d’assemblage des connaissances dansle domaine de l’exposition et des effets des radionucléides sur lafaune et la flore composant les écosystèmes naturels (domaine dela radioécologie) a été initié dans le cadre du projet européen
FASSET (FASSET, 2004). A travers ce projet, l’objectif de laCommission Européenne était d’établir un lien direct entre lesrésultats acquis par les recherches et le développement d’un cadre
réglementaire et de standards associés (ex. valeurs à fixer pour laréglementation). Il est aujourd’hui poursuivi au sein du programme
ERICA (6ème PCRD dont l’objectif est le développement d’une© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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4/Quelles bases pour un système

méthode intégrée pour l’évaluation et la gestion du risqueenvironnemental associé aux substances radioactives (ERICA, 2004))
à travers la production de connaissances, d’outils et de méthodes
directement utilisables par les utilisateurs finaux (ex. les industriels,
les organismes gouvernementaux), et plus généralement toutes lesparties prenantes impliquées dans des processus de décision. Ce
travail de compilation et d’organisation des connaissances enradioécologie s’effectue dans le prolongement des réflexions
conduites depuis une quinzaine d’années au plan international dansle domaine de la radioprotection environnementale.
Dans le cadre du programme FASSET, les connaissances enradioécologie et radiobiologie acquises pour divers organismes
végétaux et animaux ont été assemblées de manière cohérente enune approche et des outils associés pour l’évaluation de l’impact
environnemental associé à la présence ou aux rejets deradionucléides dans les écosystèmes naturels. Ce projet a notamment
proposé l’utilisation du concept d’organismes de référence pour lafaune et la flore selon une analogie avec le concept d’homme
standard de la CIPR, dont le principal objectif est de guider lescalculs dosimétriques. Ce projet a conduit à des recommandationsen termes d’analyse des voies d’exposition écologiquementplausibles pour ces organismes de référence et d’analyse des effets
biologiques liés aux rayonnements ionisants à partir d’une nouvellebase de données organisant ces connaissances (FRED, FASSET
Radiation Effects Database, FASSET 2003). Par ailleurs, FASSET asouligné de nombreuses lacunes de connaissances en matièred’effets liés à une exposition chronique ou encore en matièred’estimation des voies d’exposition de diverses espèces (FASSET
2004).
L’importance de la prise en compte des aspects environnementaux
en radioprotection a été soulignée par le choix de ce sujet commesujet prioritaire pour le sixième programme cadre de recherche etdéveloppement (EC, 2002). L’objectif affiché par la commission
européenne est d’établir les bases conceptuelles etméthodologiques pour soutenir la réglementation et les standards
associés pour la protection de l’environnement contre lesrayonnements ionisants. Les critères clefs pour l’acceptation desprojets dans cet appel d’offres étaient une acceptation large parmi
tous les acteurs potentiels, l’applicabilité des travaux dans un cadre
réglementaire et l’utilisation directe des produits de la recherche sur© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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4/Quelles bases pour un système

les processus, mécanismes et effets biologiques des substances
radioactives pour renforcer la robustesse des méthodes proposées.
Parallèlement à la réflexion européenne, la radioprotection del’environnement évolue au plan international. La CIPR n’a émisaucun avis sur « pourquoi et comment » protéger l’environnement
jusqu’à la publication 91 où il est précisé «... to safeguard theenvironment by preventing or reducing the frequency of effects
likely to cause early mortality or reduced reproductive success inindividual fauna and flora to a level where they would have anegligible impact on conservation of species, maintenance of
biodiversity, or the health and status of natural habitats orcommunities ». Par ailleurs, la CIPR intègre dans la révision en coursde ses recommandations en matière de radioprotection attendue en
2007, les aspects environnementaux sur la base des conclusions
rendues début 2003 (ICRP, 2003) par un task group spécifiquement
chargé dès 2000 de ces réflexions. Les principales
recommandations de ce premier rapport concernent la nécessité deprendre en compte les systèmes qui existent dans le domaine de laprotection de l’environnement au sens large comme par exemple
celui qui existe pour les substances dangereuses, ou encore lanécessité de cohérence avec le système de radioprotection del’homme. Début 2004, un second groupe de travail a rapporté
devant la commission principale les résultats de ses réflexions surles organismes de référence qui supporteront le système deradioprotection de l’environnement à développer. Ce concept est
intégré dans les prochaines recommandations de la CIPR et fait
l’objet d’un document spécifique soumis à discussion (CIPR, 2005).
Par ailleurs, la CIPR interagit avec l’Agence pour l’Energie Nucléaire
(OECD-NEA et donc 27 pays industrialisés (OECD-NEA 2003). L’AIEA,en coopération avec le comité scientifique sur les effets desradiations ionisantes des Nations Unies (UNSCEAR), la commission
européenne et l’Union Internationale des Radioécologistes (UIR) a
organisé fin 2003 à Stockholm une conférence internationale sur laprotection de l’environnement contre les rayonnements ionisantsdes espèces non humaines en vue de promouvoir un consensus
international (135 états membres présents) quant à la mise enplace, sous son égide, d’un plan d’actions sur la protection del’environnement contre les effets délétères attribuables à une
exposition aux rayonnements ionisants (IAEA 2003). Trois conclusions(d’influence) majeures pour les travaux futurs sont à souligner : laresponsabilité de la CIPR pour le développement du cadre© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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4/Quelles bases pour un systèmerecommandé pour l’évaluation de l’impact des rayonnements
ionisants sur les organismes non humains, l’utilisation du bruit defond naturel en termes de débit de dose de référence pour toutecomparaison, la promotion du concept d’organismes de référence(IAEA 2003). Dans le même temps, l’UNSCEAR met à jour le rapport
de 1996 sur les effets des rayonnements ionisants sur lesorganismes non humains et sur la radioécologie au sens large.
Le Tableau 4-1 récapitule les rôles des principales instances
européennes et internationales impliquées dans le domaine de laradioprotection environnementale au cours des cinq dernières
années.
Quelques organismes nationaux tels le Département de l’énergie
aux Etats-Unis (US-DOE, 2002) , les Agences pour l’Environnement
Canadienne (Environment Canada, 2001) et Britannique (Coppelstone D.S.,
2001) ont par ailleurs ces cinq dernières années mis en place desméthodes d’évaluation de l’impact environnemental lié aux
radionucléides. Ils se réfèrent aux valeurs guides consensuelles pourla dérivation de valeurs benchmarks sans effet sur les écosystèmes.

Organisme

AIEA

UNSCEAR

Description sommairedu rôle principal

Actions en radioprotection
de l’environnement

Agence intergouvernementale ausein des Nations Unies, forum
scientifique et technique dans ledomaine du nucléaire; développe
des standards dans divers
domaines, notamment dans celuide la radioprotection

A publié en 1999 sur la protection
de l’environnement contre les effets
des rayonnement ionisants (IAEA(1999)) puis sur les considérationséthiques et réuni des spécialistes surle sujet (IAEA, 2002).

Au sein du système des Nations
Unies, comprend 21 nations etmet à jour régulièrement l’étatde l’art ?et les effets sur la santédes radiations. Reconnu commel’instance de référence pourl’établissement des bases
scientifiques pour l’évaluation
des risques liés aux
rayonnements ionisants, pourl’établissement de critères etnormes de radioprotection, etpour toute réglementation dansce domaine

Met à jour le rapport de 1996. La
sortie du futur document est prévue
pour 2007..

La capacité d’évaluer
scientifiquement et de manière
transparente le risqueécologique associé aux activités
nucléaires est l’enjeu de laprotection de l’environnement.

Tableau 4-1
Rôles des principales instances
européennes et internationales
et actions conduites dans ledomaine de la radioprotection
environnementale au cours descinq dernières années

Met en place un projet de pland’actions dès 2004. Ce projet puise
son inspiration dans les conclusions
de la conférence internationaled’octobre 2003 à Stockholm. Ceplan d’action a été adopté enseptembre 2007.

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4/Quelles bases pour un système
Organisme

Description sommairedu rôle principal

Actions en radioprotection
de l’environnement

ICRU

Développe des recommandations
sur les quantités et les unités demesures de la radioactivité et surles procédures qui utilisent ces
grandeurs…

Pas d’action connue à ce jour

NEA

Au sein de l’OCDE, assiste lesmembres pour le développement
scientifique, technique etréglementaire pour l’utilisation
pacifique de l’énergie nucléaire

Organise des forums dediscussions avec les principales
parties prenantes (OECD-NEA,
2000), (OECD-NEA, 2002),(OECD-NEA, 2003)

IRPA

Favorise les échanges scientifiques
et la communication au sein de lacommunauté « radioprotection ».
A introduit récemment le thèmede la radioprotection del’environnement

Session sur l’environnement au
congrès de Madrid (IRPA 11) où la
CIPR a présenté ses travaux sur lesorganismes de référence

UIR

Favorise les échanges scientifiques
et la communication au sein de lacommunauté des radioécologistes

Supporte les axes de réflexion
priorisés par la CIPR

EC

Représente les intérêts de l’union
européenne, assure la genèse et dela législation européenne. Plusieurs
directives européennes définissent
les règles en matière de protection
radiologique. Définit et supporte
financièrement des thèmes derecherche prioritaires dans ce
domaineEncourage la synthèse desconnaissances existantes pour une
utilisation opérationnelle vers laconception d’un cadre
réglementaire pour l’évaluation durisque environnemental associéaux radionucléides. (FASSET 5ième
PCRD, ERICA, 6ième PCRD)
Prépare le 7ème PCRD.

CIPR

Émet des recommandations sur lesprincipes de radioprotection afind’établir les bases deréglementations futures

A créé un task group en 2000 envue d’émettre desrecommandations pour ledéveloppement d’un système deréglementation de la protection del’environnement. Dans un souci decohérence avec le système deradioprotection de l’homme, la
CIPR développe les premières
réflexions sur le conceptd’organismes de référence pour lafaune et la flore (ICRP, 2003).
La radioprotection del’environnement est prise encompte dans les recommandations(« the development of a policy fornon human species »).
A mis en place un comité (comité5) dédié à la protection del’environnement avec des travaux
prioritaires planifiés sur 5 ans

Résumé
L'absence de méthodes
conceptuelles permettant lacaractérisation du risque liée aux
substances radioactives et de lagestion des risques lorsqu'il est
avéré conduit, en collusion avec laréglementation européenne, àcalquer les méthodes
standardisées existant pour les
substances chimiques (phasesd'identification du danger, del'analyse des effets et des voies
d'exposition et de l'évaluation durisque). L'importance de la prise encompte des aspects
environnementaux enradioprotection s'inscrit dans leconcert international etnotamment dans le domainenucléaire au plan européen(programmes FASSET et ERICA)
par le développement deprogrammes spécifiques visant àétablir la capacité à évaluer demanière scientifique ettransparente le risque écologiqueassocié aux substances
radioactives. Les notions
d'organismes de référence (calcul
dosimétrique), de toxicité dessubstances vis à vis del'environnement et d'utilisation dubruit de fond naturel (pourcomparaison) font parties descritères et modèles cités pourconstruire les bases conceptuelles
de la radioprotection del’environnement.

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5/Evaluation du risque écologique5/

Evaluation du risqueécologique//Méthodes existantes
Dans cette partie, les concepts généraux de l’évaluation du risqueenvironnemental tels que les différentes étapes nécessaires à mettreen œuvre pour caractériser un risque et en assurer la gestion seront
tout d’abord rappelés. Chacun de ces aspects sera ensuite analysé
précisément de manière comparative entre substances chimiques etradionucléides. L’examen est essentiellement développé autour desméthodes FASSET pour l’évaluation de l’impact environnemental et
ERICA (en cours de développement pour l’évaluation du risque)pour les radionucléides et de celle préconisée dans le Technical
Guidance Document (TGD) (EC, 2003) pour les substances chimiques.
Chacune des phases d’une évaluation du risque écologique(formulation du problème, analyse des expositions, analyse deseffets, caractérisation du risque) sera examinée. Au fil de l’analyse
une attention particulière sera portée aux recommandationsémanant du groupe de travail de la CIPR dédié à ce sujet et aux
synthèses réalisées ou en cours par l’AIEA et l’UNSCEAR.
5/1

Définitions et concepts de base
5/1/1

Définitions des différentes phases d’une méthoded’évaluation du risqueLa caractérisation du risque est la phase finale de tout exerciced’évaluation du risque quelles que soient les approches et méthodes
utilisées. Elle combine les informations provenant de l’analyse des© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologique

expositions d’une part et de l’analyse des effets d’autre part, etrépond au problème posé pour définir le domaine et l’objectif del’évaluation. Une description générale du contenu de chacune deces phases est présentée dans le Tableau 5-1. Au niveau européen,
la méthode d’évaluation du risque chimique est considérée commela meilleure disponible pour venir en support des décisions
concernant la gestion des substances chimiques (CSTEE, 2000). Sur
ces bases générales, diverses définitions de la caractérisation durisque existent dans la littérature. Les principales utilisées pour les
stresseurs en général, les substances chimiques ou les substances
radioactives sont rassemblées dans le Tableau 5-2.

Phase

Description sommaire du contenu attendu

Formulation du problème(US EPA) correspondant àl’identification des dangers(EC)• Considère toutes les sources d’informations disponibles
concernant les sources et les scénarios de rejets le caséchéant, les contaminants, les effets et les écosystèmes
récepteurs

La caractérisation du risquecombine les informations
provenant de l’analyse desexpositions et de l’analyse deseffets.

Tableau 5-1
Description sommaire des 4
phases de l’évaluation du risqueenvironnemental• Définit les entitésde l’écosystème à protéger (e.g.
structure et fonctionnement, communauté végétale,espèce protégé…)• Développe des hypothèses quant aux relations possibles
entre les sources et les cibles.
Analyse des expositions• Evalue sur le plan technique les données relatives àl’exposition des entités à protéger : nature, distribution
temporelle et spatiale, mesures et/ou modélisations

Analyse des effets• Evalue sur le plan technique les données relatives aux
effets mesurés ou observés indiquant les réponses desaux variations d’exposition ; établit les relations entre
intensité et durée de l’exposition et les effets

Caractérisation du risque• Calcule l’indice de risque en utilisant les résultats desdeux étapes d’analyse.

• Décrit le risque en traçant les différentes étapes etfournit une interprétation pour communiquer au
gestionnaire de risque.

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5/Evaluation du risque écologique

Programme/organisme

Définition/objectif/positionnement
dans la démarche

Stresseurs

National Research Council(NRC, 1996)

Réalisation d’une synthèse et d’un sommaired’informations correspondant à une
situation potentiellement dangereuse. Ceséléments d’information répondent aux
besoins et aux intérêts des décideurs et desparties intéressés. La caractérisation durisque est un préalable à la prise de décisionet dépend d'un processus itératif etanalytique-délibératif. Ils permettent deprogresser en se référant à la caractérisation
du risque comme processus d'organisation,d'évaluation et de communication desinformations sur la nature, le bien fondé etl’occurrence des effets néfastes desexpositions pour la santé humaine et lesmilieux écologiques.

Substanceschimiques

Environment Canada(Environment Canada,
1997)

L'objectif de la caractérisation du risque estde déterminer la probabilité et l'importanced'effets nuisibles sur des cibles d'évaluation
consécutifs à l'exposition à la substanceprépondérante.

Substancesprioritaires

US EPA Guidelines for
ecological risk assessment(USEPA, 1998)

La caractérisation du risque est la phase
finale de l'évaluation du risque écologique.
Elle est le point culminant de la planification,de la formulation du problème et del’analyse des effets écologiques néfastes
prévus ou observés liés cette dernière étape
de l’évaluation. La mise en œuvre de lacaractérisation du risque permet àl'évaluateur de clarifier les rapports entre lesstresseurs, les effets et les entitésécologiques et de tirer des conclusions
concernant l'occurrence de l'exposition et lescirconstances des effets constatés ou prévus.
Les conclusions présentées dans lacaractérisation du risque devraient fournir
des informations claires aux gestionnaires
des risques et utiles pour la prise de décisionenvironnementale.

Substanceschimiques

FASSET, Framework for
the Assessment ofEnvironmental Impact.

La synthèse des informations obtenues
pendant l'évaluation des risques sert à laprise de décision. Elle devrait inclure uneévaluation de la probabilité (ou incidence) etde l’importance (ou sévérité) des effets
néfastes pouvant se produire dans une
population ou un compartimentenvironnemental, ainsi que l'identification
des incertitudes.

Substances
radioactives

Tableau 5-2
Définitions de la caractérisation
du risque retenues dans le cadre
de divers programmes/méthodesd’évaluation du risqueenvironnemental associé à une
catégorie de stresseurs© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologique

Programme/organisme

Definition/objectif/positionnement
dans la démarche

EU-TGD Technicalguidance documents insupport of theCommission Directive on
environmental risk
assessment for new,notified substances andexisting substances (EC,2003)

L'évaluation du risque vise à estimerl’occurrence des effets nuisibles. Le
gestionnaire de risque applique desStresseurs

Substanceschimiques existantes
et nouvelles

Tableau 5-2 suite
Rôle des principales instances
européennes et internationales etactions conduites dans le domainede la radioprotection
environnementale au cours des cinq
dernières années

protocoles d’évaluation spécifiques pourcomparer le risque au niveau prévu
d'exposition. Une caractérisation
quantitative ou qualitative du risque est
effectuée après avoir évalué l'expositionet celle de la réponse à la dose(concentration/effet) pour tous lescompartiments environnementaux.

5/1/2

Lien entre caractérisation et gestion du risqueUne différence apparaît plus ou moins clairement au niveau desconcepts généraux entre les diverses définitions de lacaractérisation du risque. Elle concerne les relations entre lesdifférentes phases et la position de cette caractérisation dans leschéma général de l’évaluation et de la gestion du risque (Figure5-2). Même si les 4 phases conduisant à la quantification du risques’effectuent le plus souvent de manière séquentielle, l’ensemble
peut être mis en œuvre de manière totalement itérative, lesrésultats de chaque phase pouvant (inter)agir sur l’une ou l’autre
des autres phases. La méthode proposée dans le guide technique
européen en est un parfait exemple puisque une premièreévaluation de type screening permet de considérer la pertinenced’acquérir des données supplémentaires sur les effets ou les
expositions (retour à l’une ou l’autre des phases d’analyse). La
Figure 5-1 expose le logigramme appliqué aux substances chimiques
existantes dans le cadre du TGD. Par ailleurs, en ce qui concerne lessubstances chimiques et le risque environnemental, la
caractérisation du risque est clairement séparée de la méthode degestion de ce risque, limitant ainsi les interactions avec lesgestionnaires (USEPA 1998). En ce qui concerne l’évaluation desrisques sanitaires, la caractérisation du risque est communément
vue comme partie intégrante du processus de décision et reflète lesconclusions de la phase d’analyse (analyse de l’exposition et analyse© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologiquedes effets) et la prise en compte des remarques issues desdiscussions avec les parties prenantes (NRC 1996).
Identification des dangers

Détermination des PECs

Détermination des PNECs

Non

PEC/PNEC>1

Aucun besoin de tests
supplémentaires ou de mesuresde réduction du risqueOui : la substance doit être étudiée

Nouveaux tests ou
informations complémentaires
pour réduire le rapport
PEC/PNEC?
Oui

Réalisation de tests d’écotoxicité
chronique ou debioaccumulation pour desespèces jusqu’à lors non testées

OuiObtention d’informations
additionnelles sur les rejets,
l’exposition, la distribution
dans l’environnement parmodélisation ou mesures in
situ

PEC/PNEC>1

Figure 5-1
Logigramme recommandé pourl’évaluation et la gestion durisque appliqué aux substanceschimiques existantes dans lecadre du TGD (EC, 2003). En
bleu, actions ayant trait aux
phases d’analyse et en vert
action ayant trait à la gestion durisque.

Action pour réduire lerisqueNon:
Il faut réduire le risque associé à lasubstance

Initiation de programmesde surveillance pourévaluer les concentrations
environnementales

Non

Aucun besoin de tests
supplémentaires ou de mesuresde réduction du risque

5/1/3

Position de l’analyse des effets dans la démarche decaractérisation du risqueL’analyse des effets peut être intégrée ou non dans la démarche decaractérisation du risque (Figure 5-2). L’approche préconisée parl’US EPA combine l’analyse des expositions et celle des effets enparallèle pour intégrer les deux informations dans la caractérisation
du risque. Dans nombre d’autres schémas, la caractérisation durisque est fondée uniquement sur l’analyse des expositions dont lerésultat est ensuite comparé à une valeur de référence (dite valeurde comparaison ou valeur benchmark prédéfinie pouvant parailleurs correspondre à une valeur réglementaire. Seule cettedernière approche est utilisée dans les méthodes qui existentaujourd’hui pour la caractérisation du risque associée aux
radionucléides (Copplestone et al., 2001), (USDOE 2002).

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5/Evaluation du risque écologique

Approche intégrée

Approche non-intégrée
Identification du danger

Identification du danger
Analyse des expositions

Analyse des effets

Analyse des effets

Niveaux guides/benchmark

Analyse des expositions

Caractérisation du risque

Caractérisation du risqueGestion du risqueGestion du risqueFigure 5-2
Positions de l’analyse des effets
dans le cadre d’une évaluation durisque écologique. Le schéma del’approche intégrée correspondaux propositions faites dans lesprojets européens FASSET et
ERICA alors que le schéma del’approche « non-intégrée » est
utilisé par exemple par le DOE oul’Agence pour l’Environnement
Britannique. Dans ce dernier cas,la caractérisation du risque est
fondée sur l’analyse del’exposition qui est directementcomparée à une valeurbenchmark prédéfinie qui peut
par ailleurs correspondre à unniveau réglementaire(compliance levels).

Elle se retrouve par ailleurs dans l’approche en cours dequi préconise une
développement par la CIPR (CIPR, 2003)
comparaison à des gammes de doses ou débit de dose préétablies
sur la base de l’analyse du bruit de fond et des effets. Au sein duprogramme FASSET, un consensus a cependant été établi quant àl’intégration de l’analyse des effets dans la démarche decaractérisation du risque (FASSET 2004). L’avantage d’une intégrationde cette phase dans la démarche est de garantir l’adéquation desdonnées d’effets utilisées au problème formulé. Une analyse séparéerépond plutôt à un objectif de screening ou encore à des situations
pour lesquelles les données spécifiques au cas d’étude seraient trop
peu nombreuses ou inexistantes.
5/1/4

Approche graduée
En règle générale, les exercices d’évaluation du risque sont conduits
selon une approche graduée, comprenant plusieurs étapes, chacune
constituée des 4 phases précédemment décrites. De nombreuses
terminologies sont rencontrées dans la littérature pour désigner cesétapes. Suter et al. (Suter et al., 2000) définissent par exemple troisétapes : une première étape qui permet d’établir la pertinence de lanécessité de conduire une évaluation du risque environnemental ;une seconde étape, dite de screening, qui permet à l’aide deméthodes simples et conservatives de déterminer parmi lescontaminants potentiels ceux qui présentent un danger écologique© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologiquepotentiel ; la troisième étape permet pour cette liste limitée depolluants d’intérêt, une évaluation définitive du risque. Celle-ci
s’appuyera d’une part sur des données additionnelles identifiéescomme manquantes lors de l’étape de screening et d’autre part sur
des hypothèses et des modélisations associées de type «bestestimate» avec les incertitudes associées (alors que l’étape descreening se basait sur des hypothèses et des modélisations
conservatives). Le Tableau 5-3 établit la correspondance desdiverses terminologies utilisées en fonction de l’organisme
promoteur de la démarche déclinée pour les radionucléides.
Globalement, l’enchaînement de ces diverses étapes correspondtoujours à un gain qualitatif et quantitatif en termes de données etde représentativité pour le cas étudié. La gradation s’effectue depuis
des données relatives à l’analyse des expositions et des effets,
génériques, conservatives, souvent utilisées au sein de modèles
déterministes pour la caractérisation du risque, vers des données
spécifiques au site, best-estimate, associées à une évaluation desincertitudes et à un mode de calcul du risque probabiliste. De plus ladécision de poursuivre vers une étape supérieure s’effectue sur labase de l’identification d’un risque potentiel pour la substance et lacible d’intérêt à l’étape précédente. En ce qui concerne lessubstances chimiques et les recommandations du guide technique
européen, l’approche est itérative et non graduée impliquant unprocessus de réévaluation jusqu’à ce qu’une décision finale relative
au risque environnemental puisse être prise (Bodar et al., 2003) parmi
les trois possibilités ci-après :Quelle que soit l’approche miseen œuvre, les premières étapesd’évaluation du risque répondent
à l’objectif d’éliminer de la listeétablie lors de la formulation duproblème les contaminants neprésentant pas un risqueenvironnemental en utilisant une
démarche simplifiée etconservative.
Les étapes du niveau deraffinement le plus élevé ont
pour but de décrire la nature,l’intensité, la probabilitéd’occurrence du risque (et deseffets) en incluant les
incertitudes associées.

1/ il n’est pas nécessaire d’acquérir plus d’informations, lerisque n’est pas avéré ;2/ il n’est pas nécessaire de réduire le risque ;3/ des mesures pour réduire le risque sont nécessaires.
Quelle que soit l’approche mise en œuvre, les premières étapes
répondent à l’objectif d’éliminer de la liste établie lors de laformulation du problème les contaminants ne présentant pas unrisque environnemental selon une démarche simplifiée etconservative. Les étapes du niveau de raffinement le plus élevé ont
pour but de décrire la nature, l’intensité, la probabilité d’occurrence
du risque (et des effets) en incluant les incertitudes associées. Ces
dernières étapes réclament souvent des preuves supplémentaires
comme par exemple des données issues de la surveillanceécologique (utilisation de bioindicateurs, de biomarqueurs) ou
encore des données d’écotoxicité acquises en laboratoire.

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5/Evaluation du risque écologique
Tableau 5-3
Principales étapes d’uneapproche graduée déclinées au
sein des programmes ayant
proposé ou proposant une
méthode d’évaluation du risqueenvironnemental pour les
radionucléides

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5/Evaluation du risque écologique

5/2

Etude comparée entre méthodes existantes
applicables aux substances chimiques etméthodes existantes ou en cours dedéveloppement pour les radionucléides
5/2/1

Principaux critères définissant une méthode decaractérisation du risqueGlobalement, les principaux critères discriminant les méthodes decaractérisation du risque entre elles sont relatifs à la phase deformulation du problème et à la phase de caractérisation du risqueproprement dit, ex. à la manière dont sont assemblées les données
provenant ou déterminée lors de la phase d’analyse des expositions
et des effets. Ces critères sont rassemblés et brièvement discutés
dans le Tableau 5-4.
Critères

Questions posées

Principales réponses possibles

Critères relatifs à la formulation du problèmeType d’évaluation

Objectif de l’évaluation du risqueNiveau écologique de la protection

Quelle est la
principale
utilisation de laméthode ?

Quelles questions
sont posées àl’évaluateur? Quel
est le but de laméthode ? Existet-il un caractère
réglementairepour justifierl’application de laméthode ?

Prospective
Rétrospective
Les deuxDériver des normes de qualité
environnementales

Tableau 5-4
Principaux critères susceptibles
de discriminer les méthodes decaractérisation du risqueenvironnemental. Ces critères
sont passés en revue pour lesprincipales méthodes mises enœuvre ou en cours dedéveloppement pour les
radionucléides.

Vérifier le respect d’une valeur
réglementaire (valeur fixée par laréglementation, valeur guide)
Evaluer de façon comparative dessubstances dangereuses pourdéterminer une liste prioritaire
Evaluer un seuil de protection pourla cible d’intérêt
Evaluer le risque pour la cibled’intérêt

Quel est le niveau Individu
dans la complexité Populationécologique viséCommunauté/écosystème
pour laprotection ?

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5/Evaluation du risque écologique

Critères

Questions posées

Principales réponses possibles

Approche pourl’évaluation

Comment sont articulées lesdifférentes étapes pour unedécision finale quant au risque ?

Approche graduéeApproche générique simplifiée (oustylisée)Approche spécifique au site.

Degré de protection

Comment est défini le risqueacceptable ?

Type d’exposition

Quels sont les types d’exposition
concernés

PrédéfiniNon défini
Aigu
ChroniqueTransitoire

Critères relatifs à la caractérisation du risque (combinaison exposition et effets)

Grandeur utilisée
pour la comparaison
exposition-effets

Quelle grandeur est utilisée dansl’évaluation ?

Concentration dans une ou
plusieurs sources d’exposition
Dose ou débit de dose à unorganisme ou à une communauté
constitutive d’un écosystème
Indice de risqueComparaison avec une valeur
limite prédéfinie

Type de comparaison

Avec quel type de valeur lacomparaison est-elle faite ?

Comparaison avec une valeur
limite dérivée spécialement pourl’évaluation en cours
Comparaison d’un indice derisque à la valeur unité
Autre
Comparaison déterministe,fondée sur deux valeursponctuelles ou sur une valeur
comparée à une gamme devariation
Comparaison probabiliste
Comparaison semi-probabiliste

Méthode decomparaison

La comparaison est-elledéterministe ou probabiliste ?

Utilisation de facteursd’extrapolation ou de« précaution »Extrapolations

Comment sont gérées les
extrapolations diverses
nécessaires compte tenu desdonnées disponibles (aigu vschronique, entre stresseurs, entre
espèces, entre écosystèmes, dulaboratoire au terrain, del’individu à la population, etc.)

Incertitudes

Existe-t-il une stratégie pourévaluer les incertitudes?

Spécification de la stratégie

Utilisation de distributions
statistiques sur la based’hypothèses clairement posées
Utilisation de modèles derégression empirique (type QSAR)
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5/Evaluation du risque écologique

5/2/2

Méthodes utilisées pour combiner exposition et effets
Différentes méthodes existent pour intégrer les informations issues
de l’analyse des expositions et de l’analyse des effets, les mettant
en relation avec les entités écologiques d’intérêt définies dans laformulation du problème (Figure 5-3). En règle générale, lesméthodes déterministes qui mettent en œuvre des valeursponctuelles pour synthétiser les phases d’analyse sont réservées àl’étape de screening de la démarche d’évaluation du risque(méthode du quotient). Les méthodes probabilistes sont utiliséesdans les étapes d’évaluation définitive les plus raffinées. Pluslargement, l’estimation du risque peut être développée à partird’observations in situ, de la comparaison de valeurs ponctuelles, dela comparaison d’une valeur ponctuelle pour l’exposition et del’ensemble du profil stresseur-réponse, de distributions statistiquesreprésentant la variabilité des expositions ou des effets (Sergeant,2002). Dans tous les cas, il est évident que la caractérisation durisque ne pourra refléter qu’une synthèse de l’information et desdonnées qui ont été utilisées (si les données ou les méthodes sontpauvres, la caractérisation du risque sera peu pertinente). Par
ailleurs, la signification écologique de ce risque doit être interprétée
en tenant compte de sa nature, de son intensité, des échelles detemps et d’espace pour les analyses d’exposition et d’effet. L’un despoints fondamentaux reconnus pour l’acceptation d’une méthoded’évaluation du risque et des résultats associés relève de la manière
dont sont décrits les hypothèses et leur domaine de validité, leschoix effectués, les incertitudes associées à l’utilisation de toute
méthode d’extrapolation, et ceci pour chaque phase (Williams andEn règle générale, les méthodes
déterministes mettant en œuvre
des valeurs ponctuelles pour
synthétiser les phases d’analysesont réservées à l’étape descreening de la démarched’évaluation du risque.
Les méthodes probabilistes sontutilisées dans les étapesd’évaluation définitive les plus
raffinées.

L’acceptation d’une méthode etdu résultat ou de la décisionassociée relève de la manière
dont sont décrits les hypothèses
et leur domaine de validité, leschoix effectués, les incertitudes
associées à l’utilisation de toute
méthode d’extrapolation, et ceci
pour chaque phase.

Paustenbach, 2002).

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5/Evaluation du risque écologique

Figure 5-3
Représentation simplifiée desprincipales méthodes utiliséespour comparer exposition eteffets pour caractériser un risque(modifié d’après Sergeant, 2002).

5/2/3

Estimation du risque à partir de données de terrain
Les programmes de surveillance écologique peuvent soulever dessuspicions voire apporter la preuve d’une causalité entre expositionet effets. En faisant l’hypothèse d’une stratégie d’échantillonnage etde mesures adéquates, leur avantage majeur est qu’ils décrivent laréalité de la complexité des relations qui existent au sein desécosystèmes et la multiplicité des stresseurs potentiels ou avérés.
Cependant, ces études in situ peuvent être souvent limitées : parl’image fournie, souvent ponctuelle dans le temps et l’espace ; lemanque de réplication ; le biais introduit par les choix relevant de la
stratégie d’échantillonnage ; le problème de la variabilité importantedes données collectées pour un traitement robuste ; la nécessité demettre en œuvre des mesures suffisamment sensibles pour détecter
des effets (potentiels) et la nécessité d’acquérir des séries spatiales
et temporelles adéquates à l’égard de l’historique d’exposition del’écosystème examiné (Suter et al., 2000).

Sous réserve d’une stratégied’échantillonnage adéquate etdes mesures associées, lesprogrammes de surveillanceécologique permettent de décrirela réalité et la complexité desrelations au sein d’unécosystème.

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5/Evaluation du risque écologique
5/2/4

Estimation du risque par comparaison de valeursponctuelles d’exposition et d’effets
Cette méthode dite du ratio ou du quotient est la plus simple. Elleconsiste à calculer un indice de risque à partir d’une concentration
d’exposition divisée par une concentration d’effets. Souvent lavaleur d’effets est représentée par une valeur de comparaison issue
de l’analyse des données d’écotoxicité. Le type d’analyse pourélaborer ces valeurs est variable d’une méthode d’évaluation durisque à l’autre (valeur issue d’un test de toxicité, plus petite valeurécotoxique affectée d’un facteur d’extrapolation, etc.). Le principal
avantage de la méthode du ratio réside dans sa simplicité et sa
rapidité de mise en œuvre, ce qui réserve cette approche à l’étape
de screening pour identifier les polluants et les situations à risqueélevé ou faible. Cette méthode peut également être utile pour dessituations multi-stresseurs. Les ratios sont alors calculés
individuellement pour chaque substance puis sont sommés en
faisant l’hypothèse de l’additivité des toxicités. Cette hypothèse est
plus aisément admise dès lors que le mécanisme de toxicité est
commun à toutes les substances considérées. Par ailleurs cetteméthode, lorsqu’elle est utilisée de manière combinée avec
l’application de facteurs d’extrapolation sur la valeur d’effets,
témoigne de la qualité et de la quantité des données d’écotoxicité
utilisées pour déterminer cette dernière. Le degré de conservatisme
est donc complètement lié à la connaissance de la toxicité dechaque substance, rendant délicate l’utilisation du ratio dans uncontexte multi-stresseurs (le poids d’une substance dans une
somme d’indices de risque est d’autant plus important que lesdonnées d’écotoxicité sont peu nombreuses et que le facteurd’extrapolation est important). De même, le ratio étant largement
influencé par l’incertitude qui lui est associée, celle-ci est prise en
considération par le biais d’un facteur d’extrapolation plus ou moinsélevé. Ce ratio ne pourra donc être interprété que de manière
relative par comparaison à la valeur unitaire (PEC=PNEC). Une
valeur élevée du ratio estimée à partir de valeurs d’exposition ou
d’effets très incertaines peut représenter le même risque qu’un ratio
plus faible calculé à partir de données précises. Autrement dit, cetteméthode ne permet pas d’interpréter proprement les incréments surle ratio (Suter 1993).

Le principal avantage de laméthode du ratio réside dans sa
simplicité et sa rapidité de miseen œuvre ce qui réserve cetteapproche à l’étape de screening
pour identifier les polluants et lessituations à risque élevé ou
faible.

Cette méthode est utilisée pour les radionucléides dans l’approchede l’US DOE, d’Environnement Canada ou encore de l’Agence pourl’Environnement Britannique.

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5/Evaluation du risque écologique

Il est évident que l’utilisation de cette méthode est simple et rapide.
Cependant, elle peut conduire à une perte d’informations dès
l’instant où celle-ci est disponible car elle n’autorise pas l’évaluationde la variabilité et de l’incertitude en ce qui concerne l’exposition ou
les effets.
Une autre méthode s’apparentant à la méthode du ratio est celledes unités toxiques (« Toxic Units ») qui consiste à comparer dansune situation de multipollution les ratios PEC/EC50 calculés pourchaque polluant pris isolément à la valeur unité (où EC50 est laconcentration de la substance conduisant à 50% d’effets pour lavariable mesurée).
5/2/5

Estimation du risque par comparaison de valeursponctuelles d’exposition et d’effets --- Prise en comptede l’incertitude
La méthode du quotient telle que définie précédemment ne tientcompte d’aucune incertitude. Il est cependant possible dedéterminer la probabilité qu’une valeur ponctuelle d’effets excède
une valeur ponctuelle d’exposition dont la variabilité est connue (etinversement). La Figure 5-3 permet de visualiser le principed’application de cette méthode. L’US EPA (US-EPA, 1998) préconise
par exemple de comparer la distribution statistique de laconcentration journalière du polluant d’intérêt dans le cours d’eau
récepteur en fonction du débit sur une période d’un an à divers
critères d’écotoxicité afin d’estimer combien de jours par anl’exposition excède la concentration d’effets sélectionnée.
5/2/6

Estimation du risque par comparaison desdistributions d’exposition et d’effet (méthodeprobabiliste)
Cette méthode est le plus souvent réservée aux étapes deraffinement de l’évaluation du risque. Il s’agit d’utiliser ladistribution de fréquence cumulée pour les concentrations
d’exposition et de comparer un niveau d’exposition avec l’intensitéd’effets correspondante. L’avantage est ici de ne pas nécessiterl’utilisation d’une valeur de comparaison d’effets, rendant ainsi
possible d’examiner le risque associé à différents niveaux
d’exposition (Figure 5-3). La pente de la courbe dose-effets utilisée
indique l’intensité du changement dans la fraction de la population

La méthode probabiliste est leplus souvent réservée aux étapesde raffinement de l’évaluation durisque.
La méthode présente l’avantage
de ne pas nécessiter une valeur« benchmark » d’effets et rend
ainsi possible l’examen du risqueassocié à différents niveaux
d’exposition.

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5/Evaluation du risque écologiqueou de la communauté affectée associée à un incrément donnéd’exposition. Cette possibilité permet de disposer d’une méthodetracée qui autorise ainsi la comparaison de différentes options degestion du risque (modifications de l’intensité et de la probabilitéd’effets pour divers scénarios d’exposition). L’incertitude peut êtreincorporée aisément en calculant les percentiles des distributions
d’exposition et d’effets.
En ce qui concerne l’exposition et lorsqu’un jeu de données est
disponible à l’étape de screening d’une approche graduée du risque,c’est le 90ème percentile de la distribution des concentrations
d’exposition qui est utilisé pour les organismes dont le mode de vie
implique une exposition maximale. En ce qui concerne lesorganismes dont le mode de vie intègre les variations d’exposition
dans l’espace ou dans le temps, c’est la borne supérieure del’intervalle de confiance à 95% sur la médiane de la distribution qui
sera retenue.

De nombreuses possibilités
techniques existent pourcombiner exposition et effets etcaractériser le risque. Il convient
dans la mesure du possible
d’utiliser des niveaux dedescription cohérents pour lesdeux composantes du risque(expositions et effets) et deréserver les méthodes les plus
simples pour l’étape descreening.

5/3

Etude comparée des méthodes existant ou en
cours de développement en Europe pour les
substances chimiques et les radionucléides
Dans cette section, une étude comparative détaillée passe en revue
les divers critères discriminants des méthodes d’évaluation du risqueenvironnemental listées au Tableau 5-3. Cette revue est limitée aux
documents de référence dans le domaine en Europe, à savoir leguide technique des recommandations pour les substanceschimiques existantes ou nouvelles (EC 2003) et les documents
décrivant les avancées obtenues dans le cadre du programme
FASSET et en cours de développement dans le cadre du programme
ERICA (FASSET, 2004), (ERICA, 2004 a et b).
5/3/1

Guide technique européen pour les substanceschimiquesLe guide technique européen (ouTGD pour Technical GuidanceDocument) bien que sans statut
légal, constitue la référence
officielle pour la conduite del’évaluation du risque chimiqueenvironnemental.
Les approches qui y sontrecommandées bénéficient d’unconsensus entre experts,
régulateurs et parties prenantes.
La méthodologie d’évaluation durisque proposée a pour but
d’identifier si le risque est
acceptable ou non.

Présentation générale --- La Commission européenne a choisi detraiter la question des rejets dans l’environnement des substanceschimiques existantes ou nouvelles en s’appuyant sur une démarched’évaluation du risque, à la fois pour le risque sanitaire et pour lerisque écologique. Pour un nombre limité de substances classéescomme substances dangereuses, cette approche constitue un© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologiqueélément clé pour fournir les informations et recommandations
nécessaires à la hiérarchisation des polluants et à la mise en placede réglementations. Celles-ci nécessitent, de manière pratique, quesoient définies des normes (ou standards) de qualité
environnementale (Van Leeuwen et al. 1996). Le guide technique
européen (ou TGD pour Technical Guidance Document) est
actuellement la référence officielle pour la conduite de l’évaluation
du risque environnemental mais n’a cependant aucun statut légal.
Comme il est le résultat de nombreux groupes de travail
pluridisciplinaires et pluri acteurs (parties prenantes), riches en
retour d’expérience, et comme il a été récemment mis à jour en
2003, les approches recommandées bénéficient d’un large
consensus depuis les experts jusqu’aux organismes deréglementation, en passant par les parties prenantes. Le TGD est
donc utilisé en support de réglementations et l’application de laméthode d’évaluation du risque a pour but d’identifier si le risqueest acceptable ou non.
Objectifs de la protection ciblés par le TGD --- La méthodeproposée, découpée en identification des dangers, analyse desrelations concentration-effets pour en déduire une PNEC, analyse
des expositions pour déterminer une PEC et caractérisation durisque, doit aboutir à une conclusion sur l’impact environnemental
possible de substances chimiques prises individuellement en
examinant les expositions résultant des rejets et les effets de cesémissions sur la structure et le fonctionnement des écosystèmes
récepteurs.
La méthode a été développée pour :• les écosystèmes continentaux : écosystème aquatique incluant lessédiments, écosystème terrestre, super prédateurs, microorganismes des stations de traitement d’eaux usées etatmosphère ;• les écosystèmes marins : écosystème aquatique incluant lessédiments, super prédateurs. Le compartiment super prédateurs
permet d’appréhender de manière simplifiée les processusd’accumulation par la chaîne alimentaire ; de même, l’évaluation
des risques pour les micro-organismes des stations de traitement
des eaux polluées (STEP) permet de renforcer la protection del’environnement aquatique.
La terminologie employée souligne qu’un certain nombred’extrapolations sont utilisées dans la méthode. En effet, l’objet
primaire de la protection est désigné comme la structure et lefonctionnement de l’écosystème récepteur qui est ensuite simplifié© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologiqueen une série limitée de compartiments élémentaires (eau-solatmosphère), combinés avec une approche simplifiée à l’extrême dufonctionnement lors des transferts par la voie trophique (super
prédateur et contamination orale secondaire).
Méthode d’approche préconisée --- Qu’il s’agisse d’une évaluation
quantitative ou qualitative du risque environnemental, le risque est
caractérisé en comparant séparément la PEC et la PNEC pour les six
compartiments environnementaux cités précédemment. L’approche
reste spécifique en fonction de la catégorie de substances
concernées mais l’articulation présentée sur la Figure 5-1 reste
commune. L’approche est itérative, s’apparentant à une approche
graduée qui est poursuivie jusqu’à ce qu’une décision finale
concernant le risque et sa gestion puisse être prise. La premièreétape de l’approche est conservative puisque les manques deconnaissances sont comblés par des hypothèses conservatives ou
encore par des facteurs de sécurité élevés. Même si l’application decette démarche itérative est conceptuellement infinie dans le sens
où il demeurera toujours des incertitudes, le TGD insiste sur lerespect des principes qui doivent guider toutes demandes dedonnées additionnelles, à savoir moindre coût, moindre effort, hautgain en information, en évitant au maximum la pratique de tests
expérimentaux sur animaux. Par ailleurs des tests d’effetécotoxicologique sont également recommandés ainsi quel’utilisation des résultats obtenus pour réviser les PEC et/ou PNEC.
Degré de protection --- Le degré de protection est défini par le seuild’acceptabilité utilisé dans la phase de caractérisation du risque (ex.
en calculant le ratio PEC/PNEC). Ce seuil d’acceptabilité est obtenu
en divisant la plus petite valeur parmi celles disponibles au sein desrésultats d’écotoxicité par un facteur d’extrapolation (dit« assessment factor ») qui constitue la marge de sécurité entre la
toxicité observée lors d’essais de laboratoire et les effets possibles
au sein d’un écosystème réel. Ce facteur varie de 1 à 1000 selon laqualité, la complétude et la pertinence des données d’écotoxicité
disponibles. La protection est définie pour des effets à court terme(PNEC aiguë) ou à long terme (PNEC chronique).
Scénarios d’émission, échelle de temps, échelle d’espace --- Lesscénarios d’exposition considérés dans le TGD varient depuisl’émission d’une source ponctuelle bien définie dans le temps etl’espace jusqu’à des émissions diffuses, qui peuvent être continues
ou intermittentes (ces dernières correspondent à des rejets se
produisant moins d’une fois par mois et pour une durée inférieure à
24 heures). L’analyse des effets associée à chacun des deux cas© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologique

aboutit à un calcul d’une PNEC dite chronique ou aiguë. Concernant
les concentrations relatives à un niveau d’exposition, deux échelles
d’espace sont résolues de manière générique : échelle locale etéchelle régionale. Les PEC locales sont toujours calculées sur la basedu débit de rejet journalier de la substance quel que soit le scénariod’émission (continu ou intermittent). Les PEC régionales sontcalculées à partir du débit de rejet annuel et uniquement pour lesscénarios d’émission continue.
Caractérisation du risque et point de comparaison --- La méthode
recommandée est la méthode du ratio, qui consiste à calculer lavaleur PEC/PNEC et à la comparer à la valeur unité. Quand ce ratio
excède 1, la méthode consiste à s’interroger sur la pertinenced’acquérir de nouvelles données selon l’une des deux optiquessuivantes : acquérir plus de données in situ pour raffiner lesscénarios d’exposition retenus en première approche afin de vérifier
que les concentrations réelles sont largement en deçà desconcentrations « protectrices » et/ou réduire l’incertitude liée àl’utilisation d’un jeu de données d’écotoxicité qui conduisent àl’application d’un facteur de sécurité élevé en réalisant des tests
supplémentaires. Le ratio est par ailleurs calculé pour chaquesubstance et chacun des six compartiments objets de la protection.
La valeur seuil protectrice ou PNEC peut être déterminée selon deux
méthodes en utilisant :• des facteurs de sécurité de valeur fixe lorsque le jeu de donnéesd’écotoxicité est de petit effectif ou ,• des facteurs de sécurité variables dès l’instant où la qualité du jeu

de données est suffisante pour permettre l’application d’une
méthode d’extrapolation statistique associée à une valeur seuil
arbitraire correspondant à un niveau de protection de 95% desespèces. Le calcul du risque revient alors à comparer la valeurd’exposition (PEC) à la concentration dite dangereuse pour 5% desespèces de la communauté déduite de l’analyse statistique dite detype SSD (Species Sensistivity Distribution).
Le TGD propose deux méthodes pour la caractérisation du risque :une méthode du ratio, totalement déterministe et une méthodeutilisant une loi de distribution pour déterminer la concentration
dangereuse affectant 5% des espèces estimées selon une analyse
statistique, qui sert ensuite de valeur PNEC.
Extrapolations pour l’analyse des effets --- Selon la méthode laplus simple, la PNEC est calculée en divisant la plus petite valeurparmi les L(E)C50 obtenues lors de tests de toxicité aiguë ou les© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologique

NOEC issues de tests de toxicité chroniques par un facteur desécurité fixe. Il en résulte l’adoption de deux hypothèses majeures :• la sensibilité de l’écosystème dépend de l’espèce la plus sensible ;• protéger la structure de l’écosystème revient à protéger son

fonctionnement.
En conséquence, diverses extrapolations doivent être faites selon lejeu de données d’écotoxicité disponibles : (i) de l’aigu au chronique,(ii) depuis un stade du cycle de vie à la totalité du cycle, (iii) depuisl’individu à la population, (iv) d’une espèce à une autre, (v) d’unevoie d’exposition à une autre, (vii) des effets directs aux effets
indirects, (viii) d’un écosystème à un autre. Lorsqu’un jeu dedonnées réduit existe, le TGD propose de suivre des règles très
précises d’attribution de valeurs à ce facteur de sécurité (Tableau
5-5).
Dans la dernière version du TGD, les PNECs peuvent aussi êtrecalculées à l’aide de modèles statistiques d’extrapolation établis en
supposant que la variabilité de la sensibilité des espèces testées est
un échantillon représentatif de la sensibilité de toutes les espèces au
sein d’un écosystème. Sur la base de cette analyse statistique, ils’agit d’estimer la concentration d’exposition affectant seulement
une petite fraction des espèces de l’écosystème. Le TGD
recommande alors de déduire la valeur de PNEC en appliquant unfacteur de sécurité allant de 1 à 5 en fonction de la qualité desdonnées sur la concentration protégeant 95% des espèces (diteconcentration dangereuse pour 5% des espèces ou Hazardous
Concentration 5% - HC5). Une technique de « bootstrap » peutêtre appliquée pour dériver la médiane de la distribution de HC5(50%) et les 5ème et 95ème percentiles.

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5/Evaluation du risque écologique

Données d’écotoxicité disponibles

Facteur deSécuritéExtrapolation

PNEC eau – écosystème d’eau douce
Au moins une CL(E)50(1) d’un essai court terme1000• d’une seule espèce àl’écosystème

pour chacun des 3 niveaux trophiques standards(poissons, daphnies et algues)
Une NOEC(2) d’un essai à long terme (poissons
ou daphnies)
Deux NOEC d’essais à long terme pour 2 niveaux• Aigu vs chronique

100

Tableau 5-5
Règles d’attribution d’une valeur
au facteur d’extrapolation utilisé
pour la détermination des PNEC
pour les écosystèmes aquatiques(eau douce) et terrestres lorsd’une évaluation d’écotoxicité
chronique d’après (EC, 2003) et(Garnier-Laplace et al., 2004d)

50

trophiques (poissons et/ou daphnies et/ ou
algues)Trois NOEC d’essais à long terme pour 3 niveaux

10• d’une seule espèce àl’écosystème

trophiques (poissons, daphnies et algues le plus
souvent)
Méthode des SSD(3)Données de terrain ou de mésocosmes

5–1(au cas par
cas)

PNEC sédiments –écosystème d’eau douce
Au moins une CL(E)50 pour les organismes
benthiques

1000

Un essai à long terme (NOEC ou CE10)

100

Deux essais à long terme (NOEC ou CE10) sur desespèces ayant des conditions de vie etd’alimentation différentes

50

Trois essais à long terme (NOEC ou CE10) sur desespèces ayant des conditions de vie etd’alimentation différentes

10• Aigu vs chronique• d’une seule espèce àl’écosystème

PNEC solAu moins une CL(E)50 d’essais à court terme (e.g.
plantes, vers de terre, micro organismes)

1000

Une NOEC(2) d’un essai à long terme (e.g.
plantes)100

NOEC d’essais à long terme additionnels pourdeux niveaux trophiques

50

NOEC d’essais à long terme additionnels pourtrois espèces de trois niveaux trophiques

10

Méthode des SSD(3)

5–1

Données de terrain ou de mésocosmes• d’une seule espèce àl’écosystème(au cas parcas)© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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Données d’écotoxicité disponibles

FacteurdeSécuritéExtrapolation

PNEC orale sol (secondary poisoning pour oiseaux et mammifères)Chaîne simplifiée sol->vers de terre>oiseaux ou mammifères prédateurs

LD50 pour oiseaux ou mammifères

Nonutilisable

LC50 oiseaux (5 jours)

3000• Dose létale en expositionaiguë non acceptée pourune dérivation de PNEC
en chronique• Aigu vs chronique• d’une seule espèce àl’écosystème

NOEC oiseaux (essai à long terme)30• d’une seule espèce àl’écosystème

NOEC mammifères (essai à long terme à 28
jours)NOEC mammifères (essai à long terme à 90
jours)

300
90
30• Aigu, subaigu vs chronique• d’une seule espèce àl’écosystème

NOEC mammifères (essai à long termechronique)(1) : Concentration Létale ou produisant l’effet observé induisant un changement de 50% dela valeur moyenne de la variable considérée ex. entraînant la mort de 50% des individus lorsd’expériences(2) : Concentration sans effet observé (No Observed Effect Concentration) ou concentration
testée précédant la LOEC. Ces deux concentrations sont identifiées par la pratique d’un testd’hypothèse. La concentration la plus faible produisant un effet (LOEC – Lowest Observed
Effect Concentration) correspond à la concentration testée la plus faible produisant une
différence statistiquement significative par rapport au groupe témoin.
(3) Cette méthode SSD (Species Sensitivity Distribution) est une technique statistiqued’extrapolation qui peut être utilisée pour dériver une PNEC.

Traitement des incertitudes --- La spécificité de la méthodeprésentée dans le TGD est de travailler lors de l’étape de screening
sur des jeux de données de petite taille, ce qui implique que lesrésultats de l’évaluation sont affectés d’une incertitude élevée.
Selon la méthode itérative proposée, cette incertitude est réduite au
fil du raffinement de l’évaluation du risque.
Données demandées --- Pour l’analyse des expositions, les PECs
sont déduites à partir de données mesurées ou provenant demodèles et la cohérence entre ces deux catégories de données est
vérifiée. Pour les PEC locales et régionales, des scénarios et unmodèle conceptuel « standard » des écosystèmes récepteurs sont
proposés. Pour les données mesurées, leur adéquation et leur© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologiquereprésentativité pour le cas d’étude sont évaluées selon les critères
suivants : qualité de la stratégie d’échantillonnage et des techniques
analytiques utilisées, échelles de temps et d’espace couvertes par lescampagnes de mesures, etc.
Pour la détermination de la PNEC, les données d’écotoxicité
primaires nécessitent une évaluation de leur qualité (pertinencedans le contexte de leur utilisation) et de leur quantité. Le jeu
minimum de données pour les écosystèmes aquatiques est
représenté par des résultats de tests de toxicité aiguë sur despoissons, daphnies et algues. D’autres espèces en dehors de celles
retenues pour les tests standardisés peuvent être utilisées. Dans ce
cas, leur fiabilité sera évaluée en fonction des écarts par rapport aux
méthodes préconisées par le TGD, par l’OCDE ou encore par rapport
aux bonnes pratiques de laboratoire en général. De la mêmemanière, la pertinence de la méthode utilisée pour estimer ladonnée critique de toxicité (ex. CL(E)50 pour les tests aigus et NOEC,
LOEC, ECx pour les tests chroniques) doit être évaluée de manière
critique. Pour l’application de techniques SSD pour dériver une
PNEC, un certain nombre d’exigences supplémentaires sontspécifiées dans le TGD : les données d’écotoxicité doivent êtrerenseignées pour au moins 8 groupes taxonomiques, et doivent êtreau nombre de 10 NOECs au moins.
Prise en compte du bruit de fond --- Pour l’analyse de l’exposition,
la concentration du bruit de fond est assimilée à la PEC régionale.
Pour les substances naturellement présentes dans l’environnement,
les concentrations mesurées dans des zones non influencées
peuvent être utilisées. La notion de bruit de fond naturel (ex. dont laprésence est uniquement attribuable à une origine naturelle) est
différenciée de la notion de bruit de fond ambiant (ex. prenant encompte les émissions diffuses d’origine anthropique). Cette
distinction est justifiée sur le plan de la biodisponibilité des métaux,fonction de leur origine. Dans ces optiques, les données provenantde programmes de surveillance de l’environnement peuvent êtreutilisées. Pour la caractérisation du risque, PEC et PNEC doivent
correspondre à la même biodisponibilité de la substance considérée.
Il est recommandé d’interpréter les indices de risque supérieurs à unen tenant compte des bruits de fond naturel ou ambiant sitespécifique pour décider des actions à proposer.
Prise en compte de plusieurs substances --- Cet aspect n’est pas
développé dans le TGD. L’évaluation du risque est conduite demanière indépendante pour chaque substance.

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5/Evaluation du risque écologique

Exemples d’application du TGD --- La directive cadre sur l’eau
2000/60/EC est l’un des exemples d’utilisation réglementaire de laméthode proposée dans le TGD pour l’évaluation du risque.
L’objectif global est un objectif de résultat à l’horizon 2015 en
matière de bon état écologique et chimique à l’échelle du bassin
versant, des eaux de surface, des eaux souterraines et des eauxcôtières. Des objectifs de contrôle de la pollution à la source et deprévention dans les milieux récepteurs sont atteints selon une
approche combinant l’établissement de valeurs limites d’émission etla proposition de valeurs guides ou standards de qualité
environnementale (EQS) (Griffiths 2002). Pour ces dernières, la
directive comprend une liste de substances dites prioritaires établieà l’échelle de l’Europe selon la méthode d’évaluation du risquerecommandée dans le TGD.
Un autre exemple d’application est le système REACH (Registration,
Evaluation, Authorisation of Chemicals), nouvelle réglementation
européenne issue du livre blanc sur la stratégie de la future
réglementation européenne en matière de substances chimiques(EC, 2001) destinée à réduire les risques sanitaire et environnemental
liés aux substances chimiques. Les décisions d’autorisation dechaque substance seront fondées sur une évaluation du risque et laconsidération de facteurs socio-économiques.
5/3/2

Cadre pour l’évaluation de l’impact des radionucléides
(FASSET) et développement en cours pour lacaractérisation du risque (ERICA)
L’Europe n’est pas au même stade de développement pour ce qui
concerne l’évaluation des risques environnementaux dus aux
radionucléides, ces derniers n’étant mentionnés explicitement dansaucun des documents officiels relatifs aux substances chimiques(TGD, Directive cadre sur l’eau et valeurs guides associées, etc.). Les
développements réalisés dans le cadre des 5ème et 6ème PCRD dudomaine EURATOM correspondent à une étape préparatoire à lamise en place à l’échelle de l’Europe de méthodes d’évaluation durisque environnemental, qui pourront être ensuite utilisées demanière cohérente par les Etats membres, pour déterminer desvaleurs guides (EQS) à l’échelle d’une installation, à l’échelle d’unbassin versant, hiérarchiser/comparer de manière prospective desscénarios de gestion/démantèlement d’installations du cycle ducombustible, hiérarchiser par l’utilisation d’une méthode commune
les différentes catégories de substances, etc.

FASSET propose un cadre pourl’évaluation de l’impact
environnemental associé aux
radionucléides fondé sur la
structure classique qui existe
pour les substances chimiques.
Ce cadre recouvre simplement laformulation du problème et les
phases d’analyses, les autres
phases – caractérisation etgestion du risque sont traitées
dans ERICA.
ERICA complète le panel demodèles de transfert et modèles
dosimétriques en proposant
plusieurs niveaux de raffinement
dans les hypothèses et concepts
posés, une méthode pour ladétermination systématique devaleurs benchmarks d’effet ainsi
qu’une démarche complète
graduée allant jusqu’à lacaractérisation et la gestion durisque à l’environnement© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologique

Présentation générale
FASSET propose un cadre pour l’évaluation de l’impact
environnemental associé aux radionucléides fondé sur la structureclassique qui existe pour les substances chimiques. Ce cadre
recouvre simplement la formulation du problème et les phasesd’analyses, les autres phases --- caractérisation et gestion du risqueétant traitées dans ERICA (Figure 5-4). Un synoptique del’articulation des deux projets et du contenu des différentes étapes
est fourni par le Tableau 5-6. Les outils qui sont associés à laméthode proposée dans FASSET sont très simples (pour l’analyse del’exposition, tous les modèles de transfert utilisés sont des modèlesà l’équilibre, ne prenant pas en compte le transport, associés à desmodèles dosimétriques simplifiés ; pour l’analyse des effets les
informations les plus pertinentes sont recherchées dans la base dedonnées FRED). ERICA va compléter la sélection de modèles detransfert et de modèles dosimétriques par plusieurs niveaux deraffinement dans les hypothèses et concepts posés, une méthodepour la détermination de valeurs de comparaison s’apparentant àdes valeurs prédites sans effet, ainsi qu’une démarche complète
graduée allant jusqu’à la caractérisation et la gestion du risqueenvironnemental. Un aperçu du stade de réflexion actuel sur cetteapproche intégrée est présenté sur la Figure 5-5. Cette approche est
bien entendu appelée à évoluer au fil du projet qui s’achèvera début
2007.

Les écosystèmes sont simplifiéspour refléter la distribution desradionucléides et les voies
d’exposition qui peuvent en
découler pour les organismes
vivants.
FASSET identifie 5compartiments et 31 organismesde référence censés couvrir lagamme de variation desexpositions aux rayonnements
ionisants et des radiosensibilitésd’un écosystème.
Les organismes de référence
proposés comme outils supports
de l’évaluation de l’impact ont
été sélectionnés pour balayer destraits de vie diversifiés mais avec
comme conséquence communed’être exposés à des débits dedoses significatifs.

Figure 5-4
Synoptique de l’articulation et ducontenu des projets FASSET et
ERICA - selon ERICA, 2004 -© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologique

PhasesDescription

Outils développés

Caractérisation
source etdanger

3 Liste initiales des radionucléides
prioritaires fondée sur les quantités
rejetées et les propriétés physicochimiques et biologiques (critèresdéfinissant le transport et le transfert
au sein des écosystèmes)• 37 radionucléides
(correspondant à 20éléments)

Caractérisation
de l’écosystème

3 Liste des écosystèmes pouvant êtreaffectés, définition des conditions aux
limites (espace-temps)• Description détaillée de 4écosystèmes terrestres etde 3 écosystèmesaquatiques européens

Sélection desorganismes deréférence

3 Choix des organismes de référence
les plus appropriés selon la formulation
du contexte de l’évaluation• Description détaillée de 31
organismes de référence(géométries,modes de vie,
habitat)Analyse del’exposition

3 Estimation des concentrations enradionucléides dans les divers
compartiments des écosystèmes etexpositions par irradiation externe etinterne• Modèles de transfert àl’équilibre (Facteurs deconcentration)• Liste des critères à prendre
en compte

Tableau 5-6
Articulation des différentes
phases d’une évaluation durisque environnemental
développées ou en cours dedéveloppement dans le cadre desprojets FASSET et ERICA• Coefficients de dose parradionucléide et voie
d’exposition

Analyse deseffets3 Comparaison des débits de dose
estimés lors de l’analyse desexpositions aux effets biologiquesrépertoriés dans la base de données
FRED afin de définir l’intensité deseffets possibles dans les catégories
d’effets retenues•

Caractérisation
du risque3 En cours de développement dans lecadre d’ERICA• En cours

Base de données FRED
avec 4 catégories d’effets(mortalité, reproduction,
morbidité, mutation)

3 Utilisation de méthodes simples
dans l’étape de screening puis deméthodes probabilistes
Décision/gestion

3 En cours de développement dans le

3 En cours

Objets ciblés de la protection
FASSET répond à la fois à des situations où les objets de laprotection sont définis par la réglementation, comme les espècesrares ou en danger par exemple ou encore à des situations où les
objets de protection sont identifiés selon leur signification vis-à-vis
du fonctionnement de l’écosystème, des modalités d’exposition etde la sensibilité aux radiations, en utilisant une approche
multicritères. De manière générique, les écosystèmes ont été
simplifiés pour refléter la distribution des radionucléides et les voies
d’exposition qui peuvent en découler pour les organismes vivants :pour les écosystèmes aquatiques, deux compartiments sont utilisés,les sédiments de fond et la colonne d’eau ; pour les écosystèmesterrestres, le sol, la strate herbacée et la canopée. Ces cinq

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5/Evaluation du risque écologiquecompartiments et les 31 organismes de référence qui y sontassociés ne sont pas eux-mêmes les objets de la protection. Ceux-ci
sont la structure, incluant tous les niveaux trophiques, et lefonctionnement des écosystèmes que ces ensembles sont censés
représenter. Le concept d’organisme de référence (Tableau 5-7)
assiste l’évaluateur dans cette tâche. Les écosystèmes ou
communautés ou populations ou individus d’une espèce donnée
seront mis en correspondance avec l’un des écosystèmes européens
types répertoriés dans FASSET ou avec un niveau trophique ou avec
un organisme de référence. Les organismes de référence sont censés
couvrir la gamme de variation des expositions aux rayonnements
ionisants et des radiosensibilités.

Figure 5-5
Approche graduée proposée par
ERICA pour l’évaluation du risqueenvironnemental associé aux
radionucléides. (selon ERICA,
2004a).

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5/Evaluation du risque écologique

Écosystèmes terrestres

Écosystèmes aquatiquesForêts, prairies semi-

Écosystèmes d’eau douce, écosystèmes marins,

naturelles, marécages,écosystèmes d’eau saumâtreécosystèmes agricoles
Niveau trophique

Pélagique

Benthique

Phytoplancton

Micro- et macro-algues,

Tableau 5-7
Organismes de référence,
niveaux trophiques etécosystèmes associés définis
dans le cadre du programme
FASSET (FASSET, 2004).

Producteurs primaires
Arbres, buissons,plantes vasculaires

graminées, plantessupérieures, bryophytes
et microflore
Consommateurs primaires (herbivores et omnivores)
Microorganismes

Protozoaires et(protozoaires),zooplancton

invertébrés (insectes),

Détritivores:
brouteurs (ex. vers,échinodermes, crustacés)vertébrés (mammifères

Filtreurs (ex.. mollusques)et oiseaux)Prédateurs
Invertébrés, vertébrés

Vertébrés (poissons,Vertébrés (poissons,carnivores

reptiles,mammifères)mammifères,amphibiens, oiseaux)et invertébrés
(mollusques etcrustacés)Super prédateurs
Mammifères

Mammifères carnivores,

carnivores

oiseaux, poissons

Oiseaux, poissons

Méthode d’approche préconisée – La méthode d’évaluation del’impact environnemental proposée est réaliste par rapport au
fonctionnement et à la structure des écosystèmes européens maisaussi conservative par l’identification des composantes les plus
exposées au sein de ces écosystèmes. En ce sens, les organismes de© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologiqueréférence proposés comme outils supports de l’évaluation del’impact ont été sélectionnés pour balayer des modes de vie
diversifiés. Ils ont comme point commun d’être exposés à des débits
de doses significatifs. Il est clairement affirmé que le système
proposé doit être en parfaite cohérence avec celui relatif à laradioprotection humaine (Figure 5-6) (ICRP 2003).
La similitude entre les approches se situe à plusieurs niveaux : leconcept d’homme standard et celui d’organismes non humains deréférence (« reference animals and plants : RAPs ») utilisés commebase pour un calcul dosimétrique stylisé, l’approche pour la gestion
du risque fondée sur des niveaux d’intérêt communs, rapportés aubruit de fond et mis en correspondance avec des niveaux
environnementaux d’une part et des niveaux d’action de protection
de l’homme.

Pratique/Intervention

Concentrations environnementales
en radionucléides

Homme de référence avec
tables de conversion

Faune et flore de référence
avec tables de conversion

Homme de référence secondaire(enfant, nourrisson,…)Faune et flore de référence secondaire(si nécessaire)

Niveau d’action protectricepour les humains

Niveaux de considération dérivés
pour la faune et la flore

Figure 5-6
Mise en correspondance dusystème de radioprotection del’homme existant (à gauche) et
du système de protection
environnemental en cours dedéveloppement. Cette cohérence
est recommandée par la CIPR
(2003), (ICRP 2003) et suivie par
ERICA (ERICA, 2004), (ERICA,
2005b).

Politique et prise de décision en matière de gestionen ce qui concerne la santé publique et lesrisques environnementaux pour une même situation environnementale

Degré de protection – Ce dernier n’est pas précisé explicitement.
Scénarios d’émission, échelle de temps, échelle d’espace --- Au
sein de FASSET, une analyse de l’impact environnemental aussi
réaliste (et donc site-spécifique) que possible est préférée. Les
scénarios pouvant être traités sont relatifs à l’exposition aiguë ou© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologiquechronique des écosystèmes terrestres et aquatiques. Cette analyse
est précédée de la caractérisation du terme source avec :• laliste des radionucléides rejetés dans(radioisotopes de 20 éléments,(Tableau 5-8) ;l’environnement• la nature de l’écosystème récepteur.

Le programme ERICA proposera une liste élargie de radionucléides,balayant plus largement les isotopes d’intérêt dans la gamme desactivités liées au fonctionnement normal des installations du cycle
nucléaire, aux chantiers de démantèlement, aux sites de stockage dedéchets radioactifs, à l’exploitation de plates-formes pétrolières, àl’utilisation militaire du combustible, ou encore à toute situation decrise liée à des rejets accidentels.
Caractérisation du risque et point de comparaison --- La
caractérisation et la gestion du risque n’ont pas été abordées dansle cadre de FASSET mais le sont dans le cadre d’ERICA. FASSET n’a
par exemple proposé aucune étape de screening des doses ou débits
de dose calculée lors de l’analyse de l’exposition par comparaison à
une concentration de radionucléide(s) dans le milieu. Il est
recommandé par FASSET de développer une méthode pourdéterminer et interpréter correctement ces valeurs guides sans effet
et cet aspect est un apport attendu du programme ERICA.

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5/Evaluation du risque écologiqueRadionucléide (tableau
périodique deséléments)

Principaux radioisotopes (période
physique T½)

Types derayonnement

H (Ia)

3

H (12 ans)β−

C (IVb)K (Ia)Cl (VIIb, halogène)

1440

C (5600 ans)
K (1,3 x 109 ans)
36
Cl (3,01 x 105 ans)

β−
β−, γ
ε, e−

Ni (VIII, métal)63β−Ni (96 ans)Ni (7,5 x 104)89
Sr (50,5 jours)90
Sr (28,5 ans)
94
Nb (2,03 x 104)99
Tc (2,13 x 105 ans)
106
Ru (368 jours)129
I (1,57 x 107 ans)131
I (8,04 jours)134
Cs (2,06 ans)137
Cs (30 ans)
135
Cs (2,0 x 105 ans)
210
Po (138 jours)

β−,, γ

Cosmique, fission,
activation
Cosmique, activation
Primordial
Activation
neutronique
Activation
neutronique
Fissionβ−, γ, eβ−, γ, e−β−, γ, e−β−FissionFissionFissionFissionβ−, γ, e−Fissionβ−, γDécroissance chaînes
238
U
Décroissance chaînes
238
U
Décroissance chaînes
238
U
Naturelle,décroissance deschaînes U &Th

59

Sr (IIa)
Nb (Va)Tc (VIIa,)
Ru (Group VIII, métal)I (VIIb, halogène)
Cs (Ia)Po (VIb,)
Pb (IVb, métal)210

Pb (22 ans)β−, γRa (IIa)

226

Ra (1600 ans)α, γTh (série des actinides)

227

Th (18,7 jours)Th (1,9 ans)
230
Th (7,7 x 104 ans)
231
Th (25,5 heures)232
Th (1,4 x 1010 ans)
234
Th (24,1 jours)
234
U (2,45 x 105 ans)
235
U (7,04 x 108 ans)
238
U (4,47 x 109 ans)
238
Pu (88 ans)
239
Pu (2,4 x 105 ans)
240
Pu (6,5 x 103 ans)
241
Pu (14,4 ans)
241
Am (432 ans)

α, γ, e−α, γα, γ, e−β-, γ, eα, γ
β-, γ, eα, γ

Np (série des actinides)

237

α, γ, e−Cm (série des actinides)

242

228

U (série des actinides)

Pu (série des actinides)

Am (série des actinides)

Np (2.,1 x 106 ans)

Cm (163 jours)Cm (28,5 ans)
244
Cm (18,1 ans)
243

SourcesNaturelleβ−, γActivation/capture
neutroniqueα, γActivation/capture
neutronique pardécroissance du 241Pu
Activation/capture
neutronique
Activation/capture
neutroniqueα, γα, γ, e−α, γTableau 5-8
Liste des radionucléides pris encompte dans le programme
FASSET. Celle qui sera proposéedans le programme ERICA sera
plus étendue.

Extrapolations pour l’analyse des effets – L’analyse des effets est
réalisée par recherche dans la base de données FRED qui compile etassemble les connaissances des effets des rayonnements ionisants
sur les différents groupes « pseudo taxonomiques » avec référenceà 4 catégories d’effets : mortalité, morbidité, reproduction et© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologiquemutation. Cette recherche dans FRED est utilisée pour estimer
l’impact de l’exposition au niveau individuel. La pertinence de lasignification de tels effets à l’échelle de l’écosystème est laissée aujugement d’experts. L’approche FASSET centre l’analyse des effets
sur les organismes de référence. La qualité et la quantité desconnaissances sur les effets biologiques des rayonnements ionisantsà différents niveaux d’organisation biologique ont été analysées
dans le cadre de FASSET où une synthèse de l’état de l’art a été l’undes résultats majeurs. L’une des conclusions de cette analyse estque, quel que soit le groupe « pseudo taxonomique » considéré, lesconnaissances sont en général issues d’études dont les conditions
expérimentales ne reflètent pas la majorité des situations
environnementales d’intérêt pour l’application de FASSET ex. lessituations d’exposition chronique à faibles doses. Cela est vrai tantpour les gammes de doses ou de débits de dose testées, que pour letype de rayonnement majoritairement étudié ou encore lesvariables d’effets ou les espèces utilisées dans ces études. ERICA est
consacré pour une part à la définition de règles à respecter pour laconception et la justification d’expériences visant à établir desrelations dose-effet pertinentes au sens de leur utilisation dans lecadre de la protection de l’environnement (Garnier-Laplace et al.,2004b).

En l’état actuel des connaissances de nombreuses extrapolations
sont nécessaires (Tableau 5-9), ce qui implique de tracer laméthode utilisée et l’incertitude introduite par ce biais. Une
publication de synthèse sur les extrapolations a permis dehiérarchiser l’importance des incertitudes associées à chacune decelles-ci comme suit : extrapolation d’une espèce à l’autre > desexpositions aiguës aux expositions chroniques = de l’irradiation
externe à l’irradiation interne = d’un radionucléide à une situationde multi-pollution > de l’individu à la population>de la structure del’écosystème à son fonctionnement (Garnier-Laplace et al. 2004b).

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5/Evaluation du risque écologique

Manques de connaissances

Extrapolation

Données chroniques à faibles doses

Effets aigus aux effets chroniques

Irradiation interne, particules à fort LET

Irradiation externe à irradiationinterneMélange de stresseurs

Radionucléide aux

Tableau 5-9
Principaux manques deconnaissances et types
d’extrapolations associés pourune évaluation du risqueécologique associé aux
radionucléides - d’après(Garnier-Laplace et al., 2004b).

multicontaminantsDonnées à l’échelle de la population

Individu à la population

Données en chronique pour plusieurs groupes

Entre les espècestaxonomiques
Données sur le fonctionnement desStructure de l’écosystème à sonécosystèmesfonctionnement

Traitement des incertitudes --- L’utilisation des organismes deréférence introduit des incertitudes. En particulier, il est
recommandé de confronter les résultats obtenus en utilisant ce
concept et les outils associés à des informations additionnelles
provenant par exemple de mesures in situ pour certains typesd’organismes réels. De même, l’utilisation de modèles de transfert
et de calcul dosimétrique simplifiés génèrent des incertitudes tantsur le plan conceptuel (en particulier sur les méthodes mises enœuvre pour gérer par extrapolation la connaissance manquante)que sur les valeurs des paramètres des modèles eux-mêmes. L’unedes extrapolations utilisées est l’utilisation de facteurs depondération entre les types de rayonnements (ou Radiation
Weighting Factors) lors du calcul dosimétrique. Cet aspect est vu
sous l’angle d’une analyse de sensibilité, au cours de laquellel’évaluateur analysera les conclusions en appliquant ou non ces
facteurs. Ils sont rappelés dans le Tableau 5-10. D’une manière
générale, FASSET préconise l’adoption d’une approcheraisonnablement prudente, accompagnée d’un exposé clair deshypothèses et des incertitudes introduites.
Données demandées ---Des données dites réalistes ex. se rapportant
au cas d’études in situ seront préférées si elles sont disponibles
d’une extrapolation prudente lorsque les données manquent.

L’utilisation des organismes deréférence introduit desincertitudes. FASSET préconisel’adoption d’une approcheraisonnablement prudente,accompagnée d’un exposé clair
des hypothèses et desincertitudes introduites.

Prise en compte du bruit de fond --- Les effets sont reliés à la dose
(ou au débit de dose) totale incluant le bruit de fond. Les débits dedose liés aux expositions externe et interne aux radionucléides

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5/Evaluation du risque écologiqued’origine naturelle ont été estimés à titre indicatif pour renforcer lapertinence de l’évaluation de l’impact.
Prise en compte de plusieurs substances --- Concernant les effets,
il a été prouvé que de nombreuses variables environnementales,
dans leur gamme de variation naturelle, influencent laradiosensibilité des organismes, qui a tendance à augmenterd’autant plus que les conditions environnementales s’éloignent del’optimum physiologique des organismes vivants. Il existe trop peu
de données sur l’influence d’un contexte de multipollution pour entirer des conclusions exploitables au sens d’une évaluation durisque. Dans tous les cas, on suppose l’additivité des effets quels que
soient le radionucléide considéré et la voie d’irradiation, externe ou
interne. Les doses ou débits de dose de chacune de ces
contributions sont additionnés pour estimer une dose ou un débit
de dose total tenant compte des différences d’efficacité biologiquedes différents types de rayonnement. Cependant, la validité de ces
coefficients ne fait pas l’objet d’un consensus à l’heure actuelle en
raison du peu de données pertinentes pour obtenir de manière
robuste ces facteurs de pondération. 78 références bibliographiques
seulement sont utilisables à cet effet dans FRED. Dans l’attente deconnaissances plus robustes, FASSET propose d’appliquer une étude
de sensibilité en examinant la variation de la dose ou du débit dedose biologiquement effectif pour des facteurs de pondération de
5,10 et 50 pour l’exposition interne par les émetteurs alpha.

Particule

w Rs

α

1

Modèles dosimétriques utilisés sontsuffisamment conservatifs

Références(National Council on Radiation
Protection 1991)

20

Similaire au cas de l’homme(IAEA 1992)

5

Effets déterministes(UNSCEAR 1996)

40

Revue de données issues de la littérature(EnvironmentCanada 2001)

10

Effets déterministes(Kocher and Trabalka 2000)

10 (5-20)
5-50
Unlikely >200β<10keV

Motifs3

Principalement effets déterministes(Trivedi and Gentner 2000)

Objectifs d’illustration

FASSET 2003 [7]Tableau 5-10
Synthèse des différentes
propositions faites pour les
facteurs de pondération(rayonnements α et β ) à utiliser
pour la dosimétrie des espèces
non humaines.

Analyse de la base de données FRED
Valeurs de RBE pour le tritium(Moiseenko, Waker et al. 2001)(EnvironmentCanada 2001)<5

Analyse de la base de données FRED

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5/Evaluation du risque écologique
5/3/3

Faisabilité de l’adaptation aux radionucléides desméthodes d’évaluation du risque environnemental
utilisées pour les substances chimiques
A la lumière des brèves descriptions des critères et méthodes mis enœuvre ou en cours de développement dans le TGD d’une part, dansles projets FASSET et ERICA d’autre part, il est clair que, bien quedes différences existent et soient à prendre en compte entre lesdeux catégories de stresseurs, l’application de méthodes qui ont faitleur preuve et bénéficient d’un large retour d’expériences pour les
substances chimiques, est possible. Elle est souhaitable pour lacohérence de gestion du risque environnemental au sens large, et demanière plus pragmatique, pour la cohérence en matière desurveillance de l’environnement et de réglementation.
Depuis la fin du programme FASSET, au plan européen mais aussi auplan international (ICRP, 2003, ERICA, 2005), un consensus est établi surla faisabilité de l’adaptation des méthodes d’évaluation du risqueenvironnemental mises en place et éprouvées pour les substanceschimiques aux contaminants ionisants. Sur cette base, les questions
qui restent à débattre sont d’ordre pratique : quelles sont lesdifférences entre les deux catégories de stresseurs ? Comment les
prendre en compte ? Ces différences ont-elles également desimplications sur le système de réglementation qui pourrait être l’undes domaines d’application de ces méthodes d’évaluation du risqueenvironnemental ?

Il y a un consensus international
sur la faisabilité de l’adaptation
aux contaminants ionisants desméthodes d’évaluation du risqueenvironnemental mises en placeet éprouvées pour les substanceschimiques

Pour ce qui concerne les radionucléides, il a déjà été démontré par
quelques initiatives nationales (Environnement Canada, US DOE,
Agence de l’Environnement Britannique) qu’il est tout à fait possible
de développer un cadre pour l’évaluation du risque cohérent entre
diverses catégories de stresseurs. A titre d’illustration, le tableau 511 permet de comparer les critères à prendre en compte dans le cas
d’une évaluation du risque environnemental concernant les
radionucléides et les métaux/métalloides stables.

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5/Evaluation du risque écologique

Phase

Critères à prendre en compte

Analyse desexpositions

Spéciation et stabilité (persistance) des formes
Comportement biogéochimique et distribution dans les compartiments
abiotiques
Echelle d’espace locale et régionale
Biodisponibilité (et bioaccumulation)
Voie d’exposition (irradiation) externe
Voie d’exposition interne
Calcul de dose/débit de dose avec utilisation du conceptd’organismes de référence
Pondération liée à l’efficacité biologique du type de rayonnements
considéré
Additivité des doses/débits de doses dus aux diverses voies
d’exposition et aux divers radionucléides
Concentration ajoutée au bruit de fond géochimiqueDurée d’exposition (biocinétique)Analyse deseffetsTableau 5-11
Critères pris en compte dans lesdifférentes phases d’uneévaluation du risqueenvironnemental et différences
selon la catégorie de stresseurs.
(caractères gras = critères
spécifiques aux radionucléides,
caractères italiques = critères
spécifiques aux métaux etmétalloïdes stables ou jamais
appliqués aux radionucléides
jusqu’alors, caractères normaux= critères communs aux deuxcatégories de stresseurs)

Toxicité potentielle des formes physiques et chimiques pour la contaminationinterneToxicité des fils issus de la décroissance radioactive du radionucléide
père
Toxicité fonction du caractère essentiel on non du métal ou métalloide(adaptation, tolérance, déficience)
Effets liés à irradiation externe
Relation exposition-dose-effet
Relation exposition-effets
Données d’effets rapportées aux concentrations dans les milieux
Données d’effets rapportées aux doses/débits de dose reçus par lesorganismesDurée d’exposition
Effets au niveau individuel avec un accent mis sur des variables d’effets reliées
à la démographie (mortalité et capacité reproductive)
Biomarqueurs subcellulaires quantifiant et qualifiant la morbidité
Idem pour les dommages à l’ADN
Effets déterministes
Effets stochastiques
Sélection d’organismes tests en relation avec leur niveau trophique
Sélection d’organismes de référence en relation avec le niveaud’exposition aux radionucléides le plus élevé (source derayonnement-cible, habitat, mode de vie, bioaccumulation)
Dérivation d’une valeur ou d’une gamme de variation protection de tout ou partie
d’un écosystème par extrapolation sur la base des résultats de tests d’écotoxicité
les plus sensibles (espèces et endpoints) ou sur une base statistique (technique
SSD)

Caractérisation
du risqueComparaison exposition et valeur benchmark seuil protectrice de l’écosystème(PEC/PNEC)
Approches probabilistes si les données sont suffisantes© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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5/Evaluation du risque écologique

Les différences majeures qui existent entre les radionucléides et les
substances chimiques stables sont les suivantes :1/ La référence obligatoire à la dose ou au débit de dose pourintégrer exposition et effets car les connaissances sur leseffets des radionucléides sont toutes rapportées à cettegrandeur. Il est cependant toujours possible par rétro calcul
de convertir une dose ou un débit de dose en activité
massique ou volumique du radionucléide correspondant.
C’est par ailleurs ce qui est appliqué dans la méthoded’évaluation du risque de l’US-DOE.
2/ La nécessité de considérer deux voies d’irradiation (externe etinterne), le corollaire étant l’adoption de l’hypothèsed’additivité des doses et des débits de dose pour toutes lesvoies d’exposition et tous les radionucléides.
3/ Sur la partie relative à l’évaluation de la toxicité parl’application de tests, l’absence de tests normalisés ou mêmerecommandés pour les radionucléides; récemment, dans lecadre du programme ERICA, une réflexion a été entreprise surla pertinence des tests écotoxicologiques existant en termesde sensibilité notamment pour un stresseur radioactif. Cet
aspect relatif à la mise en œuvre de tests de laboratoire pourl’évaluation des effets revêt une importance particulière pourles radionucléides dans le sens où les surveillancesécologiques diverses pratiquées in situ sont en général peu
sensibles pour détecter des effets.
4/ Même si les effets stochastiques présentent une pertinenceélevée pour les stresseurs radioactifs, leur interprétation àdivers niveaux d’organisation biologique demeure encore
délicate.

Résumé
La méthodologie d'évaluation du risquese base sur le modèle existant pour les
substances chimiques. Ce modèle est
comparé à l'état des avancées dans les
programmes européens FASSET et
ERICA pour les radionucléides. Il
comporte quatre phases danslesquelles la caractérisation du risquerésulte de la combinaison desinformations issues de l'analyse desexpositions et de celle des effets. Pour
combiner ces phases, les méthodes
déterministes mettant en œuvre desvaleurs ponctuelles (la valeur d'effet est
représentée par une valeur benchmark)sont réservées à l'étape de screening dela démarche d'évaluation du risque. Les
méthodes de distribution comme laméthode probabiliste est utilisée dansles étapes d'évaluation définitive, lesplus raffinées (examen du risqueassocié à différents niveaux
d'exposition). La caractérisation durisque constitue l'étape finale duprocessus répondant à la formulation
du problème posé pour définir ledomaine et l'objectif de l'évaluation.
Dans les programmes européens et sur
la base générale de ce qui existe pourles substances chimiques, lacaractérisation est différenciée de lagestion du risque et l'étape d'analyse
des effets est intégrée dans ladémarche. Les exercices d'évaluation
du risque sont conduits selon une
approche graduée correspondanttoujours à un gain qualitatif etquantitatif en termes de données et dereprésentativité. L'approche FASSET
centre l'analyse des effets sur lesorganismes de référence. En l'état
actuel des connaissances denombreuses extrapolations sont donc
nécessaires. Enfin l'étude comparative
des méthodes existantes (traitement
des incertitudes, prise en compte dubruit de fond, extrapolation...) permetde définir les différences majeures
entre les radionucléides et les
substances chimiques et par la mêmele degré d'adaptation aux
radionucléides de la méthoded'évaluation du risque appliquée aux
substances chimiques.

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6/Modèles dosimétriques

6/

Modèles dosimétriques
et hypothèses existants
L’évaluation du risque environnemental lié à la présence deradionucléides requiert la détermination de la dose (ou du débit dedose) mise en jeu lors de la phase d’analyse de l’exposition demanière à la relier aux effets Il s’agit de déterminer, pour unorganisme donné, dans des conditions d’exposition définies, laquantité d’énergie reçue par cet organisme du fait de son exposition
aux radiations émises par le(s) radionucléide(s) considéré(s). S’il est
possible d’envisager une approche par la mesure lorsqu’il s’agit
d’exposition externe, la difficulté est plus importante quand les
radionucléides ont été incorporés. Même en exposition externe, lamesure, lorsqu’elle est possible, ne constitue au mieux qu’uneapproche de la réalité n’intégrant pas totalement la dimension
géométrique de l’organisme cible. Il est donc nécessaire de disposerde modèles permettant de représenter les situations à étudier, avec
des hypothèses clairement établies. Dans le cadre de cette aide au
calcul dosimétrique, la notion d’organisme de référence a été
proposée par FASSET et retenue dans le cadre de FASSET, d’ERICA etdes travaux de la CIPR.
6/1

Notion de « coefficients de dose »6/1/1

Principes
Calquée sur le système de radioprotection développé pour l’homme
mais n’intégrant pas la radiosensibilité des tissus ni l’efficacité© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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6/Modèles dosimétriques

biologique des divers types de rayonnement (sauf dans certainscas), l’approche des coefficients de dose consiste à déterminer par
calcul un coefficient numérique multiplicatif qui, appliqué à laconcentration en radionucléide de la (les) source(s) derayonnement, permet d’évaluer la dose correspondante reçue parl’organisme-cible, exprimée en Gray. Les voies d’exposition interne
et externe sont distinguées par la détermination de coefficients dedose spécifiques à chacune de ces voies. Les coefficients de dosesont également propres à un radionucléide, tenant compte
généralement des différents types de rayonnements ainsi que
parfois de ses descendants. L’hypothèse d’additivité de toutes lesvoies et sources d’irradiation est ensuite à la base du calcul de ladose totale.
6/1/2

Hypothèses générales
Deux hypothèses majeures sont retenues dans cette approche :1/ l’organisme est représenté par un volume homogène encomposition et en densité.
2/ le radionucléide est distribué uniformément dans tout le volume
de la source, qu’elle soit externe ou interne.
L’approche par « coefficients de dose » est aujourd’hui la plus
répandue. Utilisée par les Canadiens (Amiro, 1997) et les Britanniques(Environment Agency, 2001), c’est également l’approche retenue dans lecadre de FASSET (FASSET, 2003) ainsi que par la CIPR (CIPR, 2003). Par
exemple, FASSET, repris par ERICA (ERICA, 2004), considère lesconcentrations des radionucléides dans l’environnement commetermes d’entrée, définit des coefficients de conversion de dose
spécifiques pour chaque radionucléide, en tenant compte del’habitat, de la taille de l’organisme-cible et de la voie d’exposition(FASSET, 2003). Ces données sont présentées sous forme de tables
croisant radionucléides (37 isotopes), milieux d’exposition (air, eau,sol, sédiments) et organismes considérés (31 organismes deréférence, pour l’exposition interne et pour l’exposition externe).
6/2

Organismes de référence pour le calcul
dosimétrique simplifié
Devant la diversité des formes de vie présentes dans lesécosystèmes, il n’est pas envisageable de considérer chacune© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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6/Modèles dosimétriquesd’entre elles individuellement, que ce soit pour la détermination decoefficients de dose ou de concentrations guides. Une simplification
s’impose. C’est ainsi que la notion d’organismes de référence a été
développée en radioprotection, par analogie avec celle de l’hommede référence (CIPR, 1975). Elle a été adoptée pour fournir un jeu
standard de modèles et de données, de taille raisonnable,
permettant d’en déduire une information à laquelle d’autres
données puissent être comparées (FASSET, 2001).
6/2/1

Définition
Pour la CIPR, un organisme de référence est « une entité
hypothétique, avec les caractéristiques supposées d’un type
spécifique d’animal ou de végétal, décrites comme généralités au
niveau taxonomique de la famille, avec des propriétés anatomiques,
physiologiques et un cycle de vie définis, qui puissent être utiliséspour la détermination des relations exposition/dose et dose/effets
pour diverses catégories d’effets, pour ce type d’organisme vivant»(Holm, 2004), (CIPR, draft 2005). La justification de l’usage d’unensemble limité d’organismes de référence pour la flore et la faune(dits organismes de référence « primaires ») réside dans la nécessitéde standardiser les modèles et les données associées utilisés enpremière étape d’une évaluation du risque environnemental, pour se
prononcer à partir de bases communes, sur la probabilitéd’occurrence et la sévérité des effets liés aux rayonnements
ionisants. L’idée est de disposer d’informations permettantd’identifier des situations d’exposition particulières associées à deseffets inacceptables dès les premières étapes d’une approched’évaluation de risque. Elle est aussi de disposer de bases communes
permettant de comparer différentes situations d’exposition ou
différents sites. En complément de cette première estimation, ils’agit, si cela est pertinent, d’élargir le jeu d’organismes utilisés en
gagnant en réalisme par rapport à l’écosystème ou à l’objet de laprotection à l’étude (organismes de référence dits secondaires).

La notion d’organismes deréférence a été développée enradioprotection, par analogie
avec celle de l’homme deréférence. Elle a été adoptée pourfournir un jeu standard demodèles et de données, de tailleraisonnable, permettant d’endéduire une information àlaquelle d’autres données
puissent être comparées.

Pour FASSET (FASSET 2004), il s’agit d’« une série d’entités
imaginaires qui fournissent les bases pour l’évaluation d’une dosepour un ensemble d’organismes qui sont typiques ou représentatifs
d’un environnement contaminé. Ces estimations en retour sont labase de l ‘évaluation de la probabilité d’occurrence et de l’intensitédes effets liés aux rayonnements ».

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6/Modèles dosimétriques
6/2/2

Critères de sélection
La CIPR (CIPR, 2005) a sélectionné un nombre limité d’organismes deréférence en privilégiant les critères suivants:• leur degré de spécificité d’un écosystème particulier ;• leur importance dans le cadre de la réglementation existante en

matière de protection de la nature ;• leur utilisation dans les tests de toxicité ;• leur importance en matière de ressources pour l’homme ;• l’existence de données sur les biocinétiques des radionucléides ;• l’existence d’un (de) stade(s) de développement pertinent(s) pourl’évaluation de la dose, et son (leur) aptitude à fournir différents
types de réponses dose-effets ;• la possibilité de modéliser simplement leur exposition aux

radiations ;• la possibilité d’identifier les effets des radiations ;• leur facilité d’emploi pour de futures recherches ;• la perception de leur valeur par le public.

Dans le cadre de FASSET, la sélection d’organismes de référence a
reposé sur trois critères :• la sensibilité radioécologique, fonction du radionucléide et del’espèce considérés, qui prend en compte les modalitésd’exposition de l’individu à travers par exemple les propriétés derétention des organismes, les différentes voies d’exposition, etc.
• la sensibilité écologique, fonction de l’espèce et de l’écosystèmeconsidérés, qui traduit le rôle de l’organisme au sein del’écosystème. Les facteurs à prendre en considération sont par
exemple : la taille de la population, l’habitat, les caractéristiques
physiologiques ou la complexité biologique de l’organisme(« espèces indicatrices » en écologie);• l’existence

de données sur la sensibilité radiologique(radiosensibilité), fonction de l’espèce et du type de rayonnement
considérés, qui se traduit de manière pratique par des courbes
dose-effet, établies à partir de données d’expériences soit
d’exposition aiguë, soit d’exposition chronique.

Il a récemment été conclu dans le cadre du programme ERICA queles objectifs et les définitions retenus par la CIPR mettent un accent
sur l’objectif de réglementation à atteindre, tandis que les critères© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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6/Modèles dosimétriquesde choix de FASSET sont essentiellement guidés par lareprésentativité de la structure et du fonctionnement desécosystèmes (ERICA, 2005c).
6/2/3

Liste d’organismes de référence
Les organismes de référence retenus par le programme FASSET(FASSET, 2004) et le programme ERICA sont au nombre de 31 (voirTableau 5-7). Pour ce qui concerne la CIPR, les projets présentés(CIPR, 2005) ne font état que de quelques organismes correspondantà un sous-ensemble de la liste de FASSET. Ainsi, la CIPR a retenu
une douzaine d’organismes de référence incluant les principaux
stades de leur cycle de vie :• le renne (adulte) ;• le crabe (œuf, larve,• le rat (raton et adulte) ;adulte) ;• le canard (œuf et• l’abeille (larve, adulte,

adulte) ;essaim) ;• la grenouille (œuf,têtard, adulte) ;• le ver de terre (œuf,adulte) ;• la truite (œuf, adulte) ;• le pin (arbre) ;• le poisson plat (œuf,• l’herbe ;adulte) ;• l’algue brune.

6/3

Méthodes de calcul
Différentes méthodes de calcul dosimétrique sont employées etclassées en deux catégories : les méthodes analytiques, qui reposent
sur un jeu d’équations formalisé, et les méthodes probabilistes, qui
font appel au calcul numérique.
Ces méthodes permettent de calculer des coefficients de dose
unitaires exprimés en Gy/unité de temps absorbés par l’organisme
cible par Bq/unité de masse ou par Bq/unité de volume délivré par lasource (milieu extérieur ou organisme). Quelle que soit la méthodede calcul utilisée, il est possible d’appliquer un facteur depondération en fonction de la nature des rayonnements lors ducalcul de la dose ou du débit de dose totale. De la même façon, lesfiliations radioactives des radionucléides peuvent être ou non prises
en compte dans le calcul du coefficient de dose selon des critères
qui diffèrent selon les auteurs. Par exemple, les coefficients de dose

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6/Modèles dosimétriques

externe associés à chaque membre retenu d’une famille radioactive
peuvent être sommés proportionnellement aux rapports
d’embranchement de la filiation pour donner un coefficient de dose
unique pour les éléments considérés à l’équilibre dans la famille(Amiro, 1997). D’autres critères de choix peuvent être retenus pour lecalcul du coefficient de dose comme par exemple la prise encompte des éléments de filiation dont la période est suffisamment
courte pour qu’ils soient considérés en équilibre avec leur père
(US DOE, 2002).
6/3/1

Méthodes analytiques
Calcul des fractions absorbées
La méthode retenue par l’Environment Agency (U.K) repose sur lecalcul des fractions absorbées pour des géométries données, puisleur conversion en Dose Par Unité de Concentration (DPUC)(Environment Agency, 2001).
La fraction absorbée est calculée pour les rayonnements gamma parune formule semi-empirique qui représente la distribution de ladose dans l’espace autour d’une source ponctuelle de rayonnement,
située dans un milieu absorbant isotrope infini. Pour une énergie E
donnée, la fraction absorbée FE correspondante pour un ellipsoïde
de masse connue est déterminée à partir de la valeur moyenne des« fractions absorbées spécifiques isotropes ponctuelles » définies
par Berger (Berger ,1968), multipliée par la masse de l’ellipsoïde. Une
fonction exponentielle de l’énergie est ensuite ajustée à ladistribution des fractions FE, ce qui autorise la détermination de ceparamètre pour toute valeur d’énergie.
Une première fonction exponentielle continue de l’énergie est
ajustée à l’absorption fractionnée déterminée pour un émetteurbêta ponctuel d’après les données tabulées par Berger (Berger, 1971).
La valeur moyenne des valeurs prises par cette fonction en tous
points d’un volume donné de milieu absorbant uniformément
contaminé (ellipsoïde représentant l’organisme) détermine lafraction absorbée de l’énergie considérée par le volume cible. Une
nouvelle fonction continue de l’énergie (inverse d’une fonction
puissance) est ajustée à la distribution de ce paramètre, afin dedéterminer pour chaque énergie la fraction absorbée© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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6/Modèles dosimétriquescorrespondante. La fraction absorbée des rayonnements alpha est
prise égale à 0 pour les bactéries et à 1 pour tout autre organisme.
Pour un radionucléide en exposition interne, la fraction absorbée
globale d’un type de rayonnement est déterminée par le rapport dela somme des fractions absorbées pour chaque raie du spectre duradionucléide, pondérées par les probabilités respectives d’émission
des raies, à la somme des énergies pondérées de même. La DPUC
est obtenue en convertissant la fraction globale pondérée en
fonction des énergies et de leurs probabilités d’émission, produit
exprimé en MeV.s-1, en μJ.h-1. En exposition externe, une variante del’expression précédente est utilisée, la fraction globale d’intérêt
étant remplacée par son complément à 1. Les organismes sontconsidérés « immergés » dans un milieu contaminé infini.
Organismes et milieux présentent la même densité de 1. L’effetd’auto-protection des organismes est intégré dans la formulation
retenue.

Utilisation des énergies de désintégration
Cette méthode repose sur l’utilisation des tables de Kocher (Kocher,1981) comme celles de la CIPR (CIPR, 1983). Ces dernières fournissent

pour chaque radionucléide la valeur des énergies totales desphotons et électrons émis par décroissance, en MeV pardésintégration. Par le jeu des conversions d’unité, le paramètre
tabulé est exprimé dans l’unité du Coefficient de dose choisi, àsavoir Gy.unité de temps-1 par Bq.unité de masse-1 ou unité devolume-1. Cette méthode est employée par Amiro (Amiro, 1997) et par
l’US DOE (US DOE, 2002).
4

En exposition externe, la dose délivrée par les émetteurs alpha est
négligée. Les organismes sont considérés comme très petits : il n’y apas d’atténuation des particules lorsqu’elles traversent unorganisme et le débit de dose dans l’organisme est le même quedans le milieu. Lors d’une exposition interne, les organismes cibles
sont présumés être de très grande taille : toute l’énergie émise parles radionucléides, uniformément répartis dans l’organisme, s’ydépose.
6/3/2

Méthodes probabilistes
Ces méthodes reposent sur l’utilisation et l’exploitation de calculs
de type Monte Carlo. A ce jour, parmi les méthodes existantes,© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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6/Modèles dosimétriquescette approche n’a été utilisée que dans le cadre de FASSET pour lesorganismes de référence associés aux écosystèmes terrestres et lescoefficients de dose pour l’irradiation externe (FASSET 2003).
Les organismes sont décrits comme des volumes (ellipsoïdes etcylindres) homogènes, dont certains peuvent être enveloppés parune couche protectrice contre les rayonnements ionisants,
constituée par leur fourrure par exemple. Les sources possibles derayonnement considérées sont l’air et le sol.
Pour l’exposition externe, les coefficients de conversion de dose
(DCC) sont calculés pour les rayonnements γ et β, l’exposition aux
α étant jugée non pertinente. Les calculs de base sont réalisés enconsidérant un ensemble de sources planes situées à différentes
profondeurs dans le sol, puis en interpolant entre ces résultats pourobtenir les coefficients correspondant à des sources volumiques.
Des coefficients mono-énergétiques sont déterminés sur la base decalculs de type Monte Carlo, pour une série d’énergies données. Uneinterpolation linéaire permet ensuite de définir pour toute énergie lecoefficient correspondant. Les coefficients sont ensuite combinésd’après le type de radiation, les énergies considérées et leursintensités d’émission pour obtenir le d’un radionucléide donné pourun organisme identifié dans une situation d’exposition définie. Pourles rayonnements β, la gamme d’énergie couverte s’étend de 10 keV
à 2 MeV. Elle est de 50 keV à 3 MeV pour les rayonnements γ.
Pour les espèces vivant dans le sol, une source volumiqueuniformément contaminée est considérée, l’organisme étant censé
se trouver au centre d’une couche de sol de 50 cm. Pour les espèces
vivant sur le sol, une source surfacique, avec une rugosité de surface
de 3 mm, et une source volumique d’épaisseur 10 cm sont prises encompte.

Résumé
L'analyse de la phase d'exposition
consiste à déterminer descoefficients de dose caractérisantla dose reçue à partir d'unradionucléide identifié par unorganisme cible. Pour la mise enplace de modèles génériques lasource et la cible sont considérées
homogènes en distribution dans lepremier et en volume et en densité
pour le second. La diversité del'écosystème conduit à simplifier lecalcul dosimétrique en
catégorisant les cibles sous desvariétés définies d'organismes deréférence. Selon la CIPR et FASSET
les critères de sélection de cesorganismes diffèrent. Pour FASSET
les critères sont basés sur lasensibilité radioécologique(fonction du radionucléide et del'espèce), la sensibilité écologique(fonction de l'espèce et del'écosystème) et la radiosensibilité(fonction du type de rayonnement
et de l'espèce). Les coefficients dedoses sont calculés à l'aide deméthodes analytique (jeud'équations formalisé) ou
probabiliste (calcul de type Monte
Carlo) sur la base de critères dechoix explicités (homogénéités desvolumes, éléments de filiation ....).

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7/Critères de protection

7/

Critères de protection del’environnement
Pour caractériser un risque environnemental, il est nécessaired’identifier les relations entre l’exposition et les effets pertinents
pour un niveau d’organisation biologique donné, et de quantifier lasévérité des effets pour divers niveaux d’exposition (relation entrel’étendue de l’exposition et le degré de réponse ou d’impact). Toutcritère de protection peut être évalué sur la base des connaissancesqui existent en matière de relations dose-effets. Ces critères
environnementaux ou valeurs de comparaison (« benchmarks »)sont des valeurs limites, des valeurs guides ou des standards
représentatifs de conditions qui ne provoqueront aucun effet sur
l’environnement ou correspondront à un risque acceptable.
Ce chapitre décrit sommairement l’état de l’art sur les critères
existant en écotoxicologie et fait le point sur les développements
qui ont été conduits pour les radionucléides.

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7/Critères de protection
7/1

Benchmarks ou valeurs de comparaison
utilisées pour l’écotoxicité des substanceschimiques
7/1/1

Situation en écotoxicologie
Dans ce domaine, la méthode la plus simple et la plus utilisée pourcombiner exposition et effets relève de l’utilisation de valeurs decomparaison prédéfinies dites « sans effet » auxquelles sontcomparées les valeurs d’exposition (ou PEC). Ces valeurscorrespondent à une concentration ou une dose au sensécotoxicologique du terme sans effet pour tout ou partie del’écosystème. Elles sont dérivées selon plusieurs techniques maissont toutes fondées sur des données primaires d’écotoxicité
informant sur les relations exposition-réponse, tels les résultats detests écotoxicologiques conduits en laboratoire. En règle générale,ces valeurs sont voulues conservatives pour éviter d’éliminer une
substance dangereuse de la première étape d’une évaluation durisque ou screening (EC, 2003), (EnvironmentCanada, 2001), (RIVM, 2001a).
Dans les étapes plus avancées de l’approche graduée, le caractère
conservatif peut être diminué vers une valeur plus spécifique d’ungroupe taxonomique particulier ou encore d’un site particulier,revêtant une réalité écologique plus importante (EnvironmentCanada,1997). Dans une revue sur les différentes méthodes applicables pourdériver une telle valeur, Suter et al. (Suter et al., 2000), (Suter, 1996)
dénoncent un manque de consensus à propos des techniques
utilisables, recommandant une approche mettant en jeu plusieurs
valeurs de comparaison c’est-à-dire un screening vis-à-vis d’un jeu
de valeurs (et non d’une seule), ou encore l’utilisation d’une valeur
moyenne obtenue à partir de ce jeu de valeurs de comparaison(Swartz, 1999). En règle générale, ces valeurs sont déterminées pourêtre protectrices à la fois des espèces (et par voie de conséquence,de la structure des écosystèmes) mais aussi du fonctionnementécologique. Cette définition implique que toutes les valeursinférieures à un bruit de fond naturel ou, pour un élément essentiel
à la vie, à une concentration nécessaire pour assurer l’homéostasiechez les organismes vivants, ne sont pas utilisables.

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7/Critères de protection
7/1/2

Aperçu des diverses méthodes utilisées : avantages etinconvénients.
Les données de base utilisées pour déterminer ces valeurs decomparaison sont variées ; elles résultent de la mise en œuvre dedivers outils pour tester les effets et établir le cas échéant desrelations entre l’exposition et les intensités de réponse (relation ditedose-effets). Ces outils sont des tests normalisés (bioessais) ou non,simplifiés dans la représentativité de la source d’exposition (eauartificielle, milieu ou support artificiel de culture, sédiments
artificiels, stresseur unique…) ou non en utilisant directementl’effluent dont l’effet est à tester. Les principaux tests normalisésapplicables et les diverses valeurs d’écotoxicité utilisées ensuitepour dériver une valeur benchmark pour l’évaluation du risque sontrépertoriés dans le Tableau 7-1. A partir de ces jeux de données
dites valeurs critiques d’écotoxicité
diverses méthodes
d’extrapolation peuvent être appliquées : facteurs de sécurité ou
facteurs d’extrapolations qui relèvent d’un consensus d’experts à uninstant donné sur la base des connaissances existantes, méthodes
statistiques. La liste de ces méthodes apparaît dans le Tableau 7-1.

Données primaires

Méthodes appliqués

Utilisation
Tests d’écotoxicité etobtention de couples (doseeffets)
Estimation d’une ou plusieurs
valeurs critiques d’écotoxicité
Valeurs critiques d’écotoxicité
Dérivation de valeursbenchmarks à partir des valeurscritiques d’écotoxicité

3Ajustement de fonctions (probit, logit) –LC50, EC20
3Test d’hypothèses –LOEC, NOEC, NOAEL, MATC
3Modèles de régression/modèle de dynamique desTableau 7-1
Principales méthodes
d’estimation de valeurs critiquesd’écotoxicité et de valeursbenchmarks.

populations trait de vie et effets à l’échelle de la population(EC20)

3Facteurs de sécurité – PNEC, ENEV
3Modèle de régression – extrapolation entre groupes
taxonomiques pour les variables d’effets testées

3Modèles allométriques – extrapolation interspécifique
3Partition à l’équilibre –pour les sédiments ou pour le solà partir de l’eau

3QSAR – extrapolation entre contaminants
3SSD, SSWD –extrapolation à l’échelle de l’écosystème
LC50: Lethal concentration 50% ; EC20 Effect Concentration 20% ; LOEC : Lowest Observed
Effet Concentration ; NOEC : No observed Effect Concentration; NOAEL: No observed
Adverse Effect Level; MATC: Maximum Acceptable Toxicant Concentration ; PNEC : Predicted
No-Effect Concentration; ENEV: Environmental No-Effect Value; QSAR : Quantitative
Structure Activity Relationship ; SS(W)D : Species Sensitivity (Weighted) Distribution© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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7/Critères de protection
7/1/3

Techniques pour déterminer une concentration ditesans effet
Définitions et étapes de l’approche
Diverses méthodes existent pour déterminer des valeurs deconcentration dites sans effet pour tout ou partie d’un écosystème.
Ces valeurs sont dénommées « screening values » lorsqu’ellesrevêtent un caractère générique et qu’elles sont préférentiellement
utilisées dans l’étape de screening d’une approche graduée ; elles
deviennent « Environmental Quality Standards » lorsqu’ellesrépondent à un critère de qualité lié à un ou plusieurs aspects
réglementaires. Diverses approches existent sur le plan international
pour obtenir ces valeurs pour les substances chimiques (liste dessubstances prioritaires en particulier). Dans tous les cas, cesapproches diffèrent sur la manière d’accepter ou de rejeter lesdonnées d’écotoxicité de base, sur le choix des critères d’effets
retenus, sur la méthode utilisée pour prendre en compte lesdifférences de sensibilité entre des espèces, sur la (ou les)méthode(s) retenue(s) pour dériver ces valeurs : facteurd’extrapolation ou distribution de sensibilité des espèces.
Globalement, quelle que soit l’approche, la démarche utilisée pourdéterminer une valeur de comparaison repose sur les 4 étapes
suivantes :1/ la collecte des données d’écotoxicité et l’attribution d’unfacteur de qualité à ces données (Wheeler et al., 2002),(Durda and Preziosi, 2000),
2/ la sélection des données les plus adaptées à l’exercice(espèces représentées au sein des écosystèmes;pertinence écologique des effets mesurés; robustesse desméthodes expérimentales mises en œuvre pour acquérir
les données, incluant les caractéristiques physicochimiques des milieux utilisés) ;3/ l’extrapolation des données pour prendre en compte lesconnaissances sur les effets représentées par un jeu dedonnées en général réduit face à la richesse spécifique etau fonctionnement des écosystèmes réels ;4/ la détermination de la valeur de comparaison (Figure
7-1).

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7/Critères de protection

Différentes méthodes
Parmi les méthodes présentées brièvement dans le Tableau 7-1,
trois sont principalement utilisées pour réaliser l’étape /3/, à savoir :• les méthodes fondées sur l’établissement de lois de distribution

statistiques (également distribution de rang ou « ranked ») desdonnées d’écotoxicité retenues, aboutissant à la sélection d’uncritère de coupure ou d’un seuil (choix d’un percentile donné)
comme valeur benchmark ;• les méthodes fondées sur les facteurs d’extrapolation (dits aussi« assessment factors ») consistant à sélectionner la plus petite
valeur parmi les données d’écotoxicité retenues et à la diviser par
un facteur d’extrapolation ;• les méthodes de partition à l’équilibre qui extrapolent lesdonnées d’écotoxicitél’écosystème terrestre.

aquatique

pour

les

utiliserpour

Figure 7-1
Etapes de toute méthodede dérivation d’une valeurbenchmark ou valeur decomparaison

Méthodes statistiques
Parmi ces méthodes, la plus utilisée est celle des « Species
Sensitivity Distribution » (SSD) développée il y a une vingtained’années aux Etats-Unis et en Europe. Il s’agit de décrire la© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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7/Critères de protection

distribution statistique de la variation de sensibilité au sein d’un jeu
d’espèces testées appartenant à un même taxon ou représentant unassemblage d’espèces au sein d’une communauté (Posthuma et al.,2002). Ce jeu de données est considéré comme un échantillon
représentatif de la population (au sens statistique du terme) et est
visualisé sous la forme d’une courbe de fréquence cumulée en
fonction des concentrations d’exposition En général, les données
critiques d’écotoxicité utilisées pour les expositions aiguës sont les
C(E)L50 et celles retenues pour les expositions chroniques sont les
NOECs. Deux possibilités d’utilisation de cette représentation sontoffertes (RIVM, 2001). Après avoir choisi un seuil de protection de(1 − p)% d’espèces, la valeur d’exposition correspondante lue surl’axe des abscisses est assimilée à la concentration protectrice,affectant seulement p% d’espèces. Elle est dénommée HCp(Hazardous Concentration p%) et peut servir de base pour ladétermination d’une valeur de comparaison. Le choix de la valeur
seuil est une décision non scientifique. L’autre utilisation d’une SSD
est de mettre en correspondance la concentration d’exposition
calculée ou mesurée dans le cadre de l’analyse des expositions avec
le pourcentage d’espèces affectées (Figure 7-2). Si par ailleurs un
seuil de protection a déjà été décidé (par exemple, protection de
95% des espèces), toute concentration d’exposition supérieure à lavaleur de HC5 peut être identifiée comme présentant un risque nonacceptable.

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7/Critères de protection

Figure 7-2
Représentation des deux
utilisations principales d’une
SSD.

Le choix d’un seuil de protection de (1-p)% d’espèces permet de lire la valeur d’exposition
correspondante (HCp ou Hazardous Concentration p %). La mise en correspondance de laconcentration d’exposition calculée ou mesurée dans le cadre de l’analyse des expositions(PEC) avec le pourcentage d’espèces affectées peut également être utilisée dans le cadred’une évaluation du risque.

Ces méthodes permettent d’utiliser toutes les connaissances jugées
fiables et pertinentes pour le contexte étudié. Elles permettentégalement de visualiser chacune des données critiques d’écotoxicité
utilisées, en particulier celles relatives aux espèces les plus sensibles
positionnées à gauche de la distribution. Ces méthodes sont en
général préférées aux autres (en particulier celle des facteursd’extrapolation) car elles permettent de tracer l’utilisation dechaque donnée d’écotoxicité et sont a priori plus scientifiques, nefaisant pas appel uniquement à la plus petite valeur d’écotoxicité.
La démarche peut être aisément assortie d’une analysed’incertitudes par exemple en permettant le calcul des intervalles deconfiance pour la valeur seuil. Les inconvénients sont les limites desméthodes statistiques en tant que telles, comme le choix de la loi© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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7/Critères de protection

de distribution (empirique, log-normale, log-logistic, logtriangulaire…), la sensibilité au nombre et à la qualité des données
de base, l’absence de prise en compte des interactions entre espèces(Duboudin et al., 2004), (Forbes and Calow, 2002), (Pennington, 2003). A noter
que couvrir une large variété taxonomique et une large variété devariables d’effets peut conduire à l’invalidation de l’hypothèseretenue quant à la loi de distribution ou à la faiblesse dereprésentativité d’un taxon. A cet égard, il est de bon sens de testerl’adéquation de la distribution des données à la loi sélectionnée etde préférer l’utilisation de données obtenues pour des variables
d’effets homogènes (ex. reproduction) d’espèces proches sur le plantaxonomique.
Dans tous les cas, même si ces méthodes sont séduisantes, il ne fautpas oublier que la fiabilité des conclusions est intrinsèquement
dépendante de celle des données d’entrée tant en qualité qu’en
quantité.

Méthodes des facteurs d’extrapolation
Ces méthodes consistent à appliquer un facteur fixe dit facteurd’extrapolation (ou facteur d’évaluation ou facteur de sécurité) à laplus petite valeur de toxicité parmi le jeu de données d’écotoxicité
disponibles et retenues. La valeur affectée à ce facteur est le reflet
de l’incertitude liée aux extrapolations à partir de données delaboratoire souvent acquises par des tests monospécifiques au
contexte plurispécifique d’un écosystème. Elle est d’autant plus
faible que le nombre de niveaux trophiques représentés dans le jeu
de données disponibles est élevé. Ces méthodes sont très simples etlargement utilisées pour déterminer une valeur de comparaison, et
peuvent même être combinées aux méthodes statistiques lorsquecelles-ci demeurent trop incertaines (le TGD (EC, 2003) propose
d’appliquer un facteur d’extrapolation de 1 à 5 à la valeur de HC5
déterminée par l’établissement de SSD en fonction de la qualité etquantité des données d’entrée utilisées). Ces méthodes peuvent êtreappliquées à de petits jeux de données.

Méthode de partition à l’équilibre
Lorsque les données d’écotoxicité sont en nombre insuffisant, cetteméthode propose de « convertir » les données relatives àl’exposition par la colonne d’eau dans un écosystème aquatique en
données applicables au compartiment sédimentaire en utilisant lecoefficient de partition eau/sédiment de la substance étudiée.
L’hypothèse de base est que la biodisponibilité, et donc la toxicité,sont uniquement fonction de la concentration de la substance dans

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7/Critères de protection

l’eau interstitielle. Une sous-estimation est largement possible dès
l’instant où les organismes peuvent être exposés par ingestion departicules de sédiments. Dans le cadre du TGD, la valeur decomparaison PNECsed (en mg/kg) est déduite de celle relative à lacolonne d’eau pour les écosystèmes d’eau douce (PNECeaudouce,
en mg/l) par la formule suivante :Équation 7-1

PNEC sed =K MES −eau

ρ MES

× PNEC eaudouce × 1 000

où KMES-eau est le coefficient de partition de la substance entre l’eau et lesmatières en suspension (en m3/m3), et MES la masse volumique des MES (en kg
frais/m3). Dans le cas des composés lipophiles (log Kow>5 où Kow est lecoefficient de partage octanol-eau de la substance), le rapport PEC/PNEC est
augmenté d’un facteur 10 pour tenir compte de l’exposition par ingestion desédiment.

La méthode a été adaptée de manière strictement identique au cas
des sédiments, et aux organismes terrestres en « convertissant » lesdonnées relatives à l’exposition à la colonne d’eau dans unécosystème aquatique en données applicables aux écosystèmesterrestres en utilisant le coefficient de partition eau/sol de lasubstance étudiée.
Les limites de cette méthodes sont liées aux hypothèses qui lasous-tendent : la gamme de variation de la sensibilité des espècesterrestres est la même que celle des espèces aquatiques associées àla colonne d’eau ; les concentrations dans le sol et dans la solution
du sol sont à l’équilibre thermodynamique. Ces méthodes nefigurent pas parmi les plus utilisées car elles ne sont pas
représentatives des organismes associés aux sédiments en termesde sensibilité et de voies d’exposition, ni aux organismes associés
aux écosystèmes terrestres. Elles sont utilisées dans un objectif descreening uniquement dans le cas où le jeu de données relatives aucompartiment sédimentaire ou au sol est trop faible en quantité ou
en qualité.
7/1/4

Etude comparée de l’approche RIVM et de l’approche
TGD pour les substances chimiques
Seules deux approches sont passées en revue ci-après de manière
comparative, celle préconisée par le RIVM (RIVM, 2001) et celle duTGD (EC, 2003) présentée au paragraphe 5/3/1. Pour information, le© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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7/Critères de protection

Canada (CCME, 1991), (CCME, 1995), (CCME, 1996), (CCME, 1998), l’US EPA(USEPA, 1998), (USEPA, 2000) et l’ORNL (ORNL, 1998) ont par ailleurségalement acquis une expérience dans ce domaine. L’Agence pourl’Environnement Britannique recommande quant à elle l’utilisation
de l’approche du TGD (EnvironmentAgency, 2003a).
L’originalité de l’approche du RIVM (RIVM, 2001a) réside dans lacohérence recherchée entre les diverses valeurs de comparaison
dérivées en tant que limites de risque environnemental (ERL) ou entant que normes de qualité environnementale (EQS). Le Tableau 7-2
présente de manière sommaire la définition, la cohérence etl’utilisation de chacune de ces valeurs. Chaque ERL et EQS associée
représente un degré de protection défini de l’écosystème, du plusélevé au plus faible dans l’ordre présenté dans le Tableau 7-2.
En matière de techniques de détermination et d’utilisation devaleurs de comparaison, le TGD et l’approche du RIVM présentent
de nombreuses similarités indiquées dans le Tableau 7-3. Les
exemples sont volontairement donnés pour les écosystèmes d’eau
douce.
Description

Valeurs Limites deRisque Environnemental

Normes de qualité
environnementale

Concentration assurant que leseffets sur l’écosystème sontnégligeables. Cette valeur est
obtenue en appliquant un facteurd’extrapolation de 100 à laconcentration maximale permise.
Ce facteur correspond à lapossibilité d’existence d’effets
combinés entre stresseurs.

Concentration négligeable

Valeur(air, eau, sol, eau
souterraine, sédiments)(air, eau, sol, eau
souterraine, sédiments)

Concentration protégeant 95%
des espèces de l’écosystème,obtenue à partir de l’établissementd’une SSD des NOECs (HC5)Concentration Maximale
permiseConcentration Maximale
permise(air, eau, sol, eau
souterraine, sédiments)(air, eau, sédiments)

Concentration pour laquelle lefonctionnement de l’écosystème
serait sérieusement atteint ou
menacé. Sur la base d’une SSD,
elle correspond à la concentration
qui affecterait 50% des espèces ou
des processus microbiens

Concentration à risquesérieux

Valeur d’intervention(eau, sol, eau souterraine,sédiments)(sol, sédiments, eau
souterraine)

Tableau 7-2
Définition et utilisations dediverses valeurs benchmarks
dans l’approche du RIVM
(RIVM, 2001)© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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7/Critères de protection

Points examinés

Analyse comparée des approches (TGD et RIVM)

Domaine d’application

Valeur générique utilisée lors de l’étape d’une approche graduée.
Dans le cadre du RIVM, la valeur cible (« target value ») peut êtreutilisée pour la gestion de sites contaminés en tant qu’objectif deremédiation.
Le niveau de protection est défini pour 95% des espèces sur labase d’une analyse statistique de type SSD. Les données d’entrée
préférées sont celles relatives aux effets sublétaux obtenus pardes tests d’écotoxicité chronique.

Espèces recommandées

Les deux approches considèrent au moins des représentants desespèces suivantes : algues, invertébrés, poissons.

Techniqued’extrapolation

Le RIVM préfère l’utilisation des SSD. Le TGD propose cetteméthode si le jeu de données disponibles répond aux critères desélection mais recommande toujours d’appliquer la méthode desfacteurs d’extrapolation au moins à titre comparatif.

Prise en compte de labiodisponibilité

Il est clairement posé par les deux approches que les critères dequalité des eaux ont une influence importante sur les donnéesd’écotoxicité et donc sur toute valeur benchmark pouvant en êtredéduite. Cependant, aucun consensus n’existe quant à la manière
de les prendre en compte.

Prise en compte du bruitde fond

Les deux approches passent au minimum par une comparaisondes valeurs benchmarks au bruit de fond et ce dernier est alors
retenu par défaut lorsque la valeur benchmark est plus faible. Le
RIVM applique une approche originale dite des risques ajoutés
pour les substances présentes naturellement dans lesécosystèmes (cf § 7.2.1)

Prise en compte destransferts par voie
trophique (« secondary
poisoning »)Le RIVM et le TGD recommandent l’examen de ce point
particulier pour les substances susceptibles d’être bioaccumulées
le long des chaînes trophiques. L’évaluation des effets liés à ces
processus est réalisée sur la base d’une chaîne trophique
simplifiée.

Tableau 7-3
Analyse comparée sommaire desapproches préconisées par le
TGD (EC, 2003) et le RIVM
(RIVM, 2001) pour et utiliser desvaleurs benchmarks pour les
substances chimiques. Les
illustrations données concernent
les écosystèmes aquatiques

7/2

Valeurs de comparaison pour l’écotoxicité desradionucléides
Informations de synthèse et recommandations issues de FRED L’analyse critique des données disponibles dans la base de données
FRED (voir chapitre 3/4), sur les effets des rayonnements ionisants
sur les organismes non humains a conclu aux observations etrecommandations suivantes en matière d’analyse des effets :1/ les données recensées sur les effets de l’irradiation
externe chronique à de faibles débits de dose supérieurs
à 1mGy/h) sur les plantes, les poissons et les
mammifères sont raisonnablement suffisantes, alors© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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7/Critères de protection

qu’elles sont rares voire inexistantes pour les autresgroupes pseudo-taxonomiques ;2/ sur ces bases, le seuil de significativité statistique dans laplupart des études est de l’ordre de 100μGy/h ; laréponse augmente ensuite progressivement avec
l’augmentation du débit de dose pour devenir claire à
partir de 1mGy/h appliqué à une large fraction de ladurée de vie ;3/ des réponses plus subtiles (niveau subcellulaire) peuventêtre observées à des débits de doses plus faibles,
inférieurs à 100μGy/h mais leur signification pourl’individu ou la population reste à déterminer.
Valeurs de comparaison déjà utilisés --- Dans les exemples
d’initiatives de méthodes d’évaluation du risque qui existent pourles radionucléides, les valeurs guides utilisées au moins dans laphase de screening sont déterminées à la suite de revues critiquesdes connaissances en matière d’effets liés à des expositions aiguë ou
chronique aux rayonnements ionisants (NCRP, 1991), (IAEA, 1992),(UNSCEAR, 1996) où les débits de dose sans effet pour certains
groupes pseudo-taxonomiques ont été utilisés en tant que débits dedose sans effet pour l’environnement. Ces valeurs n’ont cependantjamais été produites pour une telle utilisation qui peut êtreassimilée à un standard ou une norme de qualité environnementale.
Par ailleurs, ces revues ont identifié la reproduction comme critèred’effet d’intérêt en posant clairement l’hypothèse que la population
sera protégée de manière adéquate si le débit de dose à l’individu leplus exposé n’excède pas cette valeur-guide.

FASSET montre qu’il y a peu depreuves d’effet significatif sur leplan environnemental pour desdébits de dose inférieurs à
100 μGy/h mais souligne deslacunes de connaissances très
importantes dans le domaine desexpositions chroniques

Dans les méthodes d’évaluation du risque qui existent pour les
radionucléides, les doses-limites guides sont employées commevaleurs seuils pour une action si l’exposition excède ces valeurs.
L’USDOE ou l’ORNL (USDOE, 2002)(ORNL, 1998) décrivent ainsi l’étape
de screening des approches graduées proposées, à l’aide deconcentration limites en radionucléides dans les sols, les sédiments
et l’eau, déterminées par rétro calculs pour 4 types d’organismesgénériques recevant la dose-limite (Higley et al., 2003).
Dans le cadre de FASSET, les valeurs d’exposition mesurées ou
calculées sont comparées aux valeurs d’effets de la base de données
FASSET dont la synthèse montre d’une part qu’il y a peu de preuvesd’effets significatifs sur le plan environnemental pour des débits dedose en deçà de 100 μGy/h et d’autre part, souligne des lacunes deconnaissances très importantes dans le domaine des expositions
chroniques en particulier pour les variables d’effets d’intérêt au plan

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7/Critères de protection

du fonctionnement(reproduction).

et

de

la

structuredesécosystèmes

Selon une approche dite « prudente », l’Agence de l’Environnement
Britannique (EnvironmentAgency, 2003b) propose pour l’étape descreening d’utiliser une concentration environnementale
correspondant à 5% des débits de doses de l’AIEA (ces derniers sontreportés sur le Tableau 7.4). Pour répondre à un objectif descreening, diverses organisations tel l’USDOE (USDOE2002)et l’ORNL(ORNL, 1998) ont rétro calculé sur la base d’hypothèses conservatives,
des concentrations en radionucléides dans les différents milieux àpartir de débit de doses dits sans effet. D’autres utilisent une
comparaison directe des débits de dose, sans rétro-calcul (Sazykina
and Kryshev, 1999), (Sazykina and Kryshev, 2002), (Bird et al., 2002)(Copplestone et al., 2001) (Environment Agency and Nature, 2002),(Environment Agency, 2003b). Les valeurs utilisées et leur référenced’origine sont rassemblées dans le Tableau 7-4. Contrairement au
domaine de l’écotoxicologie, ces valeurs sont peu nombreuses et lesméthodes utilisées pour les déterminer relèvent de l’acceptation par« convention ». Leur genèse n’est pas tracée à ce jour car il s’agit del’avis d’experts à un moment donné. Bird et al . (Bird et al., 2002) sur labase de la méthode d’Environnement Canada ( Environment
Agency,1997), (Environment Agency, 2001) ont appliqué une méthodesimilaire à celle mise en place pour les substances chimiques. Les
valeurs critiques de toxicité sélectionnées parmi l’information
disponible en préférant les LC25, EC25 ou NOEL des espèces les plus
sensibles pour la survie aux expositions chroniques sont utiliséespour déterminer les doses sans effet en appliquant un facteur desécurité dont la valeur, pour cette catégorie de stresseur (ex. lesradionucléides), est égale à 1. Cette approche conçue pour évaluer
l’impact radiologique des radionucléides rejetés par les installations
du cycle du combustible (dont les mines d’uranium) a été
développée et appliquée par la Canadian Nuclear Safety
Commission ; elle est fondée sur l’utilisation du même jeu de dosessans effet quelle que soit l’étape de l’approche graduée (screening,réaliste déterministe, réaliste probabiliste intégrant la variabilité
spatiale).
L’Agence de l’Environnement Britannique est en charge del’évaluation de la conformité des autorisations de rejets radioactifs.
Dans le cadre de la directive « Habitats » par la mise en place deréglementations s’appliquant notamment aux autorisations derejets de substances radioactives, elle a publié, avec English Nature,une méthode globale en 4 étapes (EAN, 2002), (Environment Agency,
2003b) :© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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7/Critères de protection

1/ identifier si la réglementation « Habitats » s’applique ;2/ identifier si les rejets radioactifs autorisés présentent un
risque potentiel pour les organismes vivants et leurs
habitats ;3/ conduire une évaluation plus raffinée pour les sites
identifiés à risque lors de l’étape /2/ ;4/ redéfinir les modalités des autorisations de rejets enconséquence.
Pour l’étape /2/, des rejets annuels de radionucléides ont été déduits
par rétro-calculs à partir de débits de doses limites (Tableau 7-4)
avec des hypothèses prudentes (RBE génériques pour chaqueradionucléide, facteurs de concentration à l’équilibre,
recommandations d’analogues lorsque des données sontmanquantes ..). De manière pragmatique, il s’agit de comparer lesquantités pour lesquelles l’exploitant demande une autorisation aucritère attribué pour chacun des milieux récepteurs (air, eauxcôtières, rivières). Il s’agit du seul exemple d’utilisation de cettevaleur de comparaison applicables aux autorisations de rejets desubstances radioactives.
Références

Description sommaire

Débits de dose sans effetmGy/j

NCRP 1991

Revue bibliographique surles effets desrayonnements ionisants surles organismes aquatiques

AIEA 1992

Proposition de débits dedose en deçà desquels
aucun effet n’est attendu
pour les populations

Organismes---aquatiques :10

population

Plantes terrestres :10

population

Animaux aquatiques :10
Plantes terrestres : 10

Sazykina et
Kriskev, 1999,
2002

Débits de dose sans effets
pour les populations desorganismes marins tels que
spécifiésPlantes marines : 2,7

US DOE 1993,
2002

Valeurs de débits de doses
benchmarks dans l’étape descreening de la méthode decaractérisation du risquegraduée proposée

Plantes terrestres :10

ORNL,1998

Tableau 7-4
Différentes valeurs dites
protectrices pour les groupes
pseudo-taxonomiques spécifiés.
Les usages sont précisés dans ladescription sommaire.

Animaux terrestres : 1

Revue bibliographique surles effets desrayonnements ionisants surles organismes nonhumains

UNSCEAR
1996

Niveau deprotection

Animaux terrestres :1
Animaux aquatiques :10

Individu leplus exposé
d’une
population

Animaux marins :0,27

Population

Animaux terrestres 1
Animaux aquatiques 10

Source NCRP 91, AIEA 92,
UNSCEAR 96
Ces valeurs sont utiliséespour dériver par rétrocalcul les concentrations
correspondantes dans lesmilieux (eau, sédiment, sol)
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7/Critères de protection

Références

Description sommaire

Débits de dose sans effetmGy/jBird et al.,
2003

Débits de doses sanseffets pour lespopulations desorganismes spécifiéesApplication en tantque benchmarks dansl’étape de la méthoded’évaluation du risqued’Environnement
Canada (1997)

Copplestone
et al. 2001
Environment
Agency andEnglish nature
2002

Valeurs de débit dedoses benchmarks
dans la méthoded’évaluation del’impact
environnemental
associé aux rejets deradionucléides mise enplace par l’Agencepour l’Environnement
Britannique (England
and wales)
Source des valeurs :AIEA 1992, précisée auplan des groupes
taxonomiques
Les benchmarks
utilisés dans l’étape 2
de la méthodeproposéecorrespondent à 5%de ces valeurs guides
environnementales,par précaution

Plantes terrestres : 2,7
Invertébrés terrestres : 5,5
Mammifères terrestres : 2,7Algues/macrophytes :2,7
Amphibiens :2,7

Niveaudeprotection
Espèce la plus
sensible donc
toutes lesespèces d’ungroupepseudotaxonomique

Invertébrés benthiques : 5,5
Poissons :0,55
Plantes terrestres : 10

Population(Incluant bactéries,
lichen,champignons)
Animaux terrestres : 1(Incluant les aquatiques dont letaux d’occupation du milieu
terrestre est >50%)
Mammifères marins : 1
Autres animaux aquatiques :10(Dont amphibiens, oiseauxmarins mamifères d’eau douce,
canards)
Animaux marins (côtiers) : 10
Organismes marins de pleine
mer : 24

7/2/3

Prise en compte du bruit de fond
En règle générale, pour les substances présentes naturellement dansl’environnement mais dont la concentration et la distribution
peuvent être modifiées par les activités anthropiques, lesconcentrations d’exposition utilisées pour la caractérisation durisque sont des concentrations totales (ou doses/débit de dose pourles radionucléides) dans le sens où le risque sera la résultante del’exposition totale. Cependant, deux processus majeurs peuvent
modifier l’écotoxicité :1/ les capacités d’adaptation des organismes vivants dansun environnement exposé à la substance ;© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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7/Critères de protection

2/ les différences de disponibilité au transport par l’eau ou
l’air (mobilité) et au transfert aux organismes vivants(biodisponibilité) des formes physico-chimiques qui
peuvent varier en fonction de l’origine de l’élément.
Ces modifications d’écotoxicité peuvent induire une sur-estimation
mais aussi une sous-estimation du risque. Souvent, dans le cadre
des autorisations de rejets de substances chimiques, lacaractérisation du risque est exprimée en termes d’incrément
d’exposition. Le RIVM (RIVM, 2001) a par exemple développé une
approche dite du risque ajouté pour définir le maximum admissible
pour une concentration ajoutée d’un polluant donné dans uncompartiment donné sur la base de la concentration bruit de fondadditionnée à la concentration sans effet (PNEC). Cette approche
diminue les concentrations ajoutées d’autant plus que le bruit defond est élevé. Un tel screening à partir du bruit de fond peut êtreappliqué directement aux concentrations d’exposition du site àl’étude (il s’agira alors de déterminer le bruit de fond de référencequi peut être local ou régional).
Pour les radionucléides, l’US DOE (USDOE, 2002) établit un tel
screening ; d’autres proposent le calcul d’un incrément
environnemental par rapport à la ligne de base pour chaqueradionucléide (Amiro 1993), (Amiro and Zach 1993). Cette approche
présuppose que les concentrations naturelles des radionucléides
sont acceptables et a priori non dangereuses. Elle peut êtreaccompagnée d’une détermination statistique de ces valeurs deréférence en tenant compte de la variabilité naturelle spatiale, avec
une tolérance de un écart-type sur la valeur de l’incrément. L’ORNL(ORNL, 1998) et Environnement Canada (EC, 1997) l’utilisent en tantque limite basse pour la valeur de comparaison. L’USEPA (USEPA
2000) recommande un screening sur la base de données sitespécifique dès l’instant où la valeur de comparaison est inférieure au
bruit de fond « générique ».

Le bruit de fond contribue à ladose totale et donc au risque. Il
est indispensable de dresser uninventaire des radionucléides
contribuant à ce bruit de fond,puis contribuant à la dose totale.
La CIPR 91 propose ledéveloppement de niveaux depréoccupation à considérer pourla gestion du risque à partir desorganismes de référence de laflore et de la faune, avec une
référence explicite aux débits dedose issus du bruit de fond.

D’une manière générale, le bruit de fond contribue à la dose totale
et donc au risque. Il est indispensable de dresser un inventaire desradionucléides contribuant à ce bruit de fond, puis contribuant à ladose totale. A titre d’information, le débit de dose total lié aux
radionucléides d’origine naturelle pour les grands vertébrés
terrestres est de l’ordre 3μGy/j. Pour les organismes aquatiques, il
est de l’ordre de 0,14 μGy/j.
Une autre approche, utilisée par l’US DOE et différents Etats (NewMexico Environment Department) revient à réaliser un screening
des concentrations maximales du site à évaluer par rapport aux© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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7/Critères de protection

concentrations représentatives du bruit de fond (Meyers-Schöne,
Fischer et al. 2003). Les radionucléides qui restent à des concentrations
inférieures au bruit de fond ne sont pas pris en compte dansl’évaluation du risque. Pour certaines installations du SavannahRiver Site, les concentrations sont comparées à deux fois le bruit defond moyen, incluant les radionucléides d’origine naturelle etanthropique.
La CIPR 91 (ICRP 2003) propose le développement de niveaux depréoccupation à considérer pour la gestion du risque à partir desorganismes de référence de la flore et de la faune, avec une
référence explicite aux débits de dose provenant du bruit de fond.
L’idée est de guider les décisions en matière d’actions à
entreprendre en mettant en correspondance les données relatives
aux effets biologiques à différents niveaux exprimés en ordres degrandeur par rapport au bruit de fond naturel sous la forme de ces« Derived Consideration Level » (Pentreath and Woodhead 2001),(Pentreath 2003). Un exemple est donné dans le Tableau 7-5. L’une
des idées majeures est de pouvoir renvoyer sur le niveau depréoccupation adéquat d’une part à partir des jeux de données
estimées sur la base de l’homme de référence ou de donnéescomplémentaires, d’autre part, sur les données issues desorganismes de la flore et de la faune de référence (également
primaire et secondaire) (Figure 5-2).

Débit de dose

Effets probables sur les
individus

Actions de gestion
envisagées> 1000 fois le bruit defondMortalité précoce

Considérer les actions
possibles de rémédiation> 100 fois le bruit de fondCapacité de reproduction
affectéeAction dépendant du nombred’espèces de la faune et de laflore affectées> 10 fois le bruit de fondDommages à l’ADN
mesurables

Action dépendante du type defaune affectée

Bruit de fondPas d’action< Bruit de fondPas d’action

Tableau 7-5
Niveaux de considération pourun organisme de référence dansle cadre d’une évaluation
s’appuyant sur une comparaison
avec le niveau de bruit de fond(d’après Pentreath, 2002)

7/3

Spécificités des radionucléides et conclusion
Toutes les méthodes présentées pour déterminer et utiliser desvaleurs de comparaison pour caractériser un risque (valeursbenchmarks) pour les substances chimiques, sont applicables aux© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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7/Critères de protection

radionucléides. La nécessité de cohérence entre les deux systèmes
suggère d’adopter les caractéristiques communes suivantes :• le caractère générique (par opposition à site-spécifique) desvaleurs de comparaison dérivées pour être utilisées lors de l’étape
de screening d’une approche de l’évaluation du risque graduée ;• la flexibilité des techniques utilisées pour ces valeurs benchmarks,l’étude comparée de l’approche du RIVM et du TGD fait
globalement ressortir l’ordre de préférence suivant :SSD>Facteurs d’extrapolation>Partition à l’équilibre ;• la protection de 95% des espèces constituant l’écosystème ou lacommunauté (si l’approche statistique est conduite pour ungroupe taxonomique donné) ;• la protection contre les effets sublétaux pouvant avoir un impact

à l’échelle des populations sur le long terme (tests d’écotoxicité
chronique sur la reproduction, croissance préférée).

Résumé
Afin de caractériser la relation
exposition-réponse (dose-effet) il est
nécessaire de déterminer des critèresde protection, les valeurs benchmark,représentatives de conditions qui ne
provoqueront aucun effet et/ou
correspondront à un risqueacceptable sur l'environnement. Elles
sont déduites de résultats d'études
de données primaires d'écotoxicité
effectuées en laboratoire. Diverses
méthodes existent pour dériver lesvaleurs benchmark selon un schémacomportant quatre phases : lacollecte des données d'écotoxicité etl'attribution d'un facteur de qualité ;la sélection des données d'écotoxicité
les plus pertinentes puis
l'extrapolation de ces données pourdéterminer la valeur recherchée.
L'approche RIVM détermine trois
concentrations représentant chacune
un degré de protection del'écosystème : les concentrations
négligeable (sans effet), permise (95% de l'espèce est protégée) et àrisque sérieux (50% de l'espèce est
affectée). Les approches entre lesméthodes RTVM et TGD pour les
substances chimiques pour dériver etutiliser les valeurs benchmark sontsimilaires. Elles sont toutes
applicables pour les radionucléides
pour lesquels les spécificités sontdécrites dans ce chapitre.

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8/Evaluation du risque8/

Evaluation du risque//surveillance radiologique et surveillanceécologique
Si l’évaluation a priori est indispensable pour quantifier le risquepour un écosystème et une substance donnée, il reste à vérifier aposteriori la pertinence de l’évaluation. La surveillance del’environnement est donc indispensable compte tenu desincertitudes liées au contexte de multi-pollution et à la complexitédes différents niveaux biologiques et écologiques où les effets sontsusceptibles de s’exprimer. Après être revenu sur les différentes
informations et données nécessaires pour conduire une évaluation
du risque, ce chapitre s’attache à exposer brièvement les raisonsliées à la mise en place d’un système de surveillance écologiquedans la perspective de la validation d’une évaluation du risque.

Surveillance radiologique etsurveillance écologiqueconstituent les bases d’unesurveillance environnementale
dont l’objectif est d’évaluer lerisque environnemental.

8/1

Données requises pour le cadre de l’évaluation
et de la gestion du risque environnemental
L’évaluation et la gestion du risque environnemental associé à laprésence de substances (radioactives ou non) nécessitent le recours
à des données. Celles-ci sont de trois natures :• les données physico-chimiques qui permettent de caractériser lesperturbations par leurs causes (détection de la présence© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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8/Evaluation du risqued’éléments polluants)
paramètres du milieu) ;

ou

leurs

effets(modificationsde• les données écologiques qui visent à caractériser les perturbations

par leurs effets aux différents niveaux d’organisation del’écosystème ;• les données d’effets biologiques (ou de toxicité), généralement

acquises en laboratoire, qui correspondent à des données de basepour des valeurs benchmarks (voir paragraphe 7/1/2).
Alors que les données physico-chimiques et écologiques sontutilisées pour le cadre d’une évaluation a posteriori du risque, celles
relatives aux effets sont le plus généralement utilisées pour desévaluations a priori. La Figure 8-1 schématise de façon plus
complète les interactions entre ces trois ensembles de données pourla démarche d’évaluation du risque. La question de l’acquisition desdonnées d’effets (bioessais) ayant été abordée dans les chapitresprécédents, la suite du chapitre se focalise sur les données physicochimiques et les données écologiques qui constituent les
informations de base pour définir un programme de surveillanceenvironnementale à la suite (ou en parallèle) d’une évaluation derisque.

Figure 8-1
Positionnement dans l’évaluation
et la gestion du risque, etutilisation des trois principales
catégories de données (ouindicateurs) – donnéeschimiques, données d’effets
biologiques et donnéesécologiques.

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8/Evaluation du risqueA l’heure actuelle, les stratégies de surveillance de l’environnement
mises en place pour évaluer « l’impact » des radionucléides sur
l’environnement, consistent à échantillonner les principaux
compartiments des écosystèmes aquatiques et agricoles, plus
rarement du milieu naturel agricole, afin d’en déterminer les
niveaux de radioactivité. Cette surveillance de nature radiologiquepoursuit deux objectifs :• détecter la présence des radionucléides dès leur apparition dansl’environnement sous forme de traces. Cela se fait en particulier
par utilisation de bioindicateurs ;• évaluer l’exposition humaine via l’environnement (suivi deschaînes alimentaires humaines).
Ce type de surveillance est clairement une surveillance desexpositions. Elle est adaptée pour apprécier le marquage del’environnement. Par contre, elle ne permet pas d’évaluer unéventuel effet des radionucléides sur la structure et lefonctionnement des écosystèmes. Les techniques permettant dedétecter de tels effets constituent la surveillance écologique (ousurveillance des effets). Cette dernière, combinée à la surveillanceradiologique (surveillance des expositions) permet d’établir desrelations entre les éventuels effets observés et l’exposition.
Surveillance radiologique et surveillance écologique constituent
ainsi les bases d’une surveillance environnementale dont l’objectif
est d’évaluer le risque environnemental.
8/2

Objectif et principes de la surveillanceécologique
L’objectif de la surveillance écologique est de détecter in situ leseffets des polluants au niveau des populations, des communautés etdes écosystèmes. Cette surveillance peut être effectuée soit aposteriori dans le cas de l’évaluation du risque pour un site
contaminé soit a priori pour décrire les écosystèmespotentiellement récepteurs dans le cas d’une évaluation prospective
du risque environnemental.
La stratégie à mettre en œuvre pour élaborer un système desurveillance écologique n’est en aucun cas spécifique d’un stresseur,© IRSN/2007 Tous droits réservésdoc référence
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8/Evaluation du risqueelle est donc indépendante des caractéristiques des polluants. En
particulier, il n’existe pas de spécificités des radionucléides, entermes d’effets sur les écosystèmes., En cas d’apparition d’effets à
un niveau quelconque d’organisation biologique, toute la difficultéconsiste à établir une relation univoque entre la présence d’unpolluant/stresseur dans le milieu et les effets observés. La présence
simultanée de multiples stresseurs, anthropiques ou non, rend cetteanalyse particulièrement difficile.
Sur la base des pratiques dans le domaine des substances chimiques(Suter et al., 2000), (ASTM, 1999), les principales étapes de mise enœuvre d’une surveillance écologique autour d’un site rejetant despolluants (radioactifs ou non) sont résumées sur la Figure 8-2.
A l’heure actuelle, la surveillance de l’environnement autour dessites rejetant des substances radioactives correspondprincipalement à une surveillance radiologique qui vise à apprécier
les niveaux de radioactivité dans les différentes composantes del’environnement participant à la contamination de la chaîne
alimentaire ou à apprécier l’évolution dans le temps et l’espace desrejets par des mesures régulières sur des bioindicateurs.
La mise en place d’un système d’évaluation du risqueenvironnemental pour les radionucléides nécessite de développerdes stratégies de surveillance écologique destinées à obtenir encomplément des données de la surveillance radiologique (qui doitêtre adaptée à l’objectif de protection de l’environnement encomplément de celui de protection de l’homme), des donnéespermettant de vérifier la pertinence de l’évaluation.
Dans la mesure où la surveillance écologique s’intéresse à l’étude
des effets sur les écosystèmes, ces stratégies ne sont pas différentes
de celles utilisées pour d’autres stresseurs comme par exemple lessubstances chimiques ou un stresseur physique tel que latempérature.
Du fait de la présence de stresseurs multiples dans l’environnement,l’étape la plus difficile de la surveillance écologique est d’établir lecas échéant, une causalité entre la mise en évidence d’un effet et laprésence d’un polluant spécifique.

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8/Evaluation du risque

Formulation du problème
Vise à définir les objectifs de la surveillance : demande réglementaire, sociétale, présence
de zones à statut particulier de protection, présence d'espèces protégées, extension
spatiale de la surveillance, identification des différents stresseurs

Figure 8-2
Principales étapes de mise enœuvre d’une surveillanceécologique.

Description des habitats, des écosystèmes, des communautéset des espèces potentiellemen exposées
Choix des sites de référence (non exposés)
Exemple : écosystème aquatique

Choix des "assessment endpoints"
Exemple : population de poissons

Choix des "measurement endpoints"
Exemple : mesure de l'abondance (comptage)

Réalisation et suivi des "measurment endpoints"
Comparaison avec les données issues du site de référence
Différence significative
entre le site exposé
et le site de référence

Etablissement de relations (spatiales et/ou temporelles) entre donnéesd'exposition (niveaux d'activité dans les milieux) et données d'effets("measurements endpoints")
Si relations
statistiquement
significatives

Eventuellement études
complémentaires (bioaessais)pour établir une relation univiqueentre effet et exposition

Si relations
statistiquement
non significatives

Analyse des autres stresseurs
potentiels

Résumé
Les données requises dans le cadre
de l'évaluation et de la gestion durisque environnemental
nécessitent des données physicochimiques, écologiques et d'effets
biologiques. La surveillanceenvironnementale allie lasurveillance radiologique qui
consiste à évaluer le marquage
dans l'environnement à lasurveillance écologique qui mesure
l'impact toxicologique sur cet
environnement. Dans le cadred'une multi pollution, la difficultérésultera dans la démonstration dela corrélation entre un effet
détecté et le polluant rejeté.

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9/Conclusions

9/

Conclusions
L’état de l‘art présenté dans ce document montre la faisabilité del’adaptation de méthodes pour l’évaluation du risque auxécosystèmes associé à la présence ou au rejet de substances
radioactives dans l’environnement. Le projet européen ERICA en fait
actuellement la démonstration par la publication d’une première
approche graduée et sa mise en œuvre pour divers cas d’études.
Cette phase de conception doit évidemment s’enrichir du retourd’expérience de l’application à des cas d’études réels variés. Elle doitégalement être poursuivie par :• la conception et le développement de méthodes d’évaluationcomparative du risque pour les écosystèmes quel que soit lestresseur considéré (substances chimiques et radioactives enparticulier),• une réflexion sur l’utilisation possible des informations qui

proviendraient de la surveillance écologique in situ pour une
intégration en tant que «preuves» dans une démarched’évaluation du risque « multistresseurs » aux écosystèmes.
Pour toute situation réelle, ces méthodes permettront de démontrer
que les rejets de radionucléides dans l’environnement sontassociées (ou non) à un risque environnemental acceptable pourl’objet et le niveau de protection sélectionnés. La structure et lefonctionnement de l’écosystème récepteur constituent par défaut
(ex. sans spécifications particulières), les objets et le niveauécologique de la protection. Ceux-ci peuvent varier en fonction duproblème (l’individu et sa capacité reproductive peuvent par
exemple être le niveau et l’objet de la protection respectivement).

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9/Conclusions

Dans ce cadre général, divers outils sont déjà développés par l’IRSN
ou sont en cours de développement pour accompagner l’applicationd’une méthode d’évaluation du risque environnemental associé aux
radionucléides :• Le code de calcul EDEN permettant les calculs dosimétriquesnécessaires pour l’analyse de l’exposition des organismes vivants
aux radionucléides (Beaugelin-Seiller et al., 2005) ;• la plate-forme SYMBIOSE qui permettra d’accueillir les modèlesde transferts et des bases de données de paramètres associés(Gonze et al., 2002) ;• la base de données FRED exploitée par l’IRSN pour produire desrelations dose-effets utiles à la détermination de donnéesd’écotoxicité critique pour les radionucléides (Garnier-Laplace et al.,2005).
Cette synthèse met aussi en évidence des lacunes de connaissances
majeures, essentiellement dans le domaine des effets biologiques
induits en cas d’exposition chronique à faibles doses, dans dessituations complexes de multi-pollution.
D’un point de vue pratique, la détermination de critères deprotection des écosystèmes nécessite donc aujourd’hui un certain
nombre d’extrapolations clefs. Les manques de connaissances surles effets des radionucléides sur les écosystèmes, les extrapolations
nécessaires pour les utiliser à des fins de critères de protection et les
travaux de R&D qui pourraient être initiés pour contribuer à leurrésolution à moyen terme sont présentés dans le Tableau 9-1.
Certains sont examinés dans le cadre de ERICA, d’autres dans lecadre du programme ENVIRHOM.
Enfin, sur un aspect plus fondamental, des recherches sont initiéespour comprendre certains mécanismes d’actions qui sont essentiels
dans le cadre du développement de modèles d’extrapolation afin deles rendre plus robustes ou encore lescomportementsbiogéochimique et biologique d’éléments insuffisamment connus
dans un contexte particulier. Ces aspects ont essentiellement été
abordés dans le cadre d’ENVIRHOM pour l’uranium et le sélénium.

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9/Conclusions

Connaissances manquantes surles effets

Extrapolationnécessaire

Recherches suggérées

Données d’écotoxicité chronique à
faibles doses pour divers groupes
taxonomiques

Aigu ->chroniqueAnalyse de lamodification de ladistribution statistiquede la radiosensibilité
depuis des conditions
d’exposition aiguë vers
des conditions
d’exposition
chronique

Effets lors d’irradiations internes
par des émetteurs alpha ou bêtaExterne->interne

Analyse de ladistribution statistiquedes RBE disponibles dansla littérature ;expériences en milieu
contrôlé etmodélisation

Effets lors d’expositions
chroniques à un mélange deradionucléides et de toxiqueschimiques

D’un stresseur unique à
un contexte demultipollution

Modélisation des effets
de mélanges nécessitantla mise en œuvre
d’expériences delaboratoire

Effets à l’échelle d’une population

Individu->population

Modélisation(dynamique despopulations) à partird’effets sur les traits devie à l’échelle deTableau 9-1
Connaissances manquantes surles effets biologiques desradionucléides, extrapolations
nécessaires correspondantes et
R&D suggérés à moyen terme
pour des critères de protectiondes écosystèmes.

R&D partiellement initiés dansle cadre du programme ERICA.

R&D partiellement initiés dansle cadre du programme
ENVIRHOM de l’IRSN.

l’individu
Données d’écotoxicité chroniquepour divers groupes taxonomiques
et effets à l’échelle del’écosystème

Entre espèces
De la structure au
fonctionnement del’écosystème

Mise en œuvre de SSD
pondérées par groupe
trophique pour simulerl’assemblage desespèces au sein d’unécosystème
Modélisationd’interactions entre
espècesDonnées d’écotoxicité adaptéesaux échelles de temps longues

Des effets sur une
génération aux effets
multigénérationnels

Modélisation desréponses adaptatives depopulations soumises à
une exposition
chronique, nécessitant lamise en œuvre
d’expériences delaboratoire© IRSN/2007 --- Tous droits réservésdoc référence
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116• 11/Glossaire

11/

Glossaire et abréviations
Selon (Ramade 1993), (Ramade,2000 ), (Bourrelier et al., 1998)

Abiotique : Désigne, dans une entité écologique, ce qui est denature strictement physico-chimique.
Absorption : Phénomène par lequel une substance pénètre àl’intérieur d’un matériau ou d’un organisme vivant.
Activité : Nombre de désintégrations nucléaires spontanées
produites par seconde par un radionucléide. L’unité d’activité est le
Becquerel.
AIEA : Agence Internationale de l’Energie Atomique, www.iaea.org.
AEN : Agence pour l’Energie Nucléaire, www.nea.frAiguë : Se dit d’une exposition reçue pendant une période de temps
courte. Opposé à chronique.
BCG : Biota Concentration Guide (se rapporte à la démarche
préconisée par le DOE).
Becquerel : L’unité d’activité est le Becquerel (Bq) qui correspond à
1 désintégration par seconde d’une substance radioactive.
Benchmark ou valeur de comparaison: Concentration ou dose
supposée sans effet pour tout ou partie de l’écosystème selon une
méthode tracée fondée sur les données d’écotoxicité provenant del’exploitation de relations de type concentration (ou dose)-effets.
Cette valeur sert à caractériser un risque par comparaison avec laconcentration ou dose relative à la situation d’exposition étudiée.

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117• 11/Glossaire
Bioaccumulation : Accumulation d’un élément dans des structures
tissulaires ou cellulaires particulières pouvant conduire à desconcentrations locales qui diffèrent entre elles d’un à plusieurs
ordres de grandeur.
Biocénose : Ensemble des êtres vivants qui peuplent unécosystème.
Biocinétique : Désigne l’ensemble des cinétiques d’incorporation etd’excrétion des éléments ainsi que leur distribution tissulaire.
Biodisponibilité : Proportion de la quantité totale ou de laconcentration d’un polluant présent dans l’environnement
potentiellement disponible pour être bioaccumulé par un organisme
vivant. Résultante des interactions entre le polluant étudié et lesbarrières biologiques de l’organisme.
Biotique : Désigne dans une entité écologique, ce qui est propre auxêtres vivants.
Biotope : Composante abiotique d’un écosystème c’est-à-direl’ensemble des facteurs physiques et chimiques qui le caractérise.
Carcinogène (ou cancérigène) : Qui peut provoquer ou favoriserl’apparition de cancers.
CEx% : Concentration d’une substance qui cause un Effet de x%
chez des individus exposés pendant une durée donnée par rapport
au groupe témoin (non exposé),.
Chaîne trophique : Ensemble d’espèces qui se succèdent dans lesens de la circulation de la matière et de l’énergie (du producteur
primaire au consommateur de nième ordre).
Chronique : Se dit d’une exposition prolongée, d’une duréesignificative par rapport à la durée de vie de l’organisme étudié.
Généralement associé à la notion d’exposition continue à une faible
concentration de polluant.
CIPR : Commission Internationale de Protection Radiologique,www.icrp.org.

CIx% : Concentration d’Inhibition x%. Concentration d’une
substance qui, après un temps d’action donné, provoque x%d’inhibition d’activité (motrice ou autre) chez les individus faisantl’objet du test.

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118• 11/Glossaire
CLx% : Concentration létale x%. Concentration d’une substanceprovoquant x% de mortalité dans une population exposée à cedernier.
Coefficient de dose : Dans le cas de l’irradiation externe parimmersion dans l’air ou dans l’eau, c’est la dose absorbée par unitéde concentration (Gy/(Bq.m-3)). Dans le cas de l’irradiation externe
par le dépôt, c’est la dose absorbée par unité de dépôt (Gy/(Bq.m-2))
ou par unité de concentration dans le sol (Gy/(Bq.kg-1)). Fonctions
de l’énergie des rayonnements, ces coefficients sont définis pourchaque radionucléide et chaque organisme de référence.
Communauté : Ensemble de populations d’espèces appartenantsouvent à un même groupe taxonomique, présentant une écologie
semblable et occupant le même habitat.
Compartiment : Entité homogène au sens de la variable étudiée.
Par exemple, ce terme est souvent utilisé pour décrire lesécosystèmes de manière simplifiée, en désignant l’ensemble descomposants de même nature le constituant. Dans le contexte desmodèles pharmacocinétiques, il désigne un ensemble de tissus deconcentration homogène pour la substance étudiée.
Contamination interne : Incorporation par inhalation ou paringestion de radionucléides distribués dans les différents organes
selon une biocinétique qui leur est propre, et délivrant une dose àl’ensemble des organes tant que dure leur présence dansl’organisme.
Cycle biogéochimique : Cycle qu’effectue tout composé naturel ou
artificiel libéré dans l’environnement entre les divers compartiments
de la biosphère et la biomasse continentale ou océanique.
Déterministe (effet) : Effet pour lequel il existe un seuil de doseau-dessous duquel il n’y a plus d’effet observable, jugé néfaste pourla santé. Au-delà de ce seuil, la gravité de l’effet augmente avec ladose. Ces effets concernent par exemple, la fécondité, la mortalité,
la morbidité, le comportement, etc.
Directe (voie) : Voie de transfert d’un contaminant à partir d’un
compartiment abiotique, en complément de la voie par ingestion ou
trophique.
Dose : Quantité de la substance étudiée délivrée pendant une durée
donnée.

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119• 11/Glossaire
Dose absorbée : Quantité d’énergie absorbée par unité de masse dematière. C’est une grandeur directement mesurable, qui s’exprime
en Gray (Gy). Par définition, 1 Gy = 1J.kg-1.
Ecotoxicité : Toxicité pour l’écosystème. Ce terme est employédans l’évaluation du risque écologique.
Ecosystème : Unité écologique de base, constituée par l’associationde deux composantes en constante interaction, le biotope et labiocénose.
Ecotoxicologie : Discipline dont l’objet est l’étude des polluants
dans les écosystèmes. L’écotoxicologie comporte un aspectdescriptif qui consiste en l’analyse de la circulation des polluants au
sein des biocénoses et entre celles-ci et les composants desbiotopes. L’écotoxicologie possède aussi un aspect causal, dont lebut est de connaître et comprendre les conséquences écologiquesde l’action des polluants sur la structure et le fonctionnement desécosystèmes naturels.
Eléments en traces : Eléments naturellement présents en très
faibles concentrations dans un milieu physique ou biologique.
Environnement Canadal’Environnement.

:

Ministère

FédéralCanadiende

ERA : Ecological Risk Assessment (Evaluation du risque écologique).
Exposition externe : Voie d’atteinte liée aux radionucléides
présents dans les milieux de vie et émettant des rayonnements
pouvant atteindre l’organisme.
Exposition : Contact de quelqu’un ou quelque chose avec un agent
chimique ou physique pendant une certaine période.
Facteur de concentration : Grandeur permettant d’évaluer labioaccumulation d’un polluant par un organisme vivant. Il se définitcomme le rapport entre la concentration du polluant dansl’organisme et sa concentration dans le biotope (eau pour unécosystème aquatique).
Facteur de transfert trophique: Grandeur définie comme lerapport entre la concentration du polluant dans un organisme
occupant un niveau trophique donné, et la concentration de ce
polluant dans l’organisme occupant le niveau trophiqueimmédiatement inférieur.

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120• 11/Glossaire
FRED : Fasset Radiation Effect Database, base de données d’effets
sur les organismes vivants. www.erica-project.org
Germinale (cellule ou lignée) : Désigne les cellules reproductrices.
S’oppose à « somatique ».
Génotoxicité : Effets d’agents physiques ou chimiques (agents
génotoxiques) susceptibles d’endommager le patrimoine héréditaired’une cellule.
Gray (Gy) : Unité de dose absorbée 1 Gy= 1 Joule par kg. Le débit
de dose absorbé est exprimé en Gray par unité de temps (Gy.h-1,
Gy.s-1...).
LET : Linear Energy Transfer. Mesure en fonction de la distanceparcourue, de la manière dont l’énergie est transférée de la particuleà la matière exposée. Les particules dites à LET élevé sontessentiellement les protons, les neutrons et les particules alpha ;celles à faible LET sont des photons (incluant les rayonnements X et
gamma), les électrons et positrons.
LOEC : Lowest-observed-effectconcentration.
Lors
del’établissement de relations concentration-effets, la LOEC est la plus
petite concentration testée conduisant à un effet statistiquement
significatif par rapport au groupe témoin, non exposé.
Monitoring : Surveillance par des mesures régulières d’un ou
plusieurs compartiments de l’environnement pour évaluer leschangements environnementaux.
NCRP : National Council on Radiation
Measurements (USA). www.ncrponline.org

Protection

andNEA , AEN: Nuclear Energy Agency., Agence de l’Energie Atomique,agence de l’OCDE. www.nea.fr
Niveau trophique : Niveau constituant une étape dans le transfertd’énergie et de matière le long d’une chaîne trophique En milieu
aquatique continental, les niveaux successifs peuvent êtrereprésentés, par exemple, par le phytoplancton, le zooplancton, unpoisson planctonophage ou omnivore, enfin un poisson
ichtyophage.
NOEC : No-observed-effect concentration. Lors de l’établissement
de relations concentration-effet, la NOEC est la plus forte
concentration testée ne produisant pas un effet statistiquement
significatif par rapport au groupe témoin, non exposé.

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121• 11/Glossaire
OCDE, OECD : Organisation pour la Coopération et leDéveloppement Economiques.
www.oecd.org
OSPAR : Commission
l’atlantique nord-est.
www.ospar.org

pour la protection du milieu marin de

PEC : Predicted Environmental Concentration.
PNEC : Predicted No Effect Concentration.
Polluant : substance naturelle ou d’origine que l’homme introduit
dans un biotope donné dont elle était absente ou dont il modifie etaugmente la teneur dans l’eau, l’air ou les sols dans le cas où elle yétait présente.
Population : Ensemble des individus appartenant à une mêmeespèce, occupant une même fraction de biotope, et qui échangent
librement leurs gènes dans les processus reproductifs.
Rayonnements α, β et γ : Emissions corpusculaires et ondulatoiresd’énergie. Les rayons α sont constitués par des noyaux d’atomesd’hélium ionisés. Les rayons β correspondent à des électrons. Lesrayonsγ sont des rayonnements électromagnétiques de très hauteénergie et de plus faible longueur d’onde que les rayons X.
RBE : Relative Biological Effectiveness. Pour une même doseabsorbée, l’effet de l’exposition dépend de la nature et de l’énergie
du rayonnement ayant délivré la dose. On rend compte de cetteinfluence en introduisant un facteur de pondération caractéristiquedu rayonnement, le RBE, qui donne une mesure de l’efficacité
relative des différents types de rayonnements à produire un mêmeeffet biologique Expérimentalement, le RBE est le rapport entre ladose absorbée d’un rayonnement de référence (X ou γ) introduisant
un effet dans un système donné et la dose absorbée durayonnement en question nécessaire pour produire le même effetdans le même système. Cette notion est aujourd’hui
essentiellement réservée à la radioprotection humaine par manquede connaissances sur sa pertinence pour les espèces non-humaines.
Réseau trophique : Ensemble de chaînes trophiques
interdépendantes. Dans un écosystème, la stricte monophagie est
très rare si bien qu’un prédateur se nourrit généralement deplusieurs proies, et une même espèce peut servir de proie à plusieurs
consommateurs. Par ailleurs, il existe, dans les écosystèmes, des© IRSN/2007 --- Tous droits réservésdoc référence
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122• 11/Glossaireespèces polyphages qui consomment des espèces situées à
différents niveaux trophiques.
Sédiments : Dépôts de matériels meubles d’origine minéralogiqueou biogénique, de natures très variées. Les sédiments sontconstitués par des matériaux minéraux et organiques d’origine
abiotique ou biotique de tailles et qualités très variables.
Sievert (Sv) : Grandeur utilisée en radioprotection humaine pourexprimer la dose efficace et la dose équivalente afin de tenir compte
respectivement de la différence de nocivité des divers
rayonnements pour produire le même effet biologique stochastique(rayonnement de référence γ ou X) et de la différence deradiosensibilité des organes ou tissus.
Sol : Produit de l’altération, du remaniement et de l’organisation
des couches supérieures de la croûte terrestre sous l’action de la vie,
de l’atmosphère et de l’organisation des échanges d’énergie qui s’ymanifestent.
Somatique (cellule ou lignée) : Relatif au soma, ensemble deslignées cellulaires non sexuelles de l’organisme. S’oppose à «germinale ».
Spéciation : Caractérisation des formes physiques et chimiques
dans lesquelles se trouve un élément dans un milieu donné.
SSD : Species Sensitivity Distribution. Loi de distribution statistiquede la sensibilité des espèces à un stresseur. Etablit à partir desdonnées d’écotoxicité d’une ou plusieurs substances toxiques pourdes espèces testées en laboratoire. L’hypothèse de base est que cet
ensemble d’espèces constitue un échantillon représentatif de toutes
les espèces composant la communauté ou l’écosystème.
Stochastique (effet) : Effet pour lequel la probabilité d’occurrence
augmente avec la dose délivrée alors que la sévérité reste constantequelle que soit la dose. Ils recouvrent d’une part l’induction decancers et d’autre part des effets génétiques transmissibles.
Stresseur : Cause de dysfonctionnement d’un système biologique.
Les pollutions sont par exemple des stresseurs des écosystèmes(Substance) xénobiotique : Désigne une substance d’origine
allochtone et généralement de synthèse (à l’exception de dérivés
inorganiques de certains métaux traces toxiques), présentant une
toxicité élevée, même lorsqu’elle est présente dans le milieu à detrès faibles concentrations.

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123• 11/GlossaireTaxon : Dans le domaine de la classification systématique des êtres
vivants, un taxon est un groupe à un niveau quelconque decatégorie dans une classification hiérarchique. Chaque taxon
appartient à un niveau hiérarchique donné (ex: espèce, genre,famille, ordre, etc). Les taxons d'un niveau donné ont un degré deressemblance élevé car ils partagent un certain nombre de gènes.
Terme source : Origine de la pollution due à des radionucléides
rejetés dans l’environnement.
Trait de vie : Un trait d'histoire de vie correspond à une
caractéristique d'un individu pouvant avoir une influence sur sa
valeur reproductive. La survie, le nombre de jeunes, la masse
corporelle sont des traits d'histoire de vie classiques, mais on trouveégalement le taux de croissance ou l'âge de première reproduction
par exemple.
Toxicité : Propriété d’une substance chimique introduite dans unorganisme, d’engendrer, temporairement ou non, des troubles decertaines fonctions.
Trophique (voie) : Qualifie tout ce qui concerne la circulation de lamatière et de l’énergie lors d’une relation de type alimentaire entre
une proie et un prédateur.
UIR : Union Internationale des Radioécologistes. www.iur-uir.org
UNSCEAR : United Nations Scientific Committee on the Effects ofAtomic Radiation. www.unscear.org
US DOE : United States Department of Energy. www.doe.gov
US EPA : United States Environmental Protection Agency.
www.epa.gov
Wr : Radiation Weighting Factor ou facteur de qualité durayonnement utilisé, pour traduire les différences d’efficacité
biologique de divers types de rayonnements.

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Index

Index
ADN, 22, 23, 24, 27

Contrôle, 3Approche

Cytogénétique, 23

graduée, 43, 45, 52, 54, 83, 85,
94, 105

Directive cadre sur l’eau, 20, 60

intégrée, 43, 61

Dosepréconisée, 42, 54, 64

calcul, 65, 69, 74, 75, 78

Benchmark, 6, 7, 36, 42, 43, 82,coefficients, 74, 75, 76, 78, 81

83, 84, 85, 86, 91, 92, 96, 99,coefficients de conversion, 75, 81

101, 113, 114

débit, 6, 14, 26, 33, 36, 43, 47,
65, 66, 68, 69, 70, 73, 74, 78, 80,
92, 93, 94, 95, 96, 97, 98, 120

Bioaccumulation, 26, 119
Biocénose, 119
Biocinétique, 17, 77

dose, 6, 15, 17, 18, 23, 24, 26, 32,
33, 41, 43, 51, 66, 68, 69, 70, 73,
74, 75, 76, 77, 78, 79, 80, 82, 83,
84, 93, 94, 96, 97, 106, 108, 112,
114, 115, 116, 118, 120, 121, 122

Biodisponibilité, 59, 89, 97

modèle, 74

Bioindicateur, 7, 44, 102, 103

Ecosystème

Biomarqueur, 44

aquatique, 15, 19, 20, 33, 34, 53,
57, 59, 62, 65, 75, 76, 84, 86, 89,
90, 92, 93, 96, 97, 102, 119, 120,
121, 122

Biotique, 122
Biotope, 119, 121

communauté, 15, 23, 63, 102

Bruit de fond, 36, 43, 59, 65, 69,

compartiment élémentaire, 41,
53, 54, 55, 58, 62, 75, 81, 90, 95,
97, 112, 118, 121, 122

83, 96, 97, 98
Carcinogène, 18, 23, 24, 117,
122

population, 7, 14, 22, 23, 24, 25,
26, 47, 51, 56, 63, 68, 77, 87, 93,
96, 99, 102, 118
terrestre, 53, 62, 65, 81, 86, 90

Cellulegerminale, 24, 25
somatique, 24, 27

Chaîne alimentaire, 7, 18, 19, 53,
103
Compartimenttransfert, 18, 19© IRSN/2007 --- Tous droits réservésdoc référence
Radioprotection del’environnement
1er juillet 2006
•IRSN 2005-56

125

Index

Ecotoxicité, 6, 7, 44, 50, 51, 54,

68, 69, 70, 71, 74, 75, 76, 77, 78,

55, 56, 57, 58, 59, 83, 84, 85, 86,

81, 93, 111, 112

87, 88, 89, 92, 96, 97, 106, 115,
116, 122
Ecotoxicologie, 24, 25, 54, 73,

Fraction absorbée, 79, 80
Génotoxicité, 24, 25

82, 83, 94, 119

Génotoxique, 24, 120

Effet

Incertitude, 18, 33, 44, 47, 48,

biologique, 18, 22, 26, 34, 35, 68,
98, 101, 106, 107
déterministe, 18, 23, 25, 27
stochastique, 18, 23, 25, 27, 73

50, 51, 52, 54, 55, 58, 68, 69, 88,
89, 100
Information, 4Environnement, 3Installation, 3

ERICA, 6, 7, 9, 33, 38, 43, 52, 60,

Malveillance61, 62, 63, 65, 66, 67, 68, 71, 73,

actes de, 374, 75, 77, 78, 105, 106, 111

MéthodeExposition, 6, 14, 17, 18, 19, 22,analytique, 79

23, 25, 26, 28, 33, 34, 35, 41, 43,de distribution statistique, 47,
48, 51, 84, 86, 87, 88, 89, 122

47, 48, 49, 50, 51, 52, 54, 55, 56,

de partition à l’équilibre, 86, 89

58, 59, 61, 62, 65, 66, 68, 70, 73,
74, 75, 76, 77, 80, 81, 82, 83, 84,

déterministe, 25, 44, 47, 48, 55,
94

87, 88, 89, 90, 93, 96, 97, 102,

du ratio, 48, 50, 51, 55

106, 116, 117, 121

facteur d’extrapolation, 47, 50,
54, 57, 84, 85, 86, 88, 89

Exposition aiguë, 17, 18, 26, 58,

facteur de pondération, 69, 70,
78, 12165, 68, 77, 87
Exposition chronique, 14, 18, 26,
28, 33, 34, 68, 77, 87, 93, 94,
106
Exposition externe, 17, 18, 24,
26, 68, 74, 75, 80, 81, 92, 118,

facteur de sécurité, 18, 54, 55,
56, 84, 89, 94
probabiliste, 44, 47, 48, 51, 78,
80, 94

Modèletransferts, 19, 61, 69, 106

Morbidité, 18, 23, 26, 67, 118

119
Mortalité, 15, 23, 24, 27, 67, 118
Exposition interne, 18, 26, 33,
70, 75, 80, 90, 117, 118
FASSET, 22, 26, 28, 33, 34, 38,

Nucléairematière, 3transport de matières, 3

43, 52, 60, 61, 62, 64, 65, 66, 67,© IRSN/2007 --- Tous droits réservésdoc référence
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126

Index

Organisme de référence, 7, 34,

RIVM, 83, 87, 90, 91, 92, 97, 99,

35, 36, 63, 64, 65, 68, 69, 74, 75,

114

76, 77, 78, 81, 98, 118

Screening, 7, 41, 43, 48, 50, 52,

Polluant, 7, 25, 32, 35, 44, 50,

58, 66, 83, 85, 90, 93, 94, 97, 98,

51, 52, 97, 101, 102, 103, 117,

99, 112, 113, 114, 115

119

Sécurité, 4Protection, 3

culture de, 17, 22, 32

Protection

Stresseur, 7, 22, 39, 40, 47, 49,

habitats, 15

50, 71, 72, 73, 103, 122Protection

Substance

travailleur, 17

public, 18

chimique, 6, 7, 8, 16, 19, 24, 32,
38, 39, 41, 42, 44, 46, 52, 53, 60,
61, 71, 73, 83, 85, 90, 92, 94, 97,
99, 103, 105Protection

radioactive, 6, 7, 19, 20, 34, 35,
39, 94, 95, 103, 105

habitats, 19Sûreté

Protection

nucléaire, 3

espèces, 20

Taxon, 87, 89

Protection

Public, 3, 4

Taxonomie, 7, 26, 59, 67, 76, 83,

Qualité, 4

89, 93, 95, 96, 99, 118

Radioécologie, 18, 32, 33, 34, 36

TGD, 6, 38, 41, 42, 44, 52, 53,

Rejets, 7, 8, 16, 19, 33, 34, 52,

54, 55, 56, 58, 59, 60, 71, 89, 90,

53, 54, 66, 94, 95, 96, 97, 103,

91, 92, 99

105

Toxicité, 50, 54, 55, 59, 73, 77,

Risque89, 94, 101, 122

caractérisation, 6, 33, 38, 40, 41,
42, 43, 44, 46, 47, 48, 53, 54, 55,
59, 60, 66, 82, 96, 97

Toxique, 25, 51, 122

gestion, 34, 41, 42, 52, 61, 65, 66,
71, 98, 100, 101

Transparence, 4Trophique, 25, 63, 64, 89, 122© IRSN/2007 --- Tous droits réservés