Caractéristiques radiologiques

1995

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Table des matières

• Recommandations
• Identification, utilisation et sources de rayonnement dans l'environnement
  • Radioactivité naturelle
  • Radionucléides artificiels et radionucléides naturels technologiquement améliorés
• Concentrations de radionucléides dans les approvisionnements en eau potable
• Techniques analytiques et techniques de traitement
• Effets sur la santé
  • Comportement dans l'organisme
  • Les effets biologiques des rayonnements ionisants
• Recommandations radiologiques relatives à l'eau potable
• Application des recommandations
• Références bibliographiques

Recommandations

Les concentrations maximales acceptables (CMA) de certains radionucléides (tant naturels qu'artificiels) dans l'eau potable sont présentées au tableau 1. Elles ont été établies à partir d'une dose efficace engagée de 0,1 millisievert (mSv) provenant de la consommation d'eau potable pendant un an et sont exprimées en becquerels par litre (Bq/L), unités d'activité volumique. Les niveaux de dépistage recommandés pour la radioactivité dans des échantillons d'eau sont 0,1 Bq/L pour le rayonnement alpha brut et 1 Bq/L pour le rayonnement bêta brut.

Les recommandations radiologiques sont élaborées conformément aux méthodes internationales de radioprotection. La méthode utilisée se fonde sur une exposition à vie résultant de l'ingestion de tout radionucléide pendant une année, en tenant compte de la rétention de ce radionucléide dans les tissus humains. L'élaboration des recommandations touchant les radionucléides diffère de la mise au point des paramètres microbiologiques et des paramètres chimiques/physiques concernant l'eau potable. Santé Canada a créé un comité chargé de réévaluer les méthodes d'élaboration des recommandations radiologiques, microbiologiques et chimiques/physiques.

Identification, utilisation et sources de rayonnement dans l'environnement

Les radionucléides existent dans l'environnement sous forme d'éléments naturels et sous forme de produits ou de sous-produits des technologies nucléaires (radionucléides artificiels).

Radioactivité naturelle

De loin, la plus grande contribution à l'exposition moyenne du public aux rayonnements est celle des éléments radioactifs de la croûte terrestre et celle de la radioactivité naturelle provenant de l'espace lointain. Les sources naturelles sont à l'origine de plus de 98 % en moyenne de la dose de rayonnement reçue par les humains, si l'on ne tient pas compte des expositions médicales.¹ La dose moyenne totale provenant de sources naturelles a été estimée à environ 2,4 mSv*/an;¹au Canada, elle serait d'environ 2,6 mSv/an.²

Les expositions aux sources naturelles sont soit externes (rayonnements cosmique et terrestre directs), soit internes (inhalation et ingestion de radionucléides cosmogènes et terrestres présents dans l'air, l'eau, les aliments et le sol). Les principales sources de rayonne-ment sont les radionucléides terrestres de longue période (primordiaux) et les radionucléides secondaires produits par la désintégration radioactive des premiers. Ces radionucléides se retrouvent principalement dans trois chaînes de désintégration, les séries de l'uranium, du thorium et de l'actinium, qui sont partout présents en faibles concentrations dans le sol et l'eau à cause de l'altération et de l'érosion de la roche. La plus importante source d'exposition interne est celle que constituent les produits de désintégration de courte période du radon^†, élément gazeux de la série de l'uranium. Le potassium 40, radionucléide primordial hors-série, est aussi une importante source d'exposition tant interne qu'externe. Toutefois, comme l'absorption de potassium élémentaire par l'organisme se fait sous un contrôle homéostatique rigoureux et est donc insensible aux variations de concentration dans l'environnement, les présentes recommandations ne traitent pas davantage du ⁴⁰K.

D'autres sources moins importantes contribuent à l'exposition. Il s'agit des autres radionucléides primordiaux hors-série, surtout le ⁸⁷Rb^‡, et des radionucléides cosmogènes produits dans l'atmosphère par l'interaction des rayons cosmiques avec l'argon, l'oxygène et l'azote atmosphériques.¹ Les radionucléides cosmogènes sont déposés sur la terre par l'action du brassage atmosphérique, des précipitations et de la pesanteur. Les quatre radionucléides cosmogènes qui contribuent sensiblement à la dose reçue par les humains sont le ¹⁴C, le ³H (tritium), le ²²Na et le ⁷Be. La contribution annuelle totale des radionucléides cosmogènes est d'environ 12 µSv, la plus grande partie provenant du ¹⁴C absorbé par voie interne.¹

L'irradiation externe compte pour environ le tiers de la dose totale de rayonnement de fond. La contribution annuelle moyenne de tous les radionucléides naturels déposés par voie interne est de l'ordre de 1,6 mSv, dont environ 1,1 mSv provient de produits de désintégration du radon inhalé.¹ Le reste vient de l'ingestion d'autres radionucléides présents dans les aliments et l'eau potable. Les expositions individuelles réelles à la radioactivité de fond dans l'air, les aliments et l'eau sont toutefois très variables et dépendent de nombreux facteurs, dont la quantité, le type et la disponibilité des radionucléides dans l'environnement et la quantité inhalée ou ingérée par la personne.

Radionucléides artificiels et radionucléides naturels technologiquement améliorés

En plus du rayonnement de fond naturel, la technologie nucléaire a introduit au cours des 50 dernières années d'importantes quantités de radionucléides artificiels dans l'environnement de la planète. La majorité de ces radionucléides ont été introduits à la suite d'essais atmosphériques d'armes nucléaires antérieurs à 1963. Parmi les nombreux éléments produits au cours des détonations nucléaires, le tritium, le ¹⁴C, le ⁹⁰Sr et le ¹³⁷Cs ont été les plus ciblés dans les programmes de surveillance environnementale. Les autres radionucléides sont le ⁹⁵Zr, le ⁹⁵Nb, le ¹⁰⁶Ru, le ¹³¹I, le ¹⁴⁴Ce, le ^239,240Pu, le ²⁴¹Pu et le ²⁴¹Am. La dose totale reçue entre 1945 et 1980, et cumulée jusqu'à l'an 2050, par des humains dans la zone tempérée de l'hémisphère nord (40 à 50 degrés nord), tous essais atmosphériques d'armes confondus, est estimée à environ 1,9 mSv, dont la plus grande partie a déjà été émise.¹

Des expositions locales au-delà des niveaux de fond naturels peuvent aussi résulter de radionucléides libérés durant les diverses étapes du cycle du combustible nucléaire, notamment pendant l'exploitation minière de l'uranium, la préparation du combustible nucléaire, la production d'énergie nucléaire et l'élimination des déchets. L'exploitation minière de l'uranium et la préparation du combustible libèrent du ²³⁸U, du ²³⁴U, du ²²⁶Ra et du ²²²Rn, ainsi que leurs produits de désintégration, portant les concentrations de radionucléides terrestres au-delà de la concentration de fond. De faibles concentrations de radionucléides sont aussi libérées dans l'environnement par les réacteurs nucléaires de puissance dans des conditions contrôlées et surveillées, en quantités variables selon le type et la construction des réacteurs. Les radionucléides libérés dans l'atmosphère comprennent le tritium, l'iode radioactif, les gaz rares de fission (⁸⁸Kr, ¹³³Xe), les gaz d'activation (¹⁴C, ¹⁶N, ³⁵S, ⁴¹Ar) et des particules telles que le ⁶⁰Co, le ⁹⁰Sr et le ¹³⁷Cs. Les radionucléides libérés dans le milieu aquatique comprennent le tritium et d'autres produits de fission et les produits actifs de la corrosion.¹ Le tritium en milieu aqueux et gazeux est le principal radionucléide libéré par les réacteurs canadiens CANDU.

La Commission de contrôle de l'énergie atomique (CCEA) impose pour les émissions des réacteurs de puissance CANDU une limite théorique rigoureuse de 0,05 mSv pour le groupe critique que constituent les personnes qui, à cause du lieu où elles se trouvent et de leur mode de vie, recevront la plus forte dose. La limite théorique est de 5 % de la dose limite établie pour le public et s'applique autant aux expositions externes subies au cours de l'année qu'aux expositions internes qui seront subies au cours des 50 années suivant l'ingestion de radionucléides pendant l'année. Les doses reçues par le reste de la population seront inférieures. En général, les émissions de radionucléides provenant du cycle du combustible nucléaire contribuent peu à l'exposition totale des humains aux rayonnements et sont bien inférieures à celles du rayonnement naturel de fond et aux retombées atmosphériques d'armes nucléaires.

Des radionucléides artificiels peuvent aussi être libérés dans l'environnement lors d'activités indus-trielles et de recherche liées au cycle de combustibles non nucléaires, et d'une utilisation en médecine diagnostique et thérapeutique. Les établissements canadiens utilisant des radionucléides doivent détenir des permis de la CCEA; les quantités de radionucléides qu'ils émettent dans l'environnement sont habituellement négligeables.

D'autres radionucléides peuvent être libérés fortuitement lors d'applications non nucléaires et d'activités industrielles qui accroissent dans l'environnement les niveaux de radionucléides naturels, comme l'utilisation de combustibles fossiles et la production et l'utilisation de produits de roches phosphatées. L'emploi de combustibles fossiles (p. ex. le charbon) pour produire de l'électricité libère des radionucléides des séries du ²³⁸U et du ²³²Th, ainsi que du ⁴⁰K dans les cendres volantes. Les concentrations normales d'uranium et de thorium dans l'environnement sont toutefois insuffisantes pour que les changements dus aux émissions des centrales au charbon soient détectables.³ L'exploitation de la roche phosphatée, qui contient des concentrations relativement élevées d'uranium, peut libérer des radionucléides dans les effluents d'extraction et de traitement, tout comme l'utilisation de produits de roche phosphatée (comme les engrais). L'érosion des sols agricoles peut aussi, là où on utilise beaucoup d'engrais, introduire des produits de désintégration du ²³⁸U dans les approvisionnements en eau potable.

Concentrations de radionucléides dans les approvisionnements en eau potable

L'effet radiologique d'un radionucléide particulier libéré dans un écosystème est fonction de sa disponibilité, de ses propriétés radiologiques et de son comportement dans l'environnement. La disponibilité et le comportement des radionucléides dans l'environ-nement dépendent d'interactions complexes entre paramètres physiques, chimiques et biologiques, particulièrement dans les milieux aquatiques.

Nombre de radionucléides libérés dans les milieux aquatiques sont immédiatement adsorbés sur les surfaces des particules en suspension à cause de leur faible solubilité dans l'eau et sont éliminés de la colonne d'eau par sédimentation. C'est ce qui se passe avec les isotopes du césium, du manganèse, du fer, du cobalt et des actinides (dont le thorium et l'uranium). Certains éléments tendent à demeurer en solution dans l'eau : le strontium, le chrome et l'antimoine. Le niveau de radioactivité dans les eaux naturelles est donc habituel-lement faible, même si des sédiments contaminés peuvent renfermer des radionucléides longtemps après que les radionucléides dissous ont été éliminés du système. En général, les eaux de surface présentent des concentrations de radionucléides plus faibles que les eaux souterraines, où les variations de concentration peuvent être grandes à cause de la présence de radionucléides naturels dans le sol et la roche environnants.

La contribution de l'eau potable à l'exposition totale aux rayonnements est normalement faible et surtout attribuable aux radionucléides présents naturel-lement dans la série de l'uranium. L'uranium est un des radionucléides naturels importants qu'on peut trouver dans les approvisionnements en eau. En général, les concentrations d'uranium dans les eaux de surface et dans les eaux souterraines sont faibles, soit inférieures à 1 µg/L; des concentrations beaucoup plus élevées ont toutefois été mesurées dans des sources d'eau souterraine tant privées que collectives un peu partout au Canada. Les concentrations d'uranium dans certains approvisionnements collectifs du Sud de la Saskatchewan ont varié entre 1 et 16 µg/L entre 1980 et 1990; une concentration de 90 µg/L a été mesurée dans un approvisionnement collectif du sud de l'Ontario en 1991; plusieurs puits privés de la Nouvelle-Écosse avaient des concentrations d'uranium variant entre 100 et 200 µg/L en 1992, dont un puits titrant même 780 µg/L.⁴ À cause de leur longue période, les isotopes naturels de l'uranium ont une faible activité volumique. Dans la perspective des recommandations pour l'eau potable au Canada, les concentrations d'uranium dans l'eau potable sont donc limitées par la toxicité chimique, plutôt que radiologique, de cet élément.**

Pour ce qui est du risque d'émission normale ou accidentelle par l'industrie du combustible nucléaire vers les approvisionnements en eau potable, les radionucléides les plus préoccupants au plan de la santé sont le tritium, le ⁹⁰Sr, le ¹³¹I, le ¹³⁷Cs et le ²²⁶Ra. Les concentrations moyennes de tritium dans les eaux de surface au Canada sont de l'ordre de 5 à 10 Bq^††/L,⁵surtout à cause des retombées résiduelles d'essais atmosphériques d'armes nucléaires. Les concentrations moyennes dans les Grands Lacs ont varié entre 9 et 11 Bq/L entre 1991 et 1993.⁶ Une concentration moyenne d'environ 6 Bq/L a été enregistrée à divers endroits en Ontario en 1990.⁷ Les concentrations moyennes dans les approvisionnements collectifs en eau près de tous les réacteurs nucléaires en Ontario ont varié entre 12 et 35 Bq/L, soit un peu plus que les niveaux de fond.⁷

L'activité moyenne du ⁹⁰Sr dans les Grands Lacs en 1981 et 1982 a varié entre 15 mBq/L dans le lac Supérieur et 29 mBq/L dans le lac Ontario.⁸ Les concentrations moyennes enregistrées dans les rivières Winnipeg et Outaouais et dans le fleuve Saint-Laurent, ainsi que dans les lacs Huron et Ontario près des centrales Bruce et Pickering, ont varié entre 1 et 12 mBq/L en 1988.⁹ Ces valeurs sont indiscernables des niveaux de fond à cause des retombées d'armes nucléaires.

L'iode 131 est important à cause de sa mobilité dans l'environnement et de sa capacité d'irradier sélectivement la glande thyroïde lorsqu'il est absorbé dans l'organisme. En raison de sa courte période radioactive (8 jours), le ¹³¹I n'est préoccupant qu'immédiatement après avoir été libéré massivement par un réacteur.

Le césium 137 se fixe solidement aux sédiments aquatiques, ce qui réduit sa concentration dans la colonne d'eau. Les concentrations de ¹³⁷Cs mesurées dans les eaux de surface des Grands Lacs étaient de l'ordre de 0,5 mBq/L en 1992.⁴ La concentration était la même au voisinage des réacteurs nucléaires.

La contribution de l'eau potable à la quantité totale de ²²⁶Ra absorbée est faible lorsque les approvision-nements proviennent des eaux de surface, dont la plage de concentrations est en général étroite. Les concentrations dans les eaux souterraines sont toutefois très variables et tiennent principalement à l'interaction entre l'aquifère et les matières contenant du radium comme la roche, le sol et les gisements minéraux. Les concentrations de radium 226 dans les échantillons d'eau prélevés à divers endroits au Canada entre 1981 et 1984 variaient entre environ 1 et 13 mBq/L.⁵ Les concentrations de radium dans les échantillons d'eau de Port Hope (Ontario) et de Regina (Saskatchewan) étaient en moyenne inférieures à 5 mBq/L en 1988. Les concentrations enregistrées durant la même période à Elliot Lake (Ontario) variaient entre 8 et 18 mBq/L.⁹ En général, les concentrations de ²²⁶Ra sont plus élevées là où il y a des mines et des usines d'uranium ou là où de la roche contenant de fortes concentrations de radionucléides naturels est en contact avec l'eau.

Techniques analytiques et techniques de traitement

Les échantillons d'eau peuvent être soumis d'abord à une analyse de la radioactivité par des techniques de dosage des rayonnements alpha et bêta bruts. Même si elles facilitent l'examen courant de grands nombres d'échantillons, ces méthodes ne permettent pas de préciser l'identité des radionucléides en cause. Elles ne conviennent donc qu'au dépistage préliminaire. Les seuils recommandés de dépistage des rayonnements alpha et bêta bruts ont été fixés à 0,1 Bq/L et 1 Bq/L, respectivement. Les radionucléides émettant des rayons bêta à faible énergie, comme le tritium et le ¹⁴C, et certains radionucléides gazeux et volatils, comme l'iode, ne peuvent être détectés par les méthodes classiques de mesure de l'activité brute. Si on soupçonne leur présence, il faut utiliser des techniques d'échantil-lonnage et de mesure propres à chaque radionucléide.¹⁰

Si l'activité de rayonnements alpha et bêta bruts dépasse la limite, il faut déterminer la concentration de chaque radionucléide. On peut identifier et mesurer certains radionucléides par spectroscopie de scintillation liquide de rayonnements alpha, bêta et gamma après une préparation chimique appropriée, si nécessaire. Les seuils de détection pour un échantillon dépendent de l'activité dans l'échantillon et du temps de comptage. Il existe des recueils de méthodes générales pour l'analyse des radionucléides, en plus des méthodes spécifiques exposées dans les ouvrages techniques, tels que Health and Environmental Chemistry,¹¹ HASL-300,¹² Official Methods of Analysis,¹³ Radiochemistry Procedures Manual¹⁴ et le rapport 78-22 de CANMET.¹⁵

On peut éliminer efficacement des approvisionne-ments en eau certains radionucléides par des techniques classiques de traitement comme l'adoucissement à la chaux; c'est le cas pour le ¹³¹I, le ²²⁶Ra, le ⁹⁰Sr et l'uranium. Des techniques spéciales de traitement se sont avérées efficaces pour éliminer le ¹³⁷Cs, le ¹³¹I, le ²²⁶Ra et le ⁹⁰Sr, notamment l'osmose inverse, l'échange anionique et cationique, et l'électrodialyse. Les méthodes classiques sont peu efficaces pour éliminer le tritium; par ailleurs, il existe peu de données permettant d'évaluer l'efficacité des procédés de traitement spéciaux. Il ne faut pas oublier qu'un traitement peut entraîner un problème d'élimination des déchets faiblement radioactifs. Choisir de tolérer, de déplacer ou de traiter la source d'eau dépend d'un grand nombre de facteurs locaux, dont l'étendue et la durée de la contamination, la taille de la population touchée et la proximité d'autres sources.

Effets sur la santé

Comportement dans l'organisme

La persistance d'un radionucléide dans l'organisme, et donc la dose qui en résulte, est fonction de ses périodes radiologique et biologique. Par exemple, si la période biologique est plus courte que la période radiologique, le radionucléide sera éliminé de l'organisme à peine désintégré. Compte tenu de ces paramètres, le National Radiological Protection Board¹⁶a établi des facteurs pour la conversion en doses des unités d'absorption d'un radionucléide particulier.

Les radionucléides qui sont sous forme soluble et chimiquement analogues à des éléments nutritifs essentiels auront tendance à suivre les mêmes voies que leurs analogues nutritifs. Par exemple, le ⁸⁹Sr, le ⁹⁰Sr, le ¹⁴⁰Ba, le ²²⁶Ra et le ⁴⁵Ca se comportent comme le calcium et sont des éléments ostéotropes; le ¹³⁷Cs, le ⁸⁶Rb et le ⁴⁰K suivent le mouvement général du potassium et se retrouvent partout dans l'organisme; le ¹²⁹I et le ¹³¹I se comportent comme l'iode stable et s'accumulent dans la thyroïde; le tritium ressemble à l'hydrogène et, comme l'eau tritiée, se répartit partout dans l'organisme. Certains éléments ont des comportements particuliers : le ¹⁴⁴Ce, le ¹⁰⁶Ru, le ⁹⁵Zr, le ⁸⁵Kr et le ²³⁹Pu. On trouvera une description détaillée du comportement et de la dosimétrie des radionucléides importants dans les publications des Nations unies¹ et de l'Organisation mondiale de la santé.¹⁷

Les effets biologiques des rayonnements ionisants

L'exposition aux rayonnements ionisants, tant naturels qu'artificiels, peut causer deux types d'effets sur la santé par les modifications qu'elle provoque dans les atomes et les molécules des tissus humains. Les effets pour lesquels la gravité des dommages causés aux tissus est proportionelle à la dose et pour lesquels il existe une dose seuil en deçà de laquelle ils ne se produisent pas s'appellent les effets déterministes. Même si la gravité des effets déterministes (dommages causés au système nerveux, à l'appareil gastrointestinal, aux poumons, à la moelle épinière, etc.) varie surtout en fonction de la dose, elle dépend aussi d'autres facteurs, dont le type du rayonnement, son énergie, le débit de dose du rayonnement et la sensibilité de l'organe irradié. Dans des conditions normales, les doses provenant de la radioactivité naturelle et des expositions courantes dans le cadre de pratiques réglementées sont bien inférieures aux seuils, de sorte que les effets déterministes débordent du cadre des présentes recommandations.

Les effets pour lesquels la probabilité du dommage plutôt que sa gravité est proportionelle à la dose pour les doses bien inférieures aux seuils des effets déterministes s'appellent les effets stochastiques; on présume qu'il n'existe aucun seuil en deçà duquel ils ne se produisent pas. Le principal effet stochastique d'intérêt d'une exposition à un rayonnement faiblement radioactif est de provoquer des leucémies et d'autres cancers (p. ex. cancer des os, de la thyroïde, du poumon ou du sein) après une période de latence variable pouvant atteindre plusieurs décennies. Des effets aussi tardifs se produisent lorsque la réparation de l'ADN des cellules somatiques endommagées par le rayonnement est incomplète. Il y a aussi une faible probabilité d'effets héréditaires (les dommages causés par le rayonnement se produisent dans les cellules germinales qui transmettent l'information génétique aux descendants de la personne exposée). Les effets stochastiques, en particulier les effets somatiques tardifs, constituent la principale conséquence d'une exposition aux rayonnements présents dans l'environnement.

Les effets stochastiques se produisent au hasard dans la nature, en ce sens qu'il est impossible de leur associer une relation causale quel que soit le cas. La seule corrélation entre la dose et la cancérogénèse qui ressort dans les grandes populations irradiées est une augmentation du nombre de cancers par rapport à l'incidence due au rayonnement de fond. Même si le risque de cancer est présumé à peu près proportionnel à la dose, il existe d'autres facteurs biologiques de risque, dont l'âge et l'état de santé au moment de l'exposition, le sexe, la sensibilité et des facteurs de confusion tels que les interactions avec d'autres agents chimiques.

L'information épidémiologique sur les risques et les effets des rayonnements provient surtout d'études de personnes ou de groupes qui ont été fortement ou moyennement irradiés, les plus importants de ces groupes étant celui des survivants des bombardements atomiques d'Hiroshima et de Nagasaki, celui des sujets qui ont reçu de fortes doses à des fins médicales ou thérapeutiques et celui des travailleurs sous rayonne-ments, en particulier les travailleurs des mines d'uranium, les peintres de cadrans au radium et les premiers radiologistes. Aux faibles niveaux d'exposition, la relation dose-réponse chez les humains est extrapolée à partir de ces résultats au moyen d'un modèle linéaire sans seuil. L'hypothèse de la linéarité est simple et les preuves qu'il s'agit d'une hypothèse prudente sont nombreuses. L'absence d'une dose seuil a une grande incidence sur l'évaluation du risque, en ce sens qu'elle présume qu'aucune dose, aussi faible soit-elle, ne peut en principe être considérée comme absolument sûre. Une autre conséquence découle du modèle : même si le risque pour une persone est faible, on peut prévoir un nombre fini de cancers théorique-ment attribuables à l'exposition, pour peu que la population exposée soit grande.

Recommandations radiologiques relatives à l'eau potable

La Commission internationale de protection radiologique (CIPR) recommande une limite pour la dose efficace et la dose efficace engagée^‡‡ de 1 mSv pour toute combinaison de doses externes et internes, respectivement reçues ou engagées pendant une année, en excluant le rayonnement de fond naturel et les expositions à des fins médicales ou thérapeutiques. Le risque à vie additionnel pour tous les cancers mortels, les cancers non mortels pondérés selon la gravité et la facilité de guérison, et les maladies héréditaires résultant d'une seule exposition à 1 mSv a été estimé à 7,3 × 10^-5.¹⁸ À un rythme d'exposition de 1 mSv/année pendant toute une vie (70 ans), le risque à vie total pour tous les cancers mortels, les cancers non mortels pondérés et les maladies héréditaires est de 6 × 10^-3.¹⁹

Dans l'établissement des recommandations concernant la dose de radionucléides dans l'eau potable, on reconnaît que la consommation d'eau ne représente qu'une partie de la dose de rayonnement totale et que certains radionucléides présents sont d'origine naturelle et, de ce fait, ne peuvent être exclus. Conséquemment, les concentrations maximales acceptables (CMA) pour les radionucléides dans l'eau potable ont été établies à partir d'une dose efficace engagée de 0,1 mSv provenant de la consommation d'eau potable pendant un an. Cette dose représente moins de 5 % de la dose annuelle moyenne attribuable au rayonnement de fond naturel (soit 2,6 mSv).

La dose de référence figurant dans les recomman-dations est fondée sur l'activité totale mesurée dans l'échantillon d'eau, que les radionucléides soient présents isolément ou en combinaison, et comprend la dose attribuable aux radionucléides naturels, contraire-ment à la recommandation de la CIPR. Le risque de maladie mortelle et de maladie non mortelle pondérée pour une exposition à vie de 0,1 mSv/année se situe entre 10^-5 et 10^-6 par année, ou environ 6 × 10^-4 au cours d'une vie. La limite de dose figurant dans les recomman-dations est fondée uniquement sur des considérations de santé et n'a pas été ajustée en fonction des limites et difficultés concernant la capacité d'échantillonnage et de traitement des approvisionnements en eau.

Pour faciliter la surveillance des radionucléides dans l'eau, le niveau de dose de référence est exprimé sous forme d'activité volumique, que l'on peut obtenir pour chaque radionucléide à partir des données radiologiques publiées. Le National Radiological Protection Board¹⁶ a calculé, à l'aide de modèles métaboliques et dosimétriques, des facteurs de conversion de dose (FCD) pour les radionucléides, applicables aux adultes et aux enfants. Chaque FCD donne une estimation de la dose efficace engagée de 50 ou 70 ans résultant d'un apport unique de 1 Bq d'un radionucléide donné.

On obtient les CMA des radionucléides dans les approvisionnements publics en eau à partir des FCD applicables aux adultes, en supposant un apport quotidien en eau de 2 L, ou 730 L/année,²⁰ et une dose efficace engagée maximale de 0,1 mSv, ou 10 % de la limite fixée par la CIPR pour l'exposition du public :

La consommation par un adulte d'une eau potable contenant un seul radionucléide à sa CMA, pendant un an, entraînerait une dose efficace engagée de 0,1 mSv.

Selon une étude sur la consommation d'eau potable au Canada,²⁰ 82 % des adultes, 88 % des enfants d'âge scolaire et 98 % des enfants d'âge préscolaire consom-ment moins de 2 L d'eau par jour. Dans le cas de certains radionucléides, les FCD sont plus élevés pour les enfants que pour les adultes, ce qui se traduirait par une CMA plus faible; toutefois, ce paramètre est compensé par une consommation plus faible chez les enfants.

On trouvera au tableau 1 les concentrations maximales acceptables de plusieurs radionucléides qui ont des périodes supérieures à un jour, qui proviennent de sources naturelles ou d'activités humaines et qui pourraient passer dans les approvisionnements publics en eau. Cette liste n'exclut toutefois pas la présence d'autres radionucléides dans les approvisionnements en eau.

Lorsque deux radionucléides ou plus touchant le même organe ou le même tissu sont présents dans l'eau potable, il faut respecter la relation suivante :

où c_i et CMA_i sont les concentrations observées et les concentrations maximales acceptables, respectivement, pour chacun des radionucléides en question.

Application des recommandations

Les niveaux des radionucléides normalement présents dans l'eau potable sont bien inférieurs au seuil requis pour provoquer des effets radiologiques aigus. Dans presque tous les cas, la limite est définie par une exposition chronique ou cumulée pendant un an. Il faudrait procéder à l'échantillonnage et au dosage des différents radionucléides assez souvent pour caractériser avec précision l'exposition annuelle. Si la source de l'activité est ou semble être très variable dans le temps, il faudrait déterminer la fréquence d'échantillonnage en conséquence. S'il n'y a aucune raison de croire que la source varie dans le temps, l'échantillonnage peut se faire de manière saisonnière, semi-annuelle ou annuelle. Si les concentrations mesurées sont constantes et bien inférieures aux niveaux de référence, on est justifié de réduire la fréquence d'échantillonnage. En revanche, la fréquence d'échantillonnage devrait être maintenue, voire augmentée, si les concentrations approchent les niveaux de référence.

Les échantillons d'eau peuvent d'abord être soumis à un test de dépistage de la radioactivité par des techniques de dosage des activités alpha et bêta brutes, dans les limites de la méthode employée. On peut supposer que les recommandations sont suivies si les mesures des activités alpha et bêta brutes sont inférieures à 0,1 Bq/L et à 1 Bq/L, respectivement, ces valeurs étant inférieures aux CMA les plus rigoureuses (celles du ²¹⁰Pb pour l'activité alpha et du ⁹⁰Sr pour l'activité bêta). Si les deux niveaux de dépistage sont dépassés, il faut identifier les différents radionucléides et en mesurer les concentrations d'activité. Si le test additif est satisfaisant, aucune autre intervention ne s'impose : l'eau est apte à la consommation humaine sur le plan radiologique (mais des tests de contamination chimique ou biologique peuvent encore s'avérer nécessaires). Si la somme est supérieure à l'unité pour un seul échantillon, la dose de référence ne serait dépassée que si l'exposition à la même concentration mesurée durait une année complète. Par conséquent, un tel résultat n'indique pas en soi que l'eau est impropre à la consommation et ne devrait être considéré que comme indiquant que d'autres tests, y compris d'autres échantillonnages, s'imposent.¹⁰

Le traitement d'une eau d'approvisionnement contenant des radionucléides devrait être régi par le principe du maintien des expositions au niveau le plus bas que l'on peut raisonnablement atteindre en tenant compte des facteurs socioéconomiques et ne devrait être envisagé que si aucun autre approvisionnement en eau n'est possible. Le meilleur moyen de limiter efficacement les émissions de radionucléides dans l'environnement consiste à en contrôler la source par voie de réglementation lorsque ces radionucléides proviennent d'activités humaines, sauf s'ils sont dispersés à l'échelle planétaire (comme le ¹³⁷Cs et le ⁹⁰ Sr) lors d'essais d'armes ou d'accidents nucléaires. C'est par voie de réglementation qu'il faut intervenir lorsque de telles sources émettent pendant des périodes prolongées plus de radionucléides que ne le prévoient les recommandations. Ces dernières s'appliquent à l'exposition totale provenant d'approvisionnements en eau potable et ne visent pas à remplacer les limites réglementaires régissant les émissions de radionucléides provenant d'activités humaines. Tout établissement qui émet des radionucléides dans une source d'eau potable doit satisfaire à la réglementation établie par la CCEA.

Ces recommandations s'appliquent aux conditions normales d'utilisation des approvisionnements en eau existants ou futurs. Elles ne s'appliquent pas lorsqu'il y a contamination durant une situation d'urgence où des radionucléides sont émis dans l'environnement.

Tableau 1 - Concentrations maximales acceptables (CMA) des radionucléides dans l´eau potable

Radionucléide		Période (t½)	FCD (Sv/Bq)	CMA (Bq/L)
* L'activité volumique de l'uranium naturel correspondant à la recommandation chimique de 0,1 mg/L (voir le résumé séparé des critères pour l'uranium dans la documentation à l'appui) est d'environ 2,6 Bq/L. ** Le tritium et le 14C sont aussi produits naturellement en quantités importantes dans l'atmosphère.
Radionucléides naturels
Béryllium 7	7Be	53,3 jours	3,3 × 10-11	4 000
Bismuth 210	210Bi	5,01 jours	2,1 × 10-9	70
Plomb 210	210Pb	22,3 ans	1,3 × 10-6	0,1
Polonium 210	210Po	138,4 jours	6,2 × 10-7	0,2
Radium 224	224Ra	3,66 jours	8,0 × 10-8	2
Radium 226	226Ra	1 600 ans	2,2 × 10-7	0,6
Radium 228	228Ra	5,76 ans	2,7 × 10-7	0,5
Thorium 228	228Th	1,91 ans	6,7 × 10-8	2
Thorium 230	230Th	7,54 × 104 ans	3,5 × 10-7	0,4
Thorium 232	232Th	1,40 × 1010 ans	1,8 × 10-6	0,1
Thorium 234	234Th	24,1 jours	5,7 × 10-9	20
Uranium 234	234U	2,45 × 105 ans	3,9 × 10-8	4*
Uranium 235	235U	7,04 × 108 ans	3,8 × 10-8	4*
Uranium 238	238U	4,47 × 109 ans	3,6 × 10-8	4*
Radionucléides artificiels**
Américium 241	241Am	432 ans	5,7 × 10-7	0,2
Antimoine 122	122Sb	2,71 jours	2,8 × 10-9	50
Antimoine 124	124Sb	60,2 jours	3,6 × 10-9	40
Antimoine 125	125Sb	2,76 ans	9,8 × 10-10	100
Argent 108m	108mAg	127 ans	2,1 × 10-9	70
Argent 110m	110mAg	249,8 jours	3,0 × 10-9	50
Argent 111	111Ag	7,47 jours	2,0 × 10-9	70
Baryum 140	140Ba	12,8 jours	3,7 × 10-9	40
Brome 82	82Br	35,3 heures	4,8 × 10-10	300
Calcium 45	45Ca	165 jours	8,9 × 10-10	200
Calcium 47	47Ca	4,54 jours	2,2 × 10-9	60
Carbone 14	14C	5 730 ans	5,6 × 10-10	200
Cérium 141	141Ce	32,5 jours	1,2 × 10-9	100
Cérium 144	144Ce	284,4 jours	8,8 × 10-9	20
Césium 131	131Cs	9,69 jours	6,6 × 10-11	2 000
Césium 134	134Cs	2,07 ans	1,9 × 10-8	7
Césium 136	136Cs	13,1 jours	3,0 × 10-9	50
Césium 137	137Cs	30,2 ans	1,3 × 10-8	10
Chrome 51	51Cr	27,7 jours	5,3 × 10-11	3 000
Cobalt 57	57Co	271,8 jours	3,5 × 10-9	40
Cobalt 58	58Co	70,9 jours	6,8 × 10-9	20
Cobalt 60	60Co	5,27 ans	9,2 × 10-8	2
Fer 55	55Fe	2,68 ans	4,0 × 10-10	300
Fer 59	59Fe	44,5 jours	3,1 × 10-9	40
Gallium 67	67Ga	78,3 heures	2,6 × 10-10	500
Indium 111	111In	2,81 jours	3,9 × 10-10	400
Iode 125	125I	59,9 jours	1,5 × 10-8	10
Iode 129	129I	1,60 × 107 ans	1,1 × 10-7	1
Iode 131	131I	8,04 jours	2,2 × 10-8	6
Manganèse 54	54Mn	312,2 jours	7,3 × 10-10	200
Mercure 197	197Hg	64,1 heures	3,3 × 10-10	400
Mercure 203	203Hg	46,6 jours	1,8 × 10-9	80
Molybdène 99	99Mo	65,9 heures	1,9 × 10-9	70
Neptunium 239	239Np	2,35 jours	1,2 × 10-9	100
Niobium 95	95Nb	35,0 jours	7,7 × 10-10	200
Or 198	198Au	2,69 jours	1,6 × 10-9	90
Phosphore 32	32P	14,3 jours	2,6 × 10-9	50
Plutonium 238	238Pu	87,7 ans	5,1 × 10-7	0,3
Plutonium 239	239Pu	2,41 × 104 ans	5,6 × 10-7	0,2
Plutonium 240	240Pu	6 560 ans	5,6 × 10-7	0,2
Plutonium 241	241Pu	14,4 ans	1,1 × 10-8	10
Rhodium 105	105Rh	35,4 heures	5,4 × 10-10	300
Rubidium 81	81Rb	4,58 heures	5,3 × 10-11	3 000
Rubidium 86	86Rb	18,6 jours	2,5 × 10-9	50
Ruthénium 103	103Ru	39,2 jours	1,1 × 10-9	100
Ruthénium 106	106Ru	372,6 jours	1,1 × 10-8	10
Sélénium 75	75Se	119,8 jours	2,1 × 10-9	70
Sodium 22	22Na	2,61 ans	3,0 × 10-9	50
Soufre 35	35S	87,2 jours	3,0 × 10-10	500
Strontium 85	85Sr	64,8 jours	5,3 × 10-10	300
Strontium 89	89Sr	50,5 jours	3,8 × 10-9	40
Strontium 90	90Sr	29 ans	2,8 × 10-8	5
Technétium 99	99Tc	2,13 × 105 ans	6,7 × 10-10	200
Technétium 99m	99mTc	6,01 heures	2,1 × 10-11	7 000
Tellure 129m	129mTe	33,4 jours	3,9 × 10-9	40
Tellure 131m	131mTe	32,4 heures	3,4 × 10-9	40
Tellure 132	132Te	78,2 heures	3,5 × 10-9	40
Thallium 201	201Tl	3,04 jours	7,4 × 10-11	2 000
Tritium	3H	12,3 ans	1,8 × 10-11	7 000
Ytterbium 169	169Yb	32,0 jours	1,1 × 10-9	100
Yttrium 90	90Y	64 heures	4,2 × 10-9	30
Yttrium 91	91Y	58,5 jours	4,0 × 10-9	30
Zinc 65	65Zn	243,8 jours	3,8 × 10-9	40
Zirconium 95	95Zr	64,0 jours	1,3 × 10-9	100

Références bibliographiques

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