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Toxicologie nucléaire environnementale et humaine
tion ou PNEC) pour les différents types de biota d’intérêt. Quelques études ont
porté sur l’effet de l’uranium sur les micro-organismes du sol. La plus faible
concentration d’effet est reportée sur des bactéries fixant l’azote (Azotobacter)
dès 5 mg U-kg~' de sol (p.s.). Meyer et al. (1998) ont également observé des effets
de façon indirecte en termes de respiration du sol à partir de 500 mg U-kg-1 (p.s.)
(LOEC) et en termes de taux de décomposition de la matière organique (EC25 de
1 600-7000 mg-kg-1). Une diminution de la diversité des substrats utilisés a également été observée, indiquant une diminution de la diversité bactérienne. Ainsi, la
présence d’uranium appauvri a un effet sur la communauté bactérienne (composition et nombre) qui se répercute ensuite sur les paramètres fonctionnels du sol et
peut à terme engendrer des conséquences sur la réalisation des cycles biogéochimiques.
Peu d informations sont disponibles vis-à-vis de la phytotoxicité de l’uranium,
es effets macioscopiques ont été observés, comme une réduction du rendement,
de la biomasse des plantes et de la production de graines (Sheppard et al., 2005)
ou e 1 élongation lacinaire (Panda et al., 2001). L’activité photosynthétique est
egalement affectée chez le lichen (Boileau et al., 1985), tandis que du stress
oxy ant et de la génotoxicité ont été reportés dans diverses espèces de plantes
supérieures (Panda et al., 2001 ; Vandenhove et al., 2006 ; Vanhoudt et al., 2008).
La phytotoxicité de 1 uranium est très variable en fonction des espèces de végéaux etu lées. Ainsi, Aery et Jain (1998) reportent un effet sur la production de
graines c ez Triticum aestivum, dès 0,5 mg-kg-1 de sol alors que d’autres études
1 000 ar*k _bePPard
(2005) n’observent aucun effet phytotoxique jusqu’à
mg g de sol. Les seuils de toxicité des différentes espèces testées sont
a ivement hauts et surtout plus élevés que pour d’autres métaux tels que l’arsenic ou le zinc (trois à huit fois).
nent les invertébrés
T* °'ganismes animaux des milieux terrestres concerParmi les esp^
.Co1 embo1^ et vers de terre (Sheppard et al., 2005).
consommateur de raet eeS’ a p us sensit>Ie est le collembolle Onychiurusfolsomi,
ont été Observés à nf
; 'fT 'eqUel ,des dlets
la survie et la reproduction
espèce de collembolle étudiée F /
(ECm)’ pour un So1 sableux- Pour l’autre
observée sur la survie “r 7CanMa' une EC20 de 350
a élé
moins sensibles avec une FC
de SoL Les vers de terre aPParalssent
du lombric tandis one l
r- 6
1 de scd observée sur la survie f
estimée pour la survie nV' ElSe"ia andrei’ une NOEC de 1 000 mg-kg-1 a été 5
forte sur les sols de tvne snM^r-0 UCtIon’ D’une façon générale, la toxicité est plus j
De manière globale ie
S°'S
tyPe "
l’uranium dans les sols t
de données relatives à la biodisponibilité de ■
et explique vraisemblablement
possibilités de détermination de PNECs ‘
un même niveau d’effet T t c °
eventa'l de concentrations rapportées pour g
250 mg-kg1 pour ieo ni„ °U e °IS’ Sheppard et al. (2005) proposent une PNEC de |
sol.
Pour les plantes terrestres et de 100 mg-kg7' pour les organismes du ■
Concernant les écosystèmes aquatiques, plus de données sont disponibles,
puisque 1 ecotoxicité a été étudiée s
sur les trois niveaux trophiques que sont les
Toxicologie nucléaire environnementale et humaine
tion ou PNEC) pour les différents types de biota d’intérêt. Quelques études ont
porté sur l’effet de l’uranium sur les micro-organismes du sol. La plus faible
concentration d’effet est reportée sur des bactéries fixant l’azote (Azotobacter)
dès 5 mg U-kg~' de sol (p.s.). Meyer et al. (1998) ont également observé des effets
de façon indirecte en termes de respiration du sol à partir de 500 mg U-kg-1 (p.s.)
(LOEC) et en termes de taux de décomposition de la matière organique (EC25 de
1 600-7000 mg-kg-1). Une diminution de la diversité des substrats utilisés a également été observée, indiquant une diminution de la diversité bactérienne. Ainsi, la
présence d’uranium appauvri a un effet sur la communauté bactérienne (composition et nombre) qui se répercute ensuite sur les paramètres fonctionnels du sol et
peut à terme engendrer des conséquences sur la réalisation des cycles biogéochimiques.
Peu d informations sont disponibles vis-à-vis de la phytotoxicité de l’uranium,
es effets macioscopiques ont été observés, comme une réduction du rendement,
de la biomasse des plantes et de la production de graines (Sheppard et al., 2005)
ou e 1 élongation lacinaire (Panda et al., 2001). L’activité photosynthétique est
egalement affectée chez le lichen (Boileau et al., 1985), tandis que du stress
oxy ant et de la génotoxicité ont été reportés dans diverses espèces de plantes
supérieures (Panda et al., 2001 ; Vandenhove et al., 2006 ; Vanhoudt et al., 2008).
La phytotoxicité de 1 uranium est très variable en fonction des espèces de végéaux etu lées. Ainsi, Aery et Jain (1998) reportent un effet sur la production de
graines c ez Triticum aestivum, dès 0,5 mg-kg-1 de sol alors que d’autres études
1 000 ar*k _bePPard
(2005) n’observent aucun effet phytotoxique jusqu’à
mg g de sol. Les seuils de toxicité des différentes espèces testées sont
a ivement hauts et surtout plus élevés que pour d’autres métaux tels que l’arsenic ou le zinc (trois à huit fois).
nent les invertébrés
T* °'ganismes animaux des milieux terrestres concerParmi les esp^
.Co1 embo1^ et vers de terre (Sheppard et al., 2005).
consommateur de raet eeS’ a p us sensit>Ie est le collembolle Onychiurusfolsomi,
ont été Observés à nf
; 'fT 'eqUel ,des dlets
la survie et la reproduction
espèce de collembolle étudiée F /
(ECm)’ pour un So1 sableux- Pour l’autre
observée sur la survie “r 7CanMa' une EC20 de 350
a élé
moins sensibles avec une FC
de SoL Les vers de terre aPParalssent
du lombric tandis one l
r- 6
1 de scd observée sur la survie f
estimée pour la survie nV' ElSe"ia andrei’ une NOEC de 1 000 mg-kg-1 a été 5
forte sur les sols de tvne snM^r-0 UCtIon’ D’une façon générale, la toxicité est plus j
De manière globale ie
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l’uranium dans les sols t
de données relatives à la biodisponibilité de ■
et explique vraisemblablement
possibilités de détermination de PNECs ‘
un même niveau d’effet T t c °
eventa'l de concentrations rapportées pour g
250 mg-kg1 pour ieo ni„ °U e °IS’ Sheppard et al. (2005) proposent une PNEC de |
sol.
Pour les plantes terrestres et de 100 mg-kg7' pour les organismes du ■
Concernant les écosystèmes aquatiques, plus de données sont disponibles,
puisque 1 ecotoxicité a été étudiée s
sur les trois niveaux trophiques que sont les