Tritium
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prenaient en considération que la forme oxydée (HTO) pour les calculs de dose,
en se basant sur le postulat que les formes tritiées à durée de rétention plus longue
dans l’organisme contribuent à moins de 10 % de la dose totale. Si les modèles
dosimétriques utilisés sont effectués à partir des seules mesures d’HTO dans
l’environnement, il est probable que les calculs de dose due au tritium incorporé soient sous-estimés. Différents modèles dosimétriques prenant en compte
les cinétiques de rétention de l’HTO et de l’OBT ont alors été développés. Les
coefficients de dose du tritium sont les plus faibles parmi ceux des radionucléides les plus fréquemment rencontrés dans l’environnement (comme l’uranium
naturel, par exemple) : 1,8.10-11 Sv par Bq en cas d’ingestion d’eau tritiée et
4,2.1O-11 SvBq-1 pour les OBT. La CIPR a, dans ses recommandations (CIPR,
1978), pris en compte pour les travailleurs, les risques de cancers liés à une exposition par inhalation, ingestion ou absorption de tritium par la peau, mais en ne
considérant que la forme « eau tritiée » (HTO). En 1989, la CIPR introduit pour la
première fois un modèle pour le tritium organique (OBT) et des recommandations
pour les membres du public, notamment pour l’enfant. Pour l’OBT, les mêmes
extrapolations que pour l’HTO ont été effectuées pour l’enfant en l’absence de
données spécifiques dépendantes de l’âge, à partir de données obtenues chez
l’adulte (CIPR, 1989).
Il apparaît que, dans les publications 56 et 67 de la CIPR, les valeurs de facteur
de dose chez l’adulte, pour une inhalation ou une ingestion d’HTO ou de OBT,
sont deux fois plus faibles que celles calculées en prenant en compte explicitement les différents paramètres influant ainsi que leur incertitude (Harrison et al.,
-002) : l’absorption du OBT au niveau plasmatique, son incorporation au niveau
tissulaire, les délais de rétention respectives de l’HTO et de 1 OBT, et enfin, 1 efficacité biologique relative (EBR). Ces valeurs calculées sont de 3,9 x 10 Sv Bq
Pour l’HTO et de 8,7 x lO’11 SvBq-1 pour l’OBT. La différence est expliquée par
le fait que les nouveaux modèles de calcul de dose prennent en considération les
incertitudes liées à l’EBR du tritium (EBR = 2 à 3), contrairement à celui de la
f IPR n° 60 qui recommande un EBR identique à celui des gammas ou des rayon
nements à faible TLE (EBR= 1) (CIPR, 1991).
Plusieurs modèles ont été comparés en fonction de la prise en compte ou noni de
plusieurs compartiments de rétention de l’HTO et de 1 OBT, ainsi que es i
? lentes v°ies métaboliques d’échange entre ces compartiments (Hamby et a mer,
; “001). D’après leurs résultats, il semblerait que les modèles à deux compar
i nients soient le mieux adaptés aux calculs de dose chez 1 animal expose e aç
î chronique au tritium. Il apparaît donc au travers de la littérature que les modèles
' usant leurs calculs uniquement à partir des caractéristiques e reten ’on
j
O et en négligeant totalement la part due à l’OBT (CIPR, ) sous
.
1 1111 facteur 3 la dose due au tritium incorporé (Hamby et Palmer, <;
2002; Richardson et Dunford, 2003).
; , $es expériences ont été menées afin d’évaluer la biocinétique du tr „
s es rongeurs (rats et souris) en fonction de différentes formes et v°æs dA]jvrée
i a??-11' LeS résu,tats montrent par exemple que chez une souris a
j est,on
01e est deux fois plus importante lorsque le tritium est incorpo
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prenaient en considération que la forme oxydée (HTO) pour les calculs de dose,
en se basant sur le postulat que les formes tritiées à durée de rétention plus longue
dans l’organisme contribuent à moins de 10 % de la dose totale. Si les modèles
dosimétriques utilisés sont effectués à partir des seules mesures d’HTO dans
l’environnement, il est probable que les calculs de dose due au tritium incorporé soient sous-estimés. Différents modèles dosimétriques prenant en compte
les cinétiques de rétention de l’HTO et de l’OBT ont alors été développés. Les
coefficients de dose du tritium sont les plus faibles parmi ceux des radionucléides les plus fréquemment rencontrés dans l’environnement (comme l’uranium
naturel, par exemple) : 1,8.10-11 Sv par Bq en cas d’ingestion d’eau tritiée et
4,2.1O-11 SvBq-1 pour les OBT. La CIPR a, dans ses recommandations (CIPR,
1978), pris en compte pour les travailleurs, les risques de cancers liés à une exposition par inhalation, ingestion ou absorption de tritium par la peau, mais en ne
considérant que la forme « eau tritiée » (HTO). En 1989, la CIPR introduit pour la
première fois un modèle pour le tritium organique (OBT) et des recommandations
pour les membres du public, notamment pour l’enfant. Pour l’OBT, les mêmes
extrapolations que pour l’HTO ont été effectuées pour l’enfant en l’absence de
données spécifiques dépendantes de l’âge, à partir de données obtenues chez
l’adulte (CIPR, 1989).
Il apparaît que, dans les publications 56 et 67 de la CIPR, les valeurs de facteur
de dose chez l’adulte, pour une inhalation ou une ingestion d’HTO ou de OBT,
sont deux fois plus faibles que celles calculées en prenant en compte explicitement les différents paramètres influant ainsi que leur incertitude (Harrison et al.,
-002) : l’absorption du OBT au niveau plasmatique, son incorporation au niveau
tissulaire, les délais de rétention respectives de l’HTO et de 1 OBT, et enfin, 1 efficacité biologique relative (EBR). Ces valeurs calculées sont de 3,9 x 10 Sv Bq
Pour l’HTO et de 8,7 x lO’11 SvBq-1 pour l’OBT. La différence est expliquée par
le fait que les nouveaux modèles de calcul de dose prennent en considération les
incertitudes liées à l’EBR du tritium (EBR = 2 à 3), contrairement à celui de la
f IPR n° 60 qui recommande un EBR identique à celui des gammas ou des rayon
nements à faible TLE (EBR= 1) (CIPR, 1991).
Plusieurs modèles ont été comparés en fonction de la prise en compte ou noni de
plusieurs compartiments de rétention de l’HTO et de 1 OBT, ainsi que es i
? lentes v°ies métaboliques d’échange entre ces compartiments (Hamby et a mer,
; “001). D’après leurs résultats, il semblerait que les modèles à deux compar
i nients soient le mieux adaptés aux calculs de dose chez 1 animal expose e aç
î chronique au tritium. Il apparaît donc au travers de la littérature que les modèles
' usant leurs calculs uniquement à partir des caractéristiques e reten ’on
j
O et en négligeant totalement la part due à l’OBT (CIPR, ) sous
.
1 1111 facteur 3 la dose due au tritium incorporé (Hamby et Palmer, <;
2002; Richardson et Dunford, 2003).
; , $es expériences ont été menées afin d’évaluer la biocinétique du tr „
s es rongeurs (rats et souris) en fonction de différentes formes et v°æs dA]jvrée
i a??-11' LeS résu,tats montrent par exemple que chez une souris a
j est,on
01e est deux fois plus importante lorsque le tritium est incorpo