LES CONSÉQUENCES DES INSTALLATIONS DE STOCKAGE
DES DÉCHETS NUCLÉAIRES
SUR LA SANTÉ PUBLIQUE ET L’ENVIRONNEMENT
Tome II

Deuxième Partie : Les avancées scientifiques et techniques indispensables *

La nécessité de réduire les incertitudes scientifiques et d’approfondir la maîtrise technique de l’entreposage et du stockage *

Selon la formule utilisée par le Professeur JF Viel à propos des études épidémiologiques réalisées au voisinage des installations nucléaires, " l’absence de preuve n’est pas la preuve de l’absence ".

A dire vrai, une telle assertion mérite d’être précisée. Car avec une portée générale, elle permettrait de suspecter un nombre infini de causes dans tout effet particulier. Néanmoins, dans le domaine des faibles doses, cette formule, comme il convient, grave dans le marbre la nécessité d’une grande prudence.

En toute hypothèse, la controverse sur les effets des faibles doses est principalement à usage réglementaire sinon politique. C’est pourquoi elle est évoquée rapidement ici, avant que l’on examine les recherches nécessaires, et en particulier les pistes ouvertes par la radiobiologie moléculaire.

La liste est longue des rapports ou colloques consacrés récemment aux effets des rayonnements ionisants sur la santé et sur la validité de la relation LNT dite relation linéaire sans seuil.

Parmi ces rapports, on peut citer le rapport de l’Académie des sciences d’octobre 1995, le colloque international organisé par l’Académie des sciences en mai 1998, le rapport de l’AEN-OCDE sur les connaissances et les inconnues dans le domaine des effets des rayonnements sur la santé, l’avis de l’Académie nationale de médecine, de juin 1999, le colloque du World Council of Nuclear Workers de mai-juin 1999.

Parmi tous ces travaux, le bilan des connaissances scientifiques relatives aux effets des rayonnements sur la santé de l’OCDE (AEN-OCDE) paraît le plus intéressant. Cette agence a en effet comme objectif déclaré la promotion du nucléaire civil. On ne peut donc la suspecter de partialité anti-nucléaire. Au surplus, l’AEN-OCDE a rassemblé des experts de tous pays, pour dégager le consensus international que toute approche scientifique doit par essence rechercher.

Les conclusions de ce rapport qui dégage les acquis et les inconnues, ainsi que les axes de recherche prioritaires, sont citées dans la suite, en particulier parce qu’elles ne mélangent pas le bilan des connaissances et la critique des dispositions pratiques en matière de protection.

Le rapport de l’AEN-OCDE établit un récapitulatif en 12 points sur lesquels existe un consensus international (conclusions citées en caractères normaux dans la suite). L’IPSN a, dans une conférence de presse suivant la publication du rapport de l’AEN-OCDE, présenté ses propres précisions et commentaires sur cette publication (additifs présentés en italiques).

1. Le principal effet somatique des rayonnements ionisants à faible dose est l’induction de cancers. Les rayonnements ionisants à fortes doses, (supérieures à 500 mGy) ont des effets déterministes, comme l’érythème, la cataracte et la stérilité, par exemple.

2. Les rayonnements ionisants, au niveau des doses intéressant la radioprotection, ont un faible pouvoir cancérogène.

3. Les doses d’irradiation aiguë supérieures à 200 mGy induisent un risque de cancer chez les êtres humains. L’augmentation du taux des cancers n’a été prouvée qu’au-dessus de doses situées autour de 10 à 20 mSv chez l’enfant.

4. On n’observe aucun effet biologique bénéfique d’une exposition aiguë aux rayonnements ionisants.

5. La sensibilité aux cancers radio-induits varie considérablement en fonction des tissus et des organes exposés. Exemple : en cas d’irradiation homogène, le poumon est près de trois fois plus sensible que le sein.

6. Le nombre d’événements moléculaires et cellulaires primaires varie parfois linéairement avec l’énergie absorbée. Cependant de nombreux processus biologiques à plusieurs étapes sont non linéaires.

7. Les cancers solides radio-induits ont une longue période de latence, en général supérieure à 10 ans. La leucémie et le cancer de la thyroïde peuvent apparaître chez l’enfant quelques années seulement après l’exposition. Pour les cancers solides, la période de latence est de 15 à 30 ans ; pour les leucémies des adultes, l’apparition se produit environ 5 ans après l’irradiation ; pour les cancers de la thyroïde chez les enfants, l’apparition a lieu 3 ans après l’irradiation.

8. L’embryon ou le fœtus en développement sont plus sensibles à une exposition aux rayonnements ionisants que les enfants et les adultes. On sait, par exemple, que dans les zones les plus affectées par les retombées de Tchernobyl, les enfants les plus touchés par ces cancers sont ceux qui ont été exposés in utero. Le degré de sensibilité décroît avec l’âge ; il s’approche de celui de l’adulte peu après l’âge de 5 ans.

9. Divers facteurs comme l’âge de l’individu au moment de l’exposition, le temps écoulé depuis l’exposition, le sexe, la prédisposition génétique, et des facteurs environnementaux, comme le tabagisme ou les agents infectieux, influent sur le risque de cancer aux niveaux d’exposition correspondant à l’irradiation subie.

10. Il existe des mécanismes de réparation cellulaire. Toutefois, la réparation peut être fautive et il peut subsister un dommage résiduel de l’ADN.

11. Les études épidémiologiques ne pourront à elles seules démontrer l’existence ou l’absence d’effets cancérogènes des faibles doses ou débits de dose de rayonnement. L’absence de données épidémiologiques démontrant les effets radio-induits des faibles doses ou des faibles débits de dose ne prouve pas que ces effets n’existent pas.

12. Les études épidémiologiques n’ont pas permis de mettre en évidence des effets héréditaires des rayonnements sur l’homme avec un degré de confiance qui soit statistiquement significatif.

Telles sont les conclusions que le consensus international dégagé par l’AEN-OCDE retient sur ce que l’on connaît des effets des faibles doses. Les inconnues restent nombreuses.

Les principaux points restant à éclaircir concernant les faibles doses et les faibles débits de dose qui intéressent la radioprotection sont nombreux. La liste suivante de l’AEN-OCDE, assortie des commentaires de l’IPSN (en italiques) recense les zones d’ombre les plus importantes.

1. La forme de la relation dose-effet aux faibles doses pour la cancérogenèse chez l’homme reste à établir. Dans certains cas, on constate l’existence de seuils (pour l’inhalation d’oxyde de plutonium, l’ingestion de radium) mais ces observations relèvent actuellement de l’exception.

2. La part dans le risque radiologique des facteurs individuels comme l’âge de l’individu au moment de l’exposition, le temps écoulé après l’exposition, le sexe, la prédisposition génétique etc., ainsi que des facteurs environnementaux, comme le tabagisme ou les agents infectieux est mal connue. On ne sait pas quantifier l’influence de ces facteurs individuels ou environnementaux.

3. A dose absorbée identique, les différents types de rayonnements (alpha, bêta, gamma, neutrons) produisent des effets biologiques avec une efficacité variable. Il nous reste encore beaucoup à apprendre sur l’efficacité avec laquelle les différents types de rayonnement produisent des effets tardifs sur les humaines aux faibles doses ou faibles débits de dose.

4. Les effets des rayonnements sur les étapes particulières de la cancérogenèse sont mal connus.

5. La cause d’un cancer particulier ne peut être précisément attribuée à une agression particulière comme la radioexposition.

6. On ignore le nombre de cellules tumorales nécessaires pour engendrer un cancer in vivo.

7. On n’explique pas encore pourquoi les organes et les tissus ont une radiosensibilité variable. On ne sait pas non plus si la sensibilité aux rayonnements peut être déduite de l’incidence spontanée de la plupart des cancers.

8. On ignore si la réponse adaptative observée sur des cellules individuelles dans certaines conditions influe sur le risque de cancer radio-induit chez l’homme.

9. On ne dispose pas de méthode permettant de mesurer la sensibilité d’un individu aux rayonnements.

10. L’influence des mécanismes de réparation cellulaire sur le risque de cancer étant mal connue, il existe des incertitudes sur les facteurs de correction de doses ou de débits de dose utilisés pour estimer les risques de cancer radio-induit.

11. Il n’est pas démontré que les faibles doses de rayonnement aient des effets biologiques positifs sur la santé de l’homme.

Découlant des observations précédentes, un consensus semble également exister sur les recherches qui devraient être prioritaires pour élucider les effets des faibles doses de rayonnements ionisants sur la santé.

Le premier point est celui de la mise en évidence d’une éventuelle signature des cancers radio-induits. L’IPSN estime qu’aucun progrès dans ce domaine ne devrait malheureusement intervenir dans les dix prochaines années. Le deuxième point est celui de la prédisposition génétique, évoqué ci-après. Le troisième point est celui des effets combinés des rayonnements ionisants et des polluants chimiques.

Si l’épidémiologie à elle seule, ainsi qu’il a été vu plus haut, ne peut suffire à démontrer les effets des faibles doses, faut-il renoncer à ce type d’études ?

La réponse est évidemment négative, même si les contraintes méthodologiques de l’épidémiologie sont fortes.

La première limitation de l’épidémiologie est qu’il s’agit d’une science de l’observation. L’expérimentation étant évidemment impossible en matière d’effets des rayonnements ionisants sur la santé, et les cancers ayant plusieurs facteurs de risque, il faut construire des modélisations complexes pour en tirer les enseignements.

La deuxième limitation est le pouvoir de détection des études épidémiologiques. Pour qu’un excès de cancer, par exemple, soit reconnu comme significatif, il faut qu’il dépasse les variations associées à l’aléa statistique du bruit de fond. En particulier si l’étude est trop restreinte, son apport est nul.

La limitation statistique des études épidémiologiques peut être réduite de deux façons. La première est l’augmentation du nombre de personnes suivies et la prolongation de la durée d’observation. La deuxième possibilité est la réalisation d’études conjointes regroupant des études menées séparément dans différents pays.

Peut-on dire que les études épidémiologiques dont on dispose sont suffisantes et qu’il serait possible, en conséquence, de stopper les efforts dans ce domaine ?

En tout état de cause, l’obligation morale de suivre les populations exposées conduit naturellement à l’observation de leur état médical, et moyennant des précautions additionnelles marginales, fournit des données épidémiologiques supplémentaires.

Mais la raison essentielle pour persévérer dans les études épidémiologiques est que les études dont on dispose actuellement ont toutes leurs limites, aucune d’entre elles et toutes ensembles ne permettant pas de répondre, comme on l’a vu précédemment, aux questions sur les effets des faibles doses de rayonnements ionisants.

Selon l’UNSCEAR, 47 études épidémiologiques d’intérêt majeur sont aujourd’hui disponibles sur les effets des rayonnements ionisants de faible transfert d’énergie linéique. Ces études peuvent être classées en deux catégories : d’une part, les études relatives à des populations ayant reçu une exposition à but thérapeutique ou à fin d’exploration médicale et d’autre part les études relatives à des populations ayant subi une exposition involontaire.

Les études relatives à des expositions médicales portent sur les malades traités pour soigner des affections malignes (cancer de l’utérus ou du sein, cancers divers chez l’enfant) ou des affections bénignes (spondylarthrite ankylosante, teigne du cuir chevelu, angiome de la peau chez l’enfant, mastite). D’autres études concernent les examens de diagnostic, en particulier les fluoroscopies du thorax sur les malades souffrant de tuberculose.

La plus importante des études sur les autres populations est l’étude des survivants d’Hiroshima et Nagasaki, étude intitulée " Life Span Study ", qui présente comme caractéristique de porter sur une population importante (39 593 personnes exposées et 46 716 personnes non exposées) qui a subi un spectre de dose très large (0,01 à 6 Gy), et a été suivie médicalement sur une période supérieure à 45 ans.

D’autres études importantes sont celles relatives aux expositions prénatales (fœtus), aux expositions professionnelles (étude CIRC, cohorte canadienne 1998/1999) ou aux expositions dues à des environnements contaminés (rivière Techa dans l’Oural, population des îles Marshall, liquidateurs et populations de Tchernobyl, etc.).

En tout état de cause, les différentes études utilisables ont chacune d’étroites limites. La poursuite des efforts est donc indispensable.

On a vu, dans la première partie du présent rapport, quelles sont les études recommandées par le Pr. A. Spira pour les populations du Nord-Cotentin. Différentes enquêtes dans d’autres domaines sont en cours en France, suite aux efforts de l’IPSN, qui distingue deux phases dans son action.

La première phase correspond au démarrage, au début des années 1980, de l’activité épidémiologique.

Un système de surveillance des travailleurs statutaires du nucléaire est mis en place, avec archivage des dosimétries individuelles dans la perspective d’un suivi sanitaire à long terme. Puis, sur la période 1983-1988, l’IPSN met au point un protocole et lance une étude épidémiologique sur les mineurs d’uranium. Un bilan annuel de la mortalité par cancer du personnel actif CEA-Cogema est également effectué et ses résultats sont publiés au niveau international pour la période 1968-1985.

La deuxième phase de l’activité de l’IPSN dans ce domaine correspond au développement des études analytiques. L’étude des mineurs d’uranium de Cogema est étendue à la période 1947-1994. Son bilan est annoncé pour la fin 1999. L’étude CEA-Cogema sur les personnels en activité porte, quant à elle, désormais sur 25 000 personnes exposées entre 1959 et 1994.

Outre ces études de cohorte, l’IPSN conduit également des études cas-témoin. Parmi celles-ci, on peut citer l’étude sur les risques de leucémie chez les liquidateurs de Tchernobyl, celle sur les risques de leucémies ou de lymphomes de la population autour de la rivière Techa (Oural) et l’étude internationale sur les risques de cancer du poumon après exposition au radon domestique et au tabac.

Enfin, l’épidémiologie comprend aussi les études post-accidentelles qui nécessitent une méthodologie particulière et les études autour des sites. L’on a vu à cet égard combien le soutien technique de l’IPSN au groupe radioécologie Nord-Cotentin a été précieux.

En toute hypothèse, l’on ne saurait se passer de l’épidémiologie car elle traite de l’identification et de l’estimation des risques subis par des populations qu’il s’agit de protéger. Dans cette veine, on peut dire que l’aide apportée par des spécialistes en épidémiologie au groupe radioécologie Nord-Cotentin constitue un exemple à reproduire pour l’instruction de dossiers importants comme ceux du renouvellement des autorisations de La Hague.

La recherche fondamentale doit fournir, en tout état de cause, des pistes pour améliorer l’efficacité des études épidémiologiques, en permettant l’augmentation de leur puissance statistique. Elle ne saurait s’y substituer.

S’il fallait caricaturer le débat scientifique sur les effets des rayonnements ionisants sur la santé, on pourrait sans doute dire que la force des controverses est inversement proportionnelle à la faiblesse de la recherche fondamentale. Au vrai, selon le Professeur André Syrota, " l’étude des mécanismes d’action des rayonnements ionisants sur la matière vivante est délaissée et souffre d’un désintérêt en France et ailleurs ".

Pour autant, la discipline de la radiobiologie, c’est-à-dire l’étude des mécanismes d’action des rayonnements ionisants sur la matière vivante, devrait avoir une grande importance. Au plan de la recherche fondamentale, la radiobiologie oblige à une analyse du fonctionnement intime de la cellule qui pourrait conduire à des progrès dans différentes branches de la médecine. Au plan de son utilité sociale, la radiobiologie devrait permettre à la fois une meilleure connaissance des pathologies consécutives à une irradiation au niveau de l’organisme et une meilleure prévention, c’est-à-dire une meilleure radioprotection.

Ces enjeux ne sauraient être considérés comme accessoires, alors que l’on constate des craintes plus fortes du public vis-à-vis de sources d’exposition dont on ne saurait dire qu’elles sont en diminution.

La connaissance des mécanismes d’action des rayonnements ionisants sur la cellule est probablement la clé d’une meilleure radioprotection.

Les rayonnements électromagnétiques (rayonnement gamma, rayons X), de même que les particules (particules alpha, bêta, protons), entraînent l’excitation et l’ionisation de différentes molécules contenues par les tissus vivants, ce qui conduit à la formation de radicaux libres, comportant des formes activées de l’oxygène.

Un premier niveau de défense existe, celui des défenses chimiques, qui peuvent permettre la recombinaison des radicaux libres, auquel cas l’agression par les radicaux libres est terminée.

En revanche, si les radicaux libres ne sont pas détruits, ils peuvent s’attaquer aux molécules organiques de différentes façons. Les lipides peuvent être peroxydés, ce qui a des conséquences sur la compartimentation, sur les échanges transmembranaires et les communications cellulaires. Les radicaux libres peuvent également provoquer l’oxydation des acides aminés, ce qui altère l’architecture cellulaire ou tissulaire et peut entraîner des perturbations fonctionnelles. Les radicaux libres peuvent enfin altérer l’ADN lui-même, en oxydant les bases azotées et en provoquant des cassures ou des pontages ADN-protéines. Ce dernier mécanisme d’altération de l’ADN est sans doute le plus important.

Des réponses cellulaires diverses sont en effet possibles, face à l’attaque de radicaux libres. Un premier niveau de défense existe, avec la recombinaison enzymatique de certains radicaux libres. En cas de défaillance et d’une modification de l’ADN, la cellule peut déclencher des mécanismes de réparation de ce dernier, par exemple par excision ou au contraire par synthèse.

Quelles sont les raisons pour lesquelles ces réparations peuvent se produire dans certains cas et non pas dans d’autres ?

Un premier axe de recherche se dégage, avec l’approfondissement nécessaire de la connaissance des gènes qui interviennent dans les mécanismes de protection ou de réparation de l’ADN. Au vrai, il semble qu’il existe plusieurs dizaines de gènes intervenant dans ces mécanismes. Ainsi, le gène OGG1 a été identifié par le Laboratoire de radiobiologie de l’ADN du CEA-CNRS, comme ayant subi une mutation dans des tumeurs du rein et des poumons.

Mais l’analyse doit également être conduite à d’autres niveaux. L’attaque de la cellule par des radicaux libres peut entraîner des conséquences sur le fonctionnement global de celle-ci. Les lésions introduites par les radicaux libres peuvent en effet entraîner le ralentissement du cycle cellulaire, le dérèglement de l’apoptose, des mutations génétiques ou des transformations tissulaires malignes.

Même s’il s’agit là de mécanismes plus macroscopiques, la connaissance des gènes est là aussi fondamentale. Des études relatives aux conséquences des rayonnements UV ont en effet montré que des lésions du gène P53 sur des brins d’ADN non transcrit pouvaient expliquer le blocage de l’apoptose.

Il apparaît ainsi clairement que la recherche en matière de radioprotection doit utiliser de plus en plus les méthodes de la biologie moléculaire mais aussi de la biologie cellulaire.

Les applications de la radiobiologie sont immédiates. Deux exemples peuvent être cités. Le premier est celui des fibroses radio-induites. L’étude des mécanismes moléculaires et cellulaires de la formation et de l’évolution des fibroses permettra de moduler les traitements thérapeutiques. De même, on sait que l’irradiation cause des dommages considérables aux tissus hématopoïétiques. L’étude de la radiosensibilité des cellules souches devrait permettre de mieux identifier les facteurs de reconstitution du tissu.

C’est par ailleurs avec les outils de la biologie moléculaire qu’il devrait être possible, mieux qu’avec l’épidémiologie statistique, d’évaluer la relation dose-effet, selon la nature des rayonnements (alpha, neutron, gamma, rayons X) et selon le débit de dose, dans la mesure où les effets sur la cellule et l’ADN pourraient être mis en évidence.

La comparaison des effets respectifs des rayonnements ionisants et des cancérogènes de l’environnement devrait en outre être profitable, non seulement pour l’élucidation des mécanismes de base mais aussi pour la compréhension des effets combinés des radiotoxiques et des toxiques chimiques.

Au total, selon l’expression du Pr. A. Syrota, il faudrait mettre en place une " épidémiologie moléculaire ". Des prélèvements seraient effectués sur les malades repérés par les études épidémiologiques. L’objectif serait alors d’effectuer une dosimétrie moléculaire de l’exposition aux cancers, en mettant en évidence les voies d’accès des cancérigènes, les cibles cytogénétiques et les spectres des mutations et leurs fréquences. Un autre objectif serait l’étude de la prédisposition génétique au cancer et l’évaluation de la sensibilité individuelle.

La mise au point de biopuces à ADN pour la mise en évidence de la radiosensibilité individuelle viendrait également apporter une conclusion pratique à ces travaux.

Une des hypothèses les plus intéressantes concernant l’effet des rayonnements ionisants est celle de la susceptibilité génétique. Selon cette hypothèse, il existerait une plus ou moins grande sensibilité des individus aux radioéléments.

Il existe une susceptibilité génétique aux rayonnements UV. Vis-à-vis des lésions ponctuelles et des cancers cutanés dus à ces rayonnements, les facteurs de risque peuvent être l’âge, l’exposition et le phénotype.

Une autre indication est fournie par certains affections héréditaires. L’affection dite Xeroderma Pigmentosum, déclenchée par les rayonnements UV, consiste en un endommagement du mécanisme de réparation de l’ADN par excision-resynthèse. Or, plusieurs gènes communs à différents groupes de malades ont pu être identifiés. Or dans l’affection dite Ataxie Telangiectasie, on constate une anomalie du cycle cellulaire après une exposition à des rayonnements ionisants. Cette anomalie consiste en une instabilité génétique, qui, elle-même, apparaît comme imputable à un seul gène, quel que soit le groupe de malades observés.

Un autre constat milite également en faveur de l’hypothèse de la sensibilité génétique. Il s’agit de la relation entre le risque de cancer associé à une mutation germinale et la fréquence allélique. On remarque en effet que le risque de cancer est d’autant plus faible que la fréquence de l’allèle est forte pour divers cancers comme le rétinoblastome, la neurofibromatose, l’ataxie telangectasie, les cancers du sein et de l’ovaire, le cancer colorectal et différents métabolismes carcinogènes.

La confirmation d’une susceptibilité génétique aurait pour conséquence que pour certains individus, l’on pourrait avoir des effets massifs à de très faibles doses, alors que, pour d’autres, les effets seraient négligeables pour des doses élevées. La théorie de l’innocuité de la dilution des radioéléments dans l’environnement serait remise en cause, dans la mesure où de faibles excès même par rapport à un niveau naturel faible pourraient déclencher chez certains sujets des affections radioinduites.

La mise en évidence de différences individuelles en matière de radiosensibilité risquerait de poser de redoutables problèmes d’éthique. Des discriminations à l’embauche pourraient en effet se produire et la radioprotection pourrait devenir à deux vitesses. Les individus plus radiosensibles que la moyenne pourraient être écartés de certains emplois, tandis que d’autres, moins radiosensibles, pourraient être employés dans le cadre d’une radioprotection moins coûteuse car dégradée.

Une autre dimension devrait également être étudiée, celle des variations dues à la diversité des expositions. Il est donc nécessaire de développer les études de radiotoxicologie, qui pourraient également remettre en cause certaines règles de la radioprotection.

Les dépenses du CEA pour les recherches relatives à la protection de l’homme et la radiobiologie, se sont élevées à 275,8 millions de francs en 1997 et 260 millions de francs en 1998. Pour une évaluation globale plus représentative des besoins en connaissances fondamentales, on peut leur ajouter les crédits consacrés à l’étude et à l’ingéniérie des protéines et à l’organisation et aux fonctions cellulaires, soit 285,3 millions en 1997 et 288,9 millions en 1998.

Les années récentes ont vu au CEA la création de laboratoires de radiobiologie, le renforcement des équipements, des recrutements de chercheurs et différentes actions incitatives.

Au reste, le ministère de la recherche a mis en place une action concertée sur les effets biologiques des radiations ionisantes en 1996 et 1997, et a apporté un soutien spécifique en 1998. Des laboratoires communs ou des unités mixtes CEA/CNRS et CEA/INSERM travaillent sur ces questions, de même que le CEA a mis en place un réseau de laboratoires de recherche correspondants et des accords-cadres avec différents organismes.

La coopération internationale a également été renforcée entre le CEA et des organismes de recherche étrangers. Au plan européen, certains projets sont coordonnés, comme ceux sur les bases moléculaires de la cancérogenèse, sur le comportement des actinides ou sur l’évaluation du risque d’exposition au radon. Des accords de coopération ont été signés avec le Japon, le Royaume-Uni, l’Allemagne et les Etats-Unis.

En dépit des progrès effectués sur les appareillages de mesure des rayonnements ionisants, progrès qui vont dans le sens d’une sensibilité et d’une miniaturisation accrues, de nombreux progrès restent à faire pour passer des expositions externes aux expositions internes.

Par ailleurs, les protocoles de mesures dans l’environnement devraient être d’une part affinés en fonction des dernières connaissances en biologie et d’autre part partagés par l’ensemble des opérateurs et des contrôleurs.

La domaine d’application privilégiée des techniques de mesure des rayonnements ionisants dans le domaine de la santé est la dosimétrie externe.

On peut considérer comme satisfaisantes les techniques actuellement utilisées pour la dosimétrie en matière de rayonnements gamma.

La dosimétrie passive photographique est la base de la surveillance des travailleurs exposés aux rayonnements ionisants. Cette tâche, effectuée par l’OPRI pour 135 000 personnes appartenant à 16 000 établissements, conduit à l’analyse d’un million six cent mille dosimètres, avec un degré de fiabilité satisfaisant.

Il reste toutefois des progrès à effectuer dans de nombreux domaines.

On estime à l’heure actuelle que l’imprécision de la mesure du débit de dose est de l’ordre de 20 nGy/h. Traduit sur une année et en intégrant l’imprécision sur la mesure de l’exposition naturelle, ceci veut dire que l’imprécision sur la mesure est de 0,4 mSv/an.

Alors que les limites de doses sont destinées à diminuer, avec la transposition de la directive européenne n° 96/29, il paraît indispensable d’améliorer la précision des mesures dans ce domaine.

La dosimétrie électronique permet un contrôle immédiat mais manque de fiabilité, du fait de phénomènes de saturation. Il convient de l’améliorer dans la perspective du traitement automatisé de l’information.

Depuis décembre 1998, la dosimétrie électronique est devenue réglementaire pour les travailleurs des installations nucléaires de base et le sera à partir de décembre 1999 pour tous les travailleurs opérant en zone contrôlée.

La Direction des relations du travail a lancé récemment la réalisation d’un système d’informations dosimétriques dont les premiers éléments seront opérationnels début 2000 et qui permettra la récupération, l’analyse et la centralisation des données enregistrées. Les applications d’un tel système seront d’un grand intérêt : il permettra en effet à terme la reconstitution des " carrières " dosimétriques et contribuera d’une manière décisive aux études épidémiologiques.

La fiabilité ainsi que la gamme des mesures sont en conséquence des conditions particulièrement importantes pour le succès du système. Or, la gamme des mesures des dosimètres est généralement trop faible. Ainsi, lors de l’incident survenu le 11 mars 1999 à Tricastin-1, le dosimètre électronique de l’agent d’EDF irradié faisait état d’une dose de 87 mSv, alors que la dosimétrie " film " une fois développé indiqua plus tard une dose de 300 mSv. De même la précision des mesures doit être particulièrement grande pour que les conclusions sur plusieurs années aient un sens.

Il semble en conséquence nécessaire qu’un programme de recherche ait comme objectif l’amélioration de la dosimétrie électronique.

S’agissant de la dosimétrie externe, le principal problème reste la dosimétrie neutronique, en ce sens que les dangers des neutrons sont reconsidérés alors que la dosimétrie reste imparfaite.

En effet, en 1996, la CIPR a réévalué d'un facteur 2 la dose efficace pour les neutrons thermiques et d'un facteur 5 pour les neutrons d'énergie moyenne. Mais la dosimétrie neutronique se heurte à deux difficultés principales. La gamme d'énergie des neutrons est en effet très étendue – de 10^-2 eV pour les neutrons thermiques jusqu'à 10⁺⁸ eV pour les neutrons rapides. Il faut connaître pour chaque gamme de neutrons, leur nombre pour calculer les facteurs de qualité. Une moyenne ne suffit pas à trouver la valeur de l’irradiation neutronique. Par ailleurs, les photons associés aux neutrons dans des champs de rayonnement mixte perturbent les mesures.

Le contrôle de l’exposition interne est quant à lui principalement effectué par anthropogammamétrie. Cette technique permet la mesure directe de la radioactivité corporelle d’un individu. En l’état actuel des choses, la localisation des organes ou des tissus contaminés est insuffisamment précise. La mise en évidence de contaminations par des émetteurs alpha et bêta ne peut se faire que des analyses radiotoxicologiques, en particulier des urines ou de prélèvements. De plus, le suivi des effets cliniques directs liés à ce type de contamination est le plus souvent insuffisant.

Il convient que cette situation soit améliorée par la mise au point de nouvelles méthodes de mesure et de suivi.

Les mesures dans l’environnement doivent avoir deux objectifs. Le premier est l’exhaustivité, c’est-à-dire la prise en compte et la mesure du plus grand nombre possible de radioéléments. Le deuxième objectif est de procéder à des relevés permettant non seulement de détecter d’éventuelles anomalies de fonctionnement des installations nucléaires mais aussi de surveiller efficacement l’environnement des populations exposées.

L’extension du domaine des mesures est une exigence des populations, dont la seule limite doit être l’état des techniques. A cet égard, les travaux du groupe radioécologie Nord-Cotentin ont montré qu’il était possible d’étendre l’éventail des radioéléments mesurés et de détailler certains types d’émetteurs.

Ainsi que le rappelle le rapport du groupe de travail n°1 du groupe radioécologie Nord-Cotentin, les autorités de sûreté nucléaire définissent des contrôles qui ne visent pas à rechercher l’exhaustivité de la liste des radionucléides mesurés, ni la valeur précise de l’activité rejetée quand celle-ci est inférieure à la limite de mesure ou au seuil de détection. Le groupe a toutefois démontré que par une bonne connaissance du fonctionnement des installations et des procédés, il était possible de reconstituer, de compléter voire de corriger le terme source.

Au total, à la suite des travaux du groupe, s’agissant des rejets de La Hague, les produits de fission pris en compte sont passés de 25 à 42, les isotopes de l’uranium et des transuraniens de 7 à 14 et les produits d’activation de 8 à 12. D’autres exemples vont dans le même, ainsi l’affinement de ses mesures par Cogema à La Hague, notamment pour l’individualisation des gaz rares.

Ainsi, il a été démontré que si la mesure directe de chaque radioélément n’est pas toujours réalisable, en revanche la surveillance directe ou indirecte de chacun d’entre eux est possible.

S’agissant des mesures dans l’environnement, une difficulté essentielle provient du fait que l’abondance de mesures ne signifie pas qualité de ces mesures. Toujours dans le cas du Nord-Cotentin, le groupe radioécologie a mis en évidence que 500 000 mesures de radioactivité ont été effectuées et stockées depuis 1978 pour cette seule zone géographique. Les protocoles expérimentaux n’étaient évidemment pas semblables entre tous les organismes ayant effectué des mesures, reflétant des préoccupations spécifiques à chacun de ceux-ci. La comparabilité des mesures était également affectée par des limites de sensibilité divergentes.

En réalité, une bonne cohérence des mesures est particulièrement nécessaire pour les mesures dans l’environnement, en particulier pour le choix des bioindicateurs, dont les performances de fixation et d’accumulation des radionucléides peuvent varier considérablement d’un végétal à un autre, d’un coquillage ou d’un poisson à un autre.

Pour tenter d’expliquer la surincidence de cancers autour des installations nucléaires britanniques, certains experts ont été tentés d’invoquer le rôle encore non démontré de virus au demeurant inconnus. Cette hypothèse est souvent décrite comme l’hypothèse de Kinlen.

Selon Kinlen, la leucémie de l’enfant serait la conséquence d’une infection virale commune qui n’a pas été identifiée. La transmission de cette infection virale serait facilitée par les afflux et les brassages de population tels que ceux survenant lors de la construction et la mise en service des usines de retraitement des déchets nucléaires, une thèse corroborée par la présence fréquente d’agrégats de leucémie dans des zones rurales où ont lieu des afflux importants de populations.

Que les leucémies puissent avoir des étiologies diverses et être multi-factorielles rejoint les connaissances acquises en cancérogénèse. Cette thèse, si elle était démontrée, compliquerait encore l’étude de l’impact des installations nucléaires puisqu’elle rendrait nécessaire un approfondissement du suivi des maladies infectieuses rares.

En tout cas, l’implication de cofacteurs dans certaines affections occasionnées par les rayonnements ionisants ne pourrait signifier qu’on puisse relâcher les contraintes sanitaires, puisque aussi bien d’autres affections ont une source directe dans les rayonnements ionisants.

La connaissance des effets sur la santé des radionucléides ne peut être considérée comme définitivement acquise. Au contraire elle s’approfondit d’année en année. De plus en plus larges sont les effets pris en compte.

La radiotoxicité de chaque radioélément pris isolément a pu être révisée au cours du temps en fonction de l’acquisition de nouvelles connaissances.

Ainsi, le strontium 90 était considéré comme ayant une radiotoxicité forte (groupe II) en 1966. Certains experts considèrent aujourd’hui qu’il faudrait en réévaluer la radiotoxicité et le classer en groupe I. Cet émetteur bêta fort peut en effet se substituer au calcium et se fixer sur les cartilages et les os, en raison d’une similitude de structure électronique externe, ce qui le rend particulièrement dangereux pour les enfants.

De la même façon, le carbone 14 était classé en 1966 dans le groupe III dit de radiotoxicité modérée. Le tritium, quant à lui, était considéré comme ayant une radiotoxicité faible (groupe IV). Il semble acquis aujourd’hui que ces deux émetteurs bêta purs sont plus radiotoxiques qu’on ne le pensait, en raison de leur recyclage dans l’organisme au travers de l’inhalation d’air et de l’ingestion d’aliments dans l’organisme : chaque molécule constitutive du corps humain comprend des atomes de carbone et d’hydrogène qui peuvent être déplacés par les isotopes carbone 14 et tritium.

Il faut signaler à cet égard que l’étude des radioéléments est particulièrement complexe lorsque ceux-ci sont par exemple des génotoxiques répartis uniformément dans l’organisme. Ainsi des radioéléments comme le béryllium 10, le carbone 14, le chlore 35, l’iode 129 ou le césium 135 peuvent se fixer dans les gonadeset ainsi faire courir le danger de lésions génétiques.

La caractérisation des effets à long terme des radioéléments est ainsi particulièrement complexe. Il est regrettable à cet égard qu’aucun laboratoire de toxicologie industrielle n’ait été maintenu au CNRS ou à l’INSERM.

Au total, les appréciations actuelles pourraient manquer de pertinence, en raison d’une connaissance insuffisante des mécanismes d’action et d’une durée d’observation trop courte. Il est donc important de consacrer un effort de recherche important à la radiotoxicologie.

L’impact des rejets et des déchets des installations nucléaires est étudié principalement depuis l’origine sous l’angle de la radiotoxicité.

Or chaque radioélément peut aussi avoir une action pathologique non cancéreuse sur les organes qu’il irradie. Autrement dit, un élément radiotoxique peut aussi avoir une toxicité chimique. A cet égard, on peut considérer que, selon la Commission nationale d’évaluation, pour l’uranium naturel, le samarium 147, le rubidium 87 et le béryllium 10, par exemple, la toxicité chimique l’emporte dans certains cas sur la radiotoxicité.

Par ailleurs, les rejets et les déchets ne comprennent pas seulement des radioéléments. Ils comprennent aussi d’une part des composés organiques et minéraux et d’autre part des isotopes stables coexistant avec les radionucléides. Ces autres constituants des rejets et des déchets peuvent aussi avoir une toxicité chimique.

Or, ainsi que l’indique le Professeur Lafuma, " les radiations peuvent polariser l’action chimique ".

La prise en compte simultanée de la radiotoxicité et de la toxicité chimique des rejets est indispensable. Elle pose toutefois des problèmes méthodologiques qui ne sont pas encore résolus.

Parmi ces problèmes, figurent des méthodes d’approche réglementaires distinctes.

Ainsi, les limites fixées en matière chimique sont des concentrations maximales dans l’eau et dans l’air, exprimées en grammes par litre ou par m3. La teneur limite de l’eau potable en uranium par exemple est fixée à 2 µg/l par les recommandations de l’OMS de 1998.

En revanche, les limites fixées en radiologie sont exprimées en doses efficaces engagées. Ceci veut dire que ces limites sont calculées pour des cas d’incorporation par inhalation ou par ingestion du radioélément et en tenant compte des effets pondérés des rayonnements sur les différents tissus. On est donc loin de limites de concentrations dans un liquide.

En conséquence, il est nécessaire de faire un calcul inverse, de partir de limites de doses et de remonter aux concentrations. A cet égard, la Commission nationale d’évaluation propose, plutôt que l’approche pathologique ci-dessus, impraticable tant elle est complexe, de recourir à une approche physiologique de façon à calculer des nombres équivalents d’ingestion annuelles, comparables à des limites annuelles d’incorporation.

En fait, de nombreux travaux méthodologiques restent à conduire pour déboucher sur des recommandations pratiques permettant de se prémunir à la fois contre les risques radiologiques et chimiques.

Selon le Professeur Lafuma de la CNE, " dans quelques années, le vrai problème sera la toxicité chimique ". En effet, pour reprendre le cas de l’uranium, son ancienne limite radiologique de concentration dans l’eau, correspondant à une dose de 1mSv, était fixée à 1 mg/l. Du point de vue de sa toxicité chimique, sa limite de concentration maximale dans l’eau potable, recommandée par l’OMS, est beaucoup plus faible : elle est de 2 µg/l. On voit donc que les questions de toxicité chimique pourraient prendre une importance croissante à l’avenir.

L’une des évolutions actuelles les plus importantes de la recherche est d’une part la modélisation mathématique des phénomènes pour affiner l’analyse et d’autre part la simulation numérique, en amont et en aval des expériences, pour accroître l’utilité de ces dernières.

Le domaine de la radioprotection offre une illustration parfaite de cette tendance lourde.

La Commission nationale d’évaluation a récemment pointé la difficulté des travaux de modélisation et de simulation numérique qu’il sera nécessaire de conduire pour évaluer la sûreté du stockage géologique et de l’entreposage de longue durée.

En effet, le recours à de tels outils est indispensable du fait de l’impossibilité d’utiliser la seule expérimentation, en raison de contraintes financières, techniques et temporelles. Or, dans l’élaboration des modèles informatisés, de nombreuses spécialités devront intervenir pour représenter les phénomènes de migration dans les milieux environnants. Au-delà de la complexité de la modélisation de chacune des briques de base, le couplage entre celles-ci sera vraisemblablement très ardu. C’est pourquoi la Commission recommande d’établir un plan à long terme clair, de susciter des coopérations internationales et de coordonner les travaux grâce à la nomination d’un responsable scientifique de haut niveau.

Au cours de son audition par l’Office parlementaire, le Président de la Commission nationale d’évaluation, M. Bernard Tissot, en réponse à une question de votre Rapporteur, a confirmé l’insuffisance actuelle des modèles d’évaluation de l’impact des radioéléments artificiels sur l’environnement.

Cette insuffisance de la modélisation ne s’applique que partiellement à la diffusion des radioéléments à partir de la matrice, à travers l’enveloppe d’acier inoxydable entourant la matrice de verre, à travers la première barrière d’acier noir et la deuxième barrière d’argile remplissant le conteneur, car on commence à maîtriser la représentation mathématique de ces milieux et des migrations de radioéléments en leur sein.

L’insuffisance des modèles dont on peut disposer actuellement est en revanche patente pour les transferts dans le champ lointain, c’est-à-dire au-delà du conteneur, après sortie dans l’environnement. Quant à la modélisation des transferts dans la biosphère, elle est, elle aussi, tout à fait insuffisante.

La modélisation et la simulation appliquées à la recherche en matière de sûreté du stockage géologique et de l’entreposage de longue durée ne sauraient être séparées des études générales qu’il est nécessaire de mener en matière de radioprotection.

Des techniques de même nature sont en effet indispensables pour l’étude générale de l’impact des installations nucléaires en général sur la santé publique et l’environnement.

On a vu plus haut combien sont mal connues les limites des modèles actuellement utilisés pour estimer l’exposition des populations aux rejets des installations nucléaires. L’amplification des recherches correspondantes apparaît tout à fait indispensable.

Au-delà, les outils de la recherche que sont la modélisation mathématique et la simulation informatique doivent aussi être développés afin de permettre une optimisation des études entreprises. A cet égard, il faut remarquer que ces outils ne peuvent fonctionner que dans la mesure où ils sont alimentés par des données résultant de mesures fiables et complètes. Il faut donc disposer de points de mesure, de systèmes de collecte, de traitement et d’archivage informatiques performants.

Au demeurant, l’étude de l’impact d’une installation industrielle sur la santé publique et l’environnement est d’une manière générale une tâche difficile.

Etant donné la multiplicité des voies par lesquelles une installation peut influer sur la santé publique et l’environnement, la première étape correspond à l’identification des risques encourus. L’épidémiologie propose deux méthodes à cet égard : la méthode cas-témoin et la méthode des cohortes.

La méthode cas-témoin consiste, schématiquement, à établir, de façon rétrospective, si des personnes malades et des non-malades (les témoins), ont été exposés dans des proportions différentes à certains facteurs de risque considérés comme les plus importants.

La méthode des cohortes consiste à suivre, le plus souvent de façon prospective, un échantillon de la population et à calculer le risque de survenue de maladie parmi les personnes suivies, selon qu’elles ont été exposées ou non à un ou plusieurs facteurs de risque.

Le deuxième étape de l’étude correspond à l’estimation de l’exposition des populations au facteur de risque.

La troisième étape correspond à l’introduction d’une relation entre l’exposition et l’effet de celle-ci, à savoir une pathologie particulière et débouche sur l’établissement d’une probabilité de survenue de la maladie.

Figure 1 : Organigramme de la méthode d’estimation de la probabilité de survenue d’une pathologie parmi une population exposée à un risque sanitaire

La question des modèles de dispersion et de transmission des radionucléides est une question difficile.

M. Claude Birraux écrivait ainsi, pour le compte de l’Office parlementaire d’évaluation des choix scientifiques et technologiques, dans son rapport de décembre 1994 sur le contrôle de la sûreté et de la sécurité des installations nucléaires  : " la modélisation est un point particulièrement sensible. En effet rien ne sert de mesurer des activités dans différents milieux si on ne sait pas traduire ces activités en doses reçues par le public. La mesure directe des transferts de radioactivité entre les différents compartiments de l’écosystème est évidemment impossible. On doit se reposer sur des modèles simplifiés représentant ces différentes voies de transfert. "

Le rapporteur de l’Office notait encore qu’il " conviendrait de réfléchir à mettre au point un modèle standard national pour la détermination des transferts dans l’environnement des effluents radioactifs. Aujourd’hui chacun calcule dans son coin, sans que les modèles en question ne soient véritablement accessibles ou tout au moins présentables ".

En 1994, l’OPRI calculait les doses reçues par la population en fonction des données fournies par l’exploitant au moment du dépôt de l’étude préliminaire. EDF de son côté avait mis au point un modèle de transfert d’effluents liquides et un autre modèle de transfert d’effluents gazeux. Enfin, l’IPSN avait adopté la séquence suivante a) définition du groupe critique b) évaluation des transferts atmosphériques et des dépôts c) évaluation des transferts en milieu marin ou en rivière d) transferts à la chaîne alimentaire d) évaluation des doses.

Depuis la date du rapport, la situation a-t-elle évolué dans son appréciation et sa réalité et quels sont les progrès restant à faire ?

Dans le domaine de la radioprotection, les modèles ont une fonction essentielle : celle d’estimer l’exposition des groupes critiques.

A partir de la connaissance des rejets des installations nucléaires et de la connaissance que l’on a des mécanismes de dilution, de transport et de concentration des radionucléides, il est possible d’établir un modèle mathématique des mécanismes de transfert physiques et biologiques des radionucléides.

Ces modèles peuvent être validés en comparant leurs résultats intermédiaires avec ceux de mesures faites dans l’environnement sur des variables communes. Une fois leur pertinence démontrée, les modèles peuvent servir à calculer les expositions de groupes de population dits de référence. Le principe de la démarche d’ensemble est indiqué dans la figure ci-après.

Figure 2 : Schéma d’utilisation des modèles en radioprotection

Au final, il s’agit d’estimer l’exposition externe et interne du public et d’en déduire les doses, puis, en faisant intervenir une relation dose-effet, de conclure en terme de risques.

On voit bien sur la base du diagramme précédent quels sont les points clés de la démarche.

Si les mesures dans l’environnement sont de qualité insuffisante, ce sont tout à la fois les théories sur les transferts qui peuvent erronées et les modèles validés indûment. Par ailleurs, l’identification des groupes critiques peut également être fausse. Enfin on voit aussi que l’ensemble de la démarche est tributaire également du choix des scénarios de style de vie.

Le transfert des radioéléments rejetés en mer ou dans des cours d’eau fait intervenir en premier lieu des facteurs de dilution. Dans le cas des rejets en mer, par exemple, il est fréquent de considérer des valeurs moyennes pour l’intensité des courants, en s’affranchissant des marées. Les facteurs de dilution peuvent d’ailleurs donner lieu à des choix très différents selon les modèles, ainsi dans le cas des rejets de La Hague.

Les sédiments représentent une autre cause d’imprécision. Ils sont en effet considérés comme immobiles mais ce n’est qu’une première approximation. Par ailleurs, la fixation et le relargage des radioéléments sont des mécanismes mal connus, ce qui obère la vraisemblance des résultats à long terme.

Au-delà de la dilution, interviennent des mécanismes de concentration des radionucléides dans les espèces vivantes, qui opèrent cette accumulation selon des ordres de grandeur fondamentalement différents.

La modélisation de l’impact des rejets atmosphériques n’est pas moins délicate. Leur impact sur la santé de l’homme dépend de nombreux paramètres : météorologie, nature du sol, types de cultures, périodes de récolte, transformations agroalimentaires, etc. La détermination des coefficients de transfert atmosphériques est donc particulièrement complexe.

Par ailleurs, il convient de souligner l’étonnant retard dans la mesure des effets de certains radioéléments comme le tritium ou le carbone 14, pourtant responsables de la majeure partie des doses efficaces engagées du fait, respectivement, des effluents liquides et des rejets gazeux.

Cette impasse fut autrefois justifiée par des considérations de priorité dans l’étude des effets des radioéléments dont certains étaient considérés comme beaucoup plus radiotoxiques. En fait, après que les rejets ont considérablement diminué, en valeur absolue et en valeur relative (proportionnellement à la production), il apparaît indispensable aujourd’hui de s’attaquer à l’étude précise des conséquences de ces radioéléments sur la santé publique et l’environnement. L’incorporation de ces radioéléments par les organismes vivants est en effet particulièrement aisée.

Les modèles souffrent pour le moment de deux limitations essentielles : une finesse d’analyse temporelle insuffisante et une absence de marges d’incertitude.

Les termes sources des installations nucléaires pris comme bases des modèles sont les rejets annuels. En conséquence, les estimations des impacts sanitaires sont exprimées en doses efficaces engagées annuelles. Deux difficultés sont entraînées par cet état de fait.

La première provient du fait que les mesures faites dans l’environnement sont des mesures ponctuelles. Il est donc nécessaire d’intégrer les fluctuations pouvant intervenir tout au long de l’année pour obtenir une mesure représentative de l’année considérée. Ces opérations compliquent donc à la fois le calibrage des modèles mais aussi leur vérification par comparaison avec les mesures réelles dans l’environnement.

La deuxième difficulté résulte que par hypothèse, les modèles ne permettent pas de rendre compte des effets des pics de rejets ou des bouffées de radioactivité qui peuvent se produire si la dispersion des rejets gazeux ou des effluents liquides n’est pas réalisée au point de mesure ou de contamination.

Bien que la politique des rejets soit explicitement fondée sur la dispersion la plus forte et la plus rapide possible de ceux-ci, il semble nécessaire qu’à l’avenir, les analyses et les modèles puissent être infra annuels, de manière à améliorer leur précision et à prendre en compte, en particulier, les situations incidentelles voire les accidents eux-mêmes.

La deuxième limitation fondamentale des modèles actuels est qu’ils ne s’accompagnent pas, pour la plupart d’entre eux, de calculs d’incertitude. Autrement dit, ils délivrent une valeur moyenne dont on ne connaît pas les marges d’erreur.

Or, les mécanismes décrits sont à la fois nombreux et complexes. On ne peut exclure qu’une erreur relative importante dans la modélisation d’un phénomène ne produise pas d’effet significatif sur les autres compartiments du modèle.

A tout le moins, il semble indispensable que des études de sensibilité soient présentées pour tous les modèles utilisés afin de cerner les ordres de grandeur des dérives qui peuvent se produire dans la représentation de la réalité. Mais ceci ne saurait dispenser de perfectionner les modèles en assortissant leurs résultats, même si c’est une tâche difficile, d’intervalles de confiance.

L’importance de cette question ne saurait être sous-estimée. Il s’agit d’une exigence commune à tous les processus de mesure et de représentation mathématique de la réalité, que l’Office a déjà soulignée. Au demeurant, les scientifiques ne peuvent accorder un quelconque crédit à des résultats non assortis de marges d’incertitude.

Ceci a récemment été souligné par Mme Sené, au nom du GSIEN, dans le rapport du groupe radioécologie Nord-Cotentin, où elle indiquait que " si les cas de leucémies ne peuvent pas être expliqués par une exposition calculée sur la base de rejets eux-mêmes calculés, les grandes incertitudes mises en évidence ne permettent pas de conclure à l’innocuité des rejets réels. Au contraire, ces incertitudes doivent inciter à la plus grande prudence et obliger à limiter les rejets et à continuer les études ".

En tout état de cause, et ne serait-ce que pour cette seule raison, force est de constater que des travaux aussi approfondis et rigoureux que ceux réalisés par un groupe pluraliste d’experts comme le groupe radioécologie Nord-Cotentin, voient leur caractère conclusif sérieusement amoindri par l’actuelle insuffisance technique des modèles.

La première conclusion que l’on peut tirer de l’examen des performances et des limites des modèles de radioprotection, est qu’il convient de donner une nouvelle impulsion à la recherche en ce domaine.

Comme on l’a vu précédemment, chaque opérateur, ou presque, a développé ses propres modèles de transfert dans l’environnement. La confrontation de ces modèles effectuée à propos des rejets dans le département de la Manche par le groupe radioécologie Nord-Cotentin a mis en lumière des divergences sérieuses dans la représentation des mécanismes à l’œuvre dans les sédiments et les organismes marins.

Il ne saurait s’agir d’unifier des approches divergentes mais de faire en sorte que chaque opérateur perfectionne ses propres outils, sur la base de résultats de recherche fondamentale approfondis.

Par ailleurs, il faut aussi admettre qu’au plan théorique, l’un des handicaps les plus forts des modèles, quels que soient leurs domaines d’application, est la difficulté d’assortir leurs résultats de marges d’incertitudes. Certes il est possible, dans la plupart des cas, de définir des intervalles de confiance pour chacun des compartiments du modèle, chacun d’entre eux étant lié à la représentation d’un phénomène physique ou biologique particulier. En revanche, il est plus malaisé de combiner ces erreurs partielles pour aboutir à l’erreur globale du modèle.

Cette limitation est généralement contournée par des études de sensibilité. Celles-ci correspondent au calcul des conséquences sur le résultat final de variations de tel ou tel paramètre. Une telle méthode ne permet généralement pas, cependant, d’aboutir à une appréciation d’ensemble sur la fiabilité du modèle. Il semble en conséquence nécessaire de renforcer les études théoriques et pratiques sur les marges d’incertitude.

Au-delà de l’approfondissement des techniques proprement dites, se pose enfin la question de la diffusion de leur utilisation dans les équipes de recherche, seule gage au demeurant de la progression de leur qualité.

Au plan général, les techniques de modélisation irriguent, grâce au recours à des ordinateurs personnels toujours plus puissants, un nombre croissant de disciplines scientifiques.

Il n’en demeure pas moins que la charge de l’apprentissage des techniques de la modélisation est souvent reportée sur les étudiants eux-mêmes, en raison d’un nombre croissant de logiciels qui sont disponibles sur le marché et qui offrent des fonctionnalités de base dans ce domaine. Il paraît souhaitable, à cet égard, de renforcer la part donnée à ces disciplines dans l’enseignement supérieur technique et scientifique.

S’agissant du recours aux techniques de modélisation dans les organismes de recherche, plutôt que de proposer la création d’un département spécialisé de modélisation dans des organismes de recherche engagés dans le nucléaire, il paraît préférable d’inciter ceux-ci à mettre en place une unité de formateurs et de les disséminer au sein de chacune des unités de recherche de manière à systématiser l’usage de ces techniques, quelle que soit la discipline concernée. On ne peut en effet parier sur une diffusion spontanée de ces techniques à la manière de l’informatique personnelle car leur mise en œuvre est beaucoup plus complexe que la maîtrise de logiciels de traitement de texte ou de tableurs.

La définition des groupes critiques ou de référence dans l’étude de l’impact des installations nucléaires sur la santé publique et l’environnement, revêt une importance déterminante. Il s’agit en effet de décider, sur la base de critères scientifiques, quelles sont les populations les plus exposées aux rejets et de mesurer leur exposition en fonction de leurs styles de vie.

Pour autant, il ne semble pas exister de méthode de conception de scénarios extrêmes, en réalité les seuls intéressants pour être sûr de borner l’éventail des expositions possibles.

Les travaux du groupe radioécologie ont bien montré que des écarts considérables, d’un facteur 5, peuvent être générés par des choix différents de groupes critiques.

Selon la formule de Mme Sené, les mesures faites dans l’environnement ont été faites pour la surveillance des installations et non pas pour celle des populations.

Il est donc logique que l’on se trouve donc en présence de méthodologies très rudimentaires pour le choix de scénarios. Au demeurant, la principale controverse porte sur le choix de scénarios réalistes ou au contraire de scénarios pessimistes pour le calcul de l’exposition des groupes critiques.

En fait, seul le choix de scénarios pessimistes est compatible avec l’impératif de radioprotection et ne dispense pas de l’approche la plus rigoureuse possible de l’exposition réelle des groupes critiques.

La réduction des rejets dans l’environnement constitue le principal défi de l’industrie nucléaire. On ne saurait être moins exigeant avec les installations nucléaires qu’avec les décharges de type I appartenant à la catégorie des installations classées pour la protection de l’environnement où les effluents sont systématiquement récupérés et réintroduits dans la décharge sous forme solide.

L’ensemble des installations nucléaires de base doivent ambitionner de réduire drastiquement leurs rejets et même de tendre vers les rejets " zéro ".

Or les programmes de recherche relatifs à la réduction des rejets sont peu nombreux et insuffisamment dotés en moyens financiers et humains. Cette politique doit être renversée.

A cet égard, les techniques de piégeage du tritium et du carbone 14 ne sont pas encore utilisables à l’échelle industrielle, à des coûts acceptables. Il est donc indispensable que le CEA et Cogema, intéressés au premier chef par la réduction des rejets, définissent et cofinancent un programme de recherche ambitieux, portant à la fois sur les procédés générateurs de tritium et de carbone 14 pour essayer d’en diminuer les inconvénients et sur les techniques de piégeage de ces deux éléments.

L’activité en tritium produite chaque année par un réacteur nucléaire atteint le niveau considérable de 37 000 GBq par an. On estime que le parc électronucléaire français rejette chaque année 0,4 g de tritium dans l’atmosphère et 4 g dans des effluents liquides.

Or, les procédés de détritiation sont coûteux (6 millions de francs) pour une capacité de traitement réduite (300 m³ par heure). Un tel procédé est utilisé à Valduc pour la détritiation d’eaux dont l’activité est comprise entre 74 000 et 7 400 000 GBq. Sa transposition à l’échelle industrielle semble impossible. D’autres voies doivent donc être explorées.

Les questions techniques restant à résoudre pour les déchets miniers ne sont pas négligeables.

Ainsi, selon la Direction de la prévention des pollutions et des risques (DPPR) du ministère de l’aménagement du territoire et de l’environnement, il convient non seulement de renforcer certains sites de stockage mais aussi de mettre en place des techniques pérennes à fonctionnement passif.

Les déchets miniers représentent sans aucun doute un des problèmes les plus importants à traiter dans le domaine des déchets nucléaires.

Les quantités de stériles sont en cause, avec plus 50 millions de tonnes pour lesquels il faut des aménagements de stockage durables.

La durée du problème est également en cause, puisque les périodes des radioéléments présents dans les stériles des minerais d’uranium sont très longues. " Ces déchets sont caractérisés par une durée de vie très longue, gouvernée par la période de 75 000 ans du thorium 230 (...) ".

Le principal risque radiologique est dû à la formation de radon (Rn 222) dans les stériles et à sa migration dans l’air. Un autre risque est celui du transport de radium par l’eau.

Le renforcement des digues des bassins à stériles miniers doit être étudié, par exemple pour les sites de Saint Priest et de Montmassacrot. Des instructions dans ce sens ont heureusement été adressées aux Préfets concernés.

La composante eau de la pollution entraînée par les résidus de traitement de minerais, est, on l’a vu en première partie, minoritaire par rapport à la composante air. Il n’en demeure pas moins qu’elle doit faire l’objet d’une grande attention, en raison de la diffusion possible de radioéléments dans l’environnement proche et lointain.

Compte tenu des volumes des sites, il paraît difficile de rectifier des aménagements déjà réalisés par des travaux de grande ampleur. En revanche, grâce à une meilleure connaissance des écoulements, le drainage et sa pérennité pourraient être optimisés.

Par ailleurs, le comportement dans le temps des couvertures doit faire l’objet d’une surveillance attentive. L’accroissement de l’imperméabilité des couvertures et la lutte contre la lixiviation sont deux axes de recherche qui s’imposent aux exploitants.

Enfin, il paraît indispensable d’augmenter les performances du traitement des eaux collectée.

Il faut surtout dans tous les cas mettre en place des dispositifs à fonctionnement passif pour toutes les fonctions d’assainissement des éventuels rejets en provenance des sites. Ainsi, le traitement des eaux d’un site comme celui de Bessines doit être automatisé avec des dispositifs passifs et prévu pour être pérenne sur une période de plusieurs centaines d’années.

Comme votre Rapporteur l’a constaté sur place (voir première partie), il reste à imaginer des dispositifs techniques de ce type.