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ETUDE DU CYCLE BIOLOGIQUE PARCOURU PAR LA RADIOACTIVITÉ

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R. KIRCHMAMI, A, LAFONTAIKK, 6 . CAJITILLOK, R. MOLCfUR

u c L Volt»» I

A I

BLG 477

J44, mow t «a*y, MSfnatUlp 4 <mm»m

s R. klftCHMANN, A LA - OH • A1 HE. 6. CANTIUON. R. BOULENtER I BIS 477 ( f t » . 19731

I

ETUDE DU CYCLE BIOLOGIQUE PARCOURU PAR LA RACI3ACTIVI TE |

*^ *"?5" * * - , » n * » " ° l » <•• l ' é t u d e qui a couvart l a pér iode 1961 * iC9 • - .

présent» an detx vo luacs. Le p r e a i i r s i t u e le p r e b l t a * ni de n .•>* • *» : r s . : 0 n 2 26

d i l ' e n v i ronneaent par ' e Ra p r ê t a n t dans des i l l l u m t s ' i q u t t e r j ?'<gme

i n d u s t r i e l l e . On y t rouve la g e n i s t , la développement du programs,, s ' i s i que

les conclusions sur les p l i n s sci en t i I i que, s a n i t a i r e , p ra t ique et a ^ / i t i i s -

t r a t i t .

La deuaioae vo luae . i n t i t u l é "Annexe Technique", d é c r i t les d i f f é r i r t t t

étapes du progroaao et las r é s u l t a t s obtenus dans chacun des lecU; ; - . - é t u ­

d iés : p rospect ion radi o 1ogi que. étude physi e o - c h i a i que de la d i s p t i i-jn du

Ra, f l o r e , f a u n e , é t u d ' t a i ronoa iques . enquêta huaelna . Le* t j ch : .qs;*t de

• n t i l ï o n s y sont d é t a i l l é e s .

R. KIRCHMAM. A. LAFONTAINE, S. CARTILLON, R. BOULENtER

•16 477 (Tév . 1973)

ETUDE DU CYCLE BI0L06IQUE PARCOURU PAR LA AAOIOACTI»iU

Saaenve t t Ing . • Net geheel van da s tud ie welk t aar. per iode druicopt van 1961

tot 1967 ia u i tgageven in twee d a l t n . Hat a a r t t a behandelt het probleea v t t 296

de b e a a a t t i n g van de oagaving onta laan door Ra welke aanwezig is in u i t ­

stromend* v l o e i s t o f f e n van i n d u s t r i e l * oorsprong. Ie vinden er de genesis ,

de o n t w i k k e l i n g van bat prograaaa «vena i t da kortklusies op we t tnechappel I Jk,

s a n i t a i t , p r a k t i s c h an a d a i n i a t rat lef geb ied .

Het tweed* d e r l , 'Annex* Technique", b e s c h r i j f t d<t v e r s c h i l l e n d e etappes

van het prograaaa en de bekoaen r e s u l t e t e n van ledera bestudeerd* sektor :

r a d i o l o g i s c h * p r o t p t k t i t , f ya iko -choa I ache é t u d i a van da d ispere ie ven

Re, f l o r e , fauna, landbouwkundige a t u d i a , enquet* b i j d* bevo lk ing . Da

Meettechnieken van da aenatars l i j n er in g e d t t e i l l a a r d .

R. RIRCHMANN, A. LAFONTAINE, 6. CANTILLON, ». BOULENBER

•LS 477 (Fév. 1073)

ETUDE DU CYCLE BI0L06IQUE PARCOURU PAR LA RADIOACTIVITE

Suaasry. • The whole of the study which l a s t e d f r o * 1961 to 1067 n publlahtd

in tao v o l u a t s . The f i r s t ona t p a c i f l a t tha p t o b l a a a r i s i n g f ro» tha conta-

• i n a t l o n of tha envl ronaent by tha Ra of i n d u s t r i a l t f l l u t n t s . Tha gent-

t i t , tha devslopaent of tha p r o g r a a . t a t wal l t t th t conclusl nt on the

s c i e n t i f i c , h e a l t h , p r a c t i c a l and e i e c u t l v e l a v t ' are d e t e r i o t d .

Tha second voluae, e n t i t l e d "Anntie Technique", d a a l t wi th tha var ious

phases of the prograaaa and tha r e s u l t s obta ined in each of the a t p e c t t

s tudied : r a d i o l o g i c a l survey, phys ico -chea ics l study cf t h i d i t p a r t i o n of 226

Rt, flora, fauna, agricultural ttudltt. huaan survey. Thi aethodt of int of tnt taaplat tra ilto dttailtd.

ETUDE DU CYCLE BIOLOGIQUE PARCOURU PAR LA RADIOACTIVITE

R. KIRCHMANN, A. LAPONTAINE, G. CANTILLON, R. BOULENGER

Volume I

BLG 477

TABLE DES MATIERES

PREFACE 1

I . INTRODUCTION 3

1 . 1 . But de l ' é t u d e 3

1.2. Historique 6

1.3. Moyens utilisés 9

II. CONCLUSIONS GENERALES 14

2.1. Conclusions sur les plans scientifique et sanitaire 14

2.2. Conclusions sur le plan pratique et administratif

PREFACE

Lorsque le Département de la Santé Publique a, en 1961, décidé d'en­

treprendre, avec la collaboration du Centre d'Etude de l'Energie Nu­

cléaire et des Sociétés "Métallurgie Hoboken" et "Produits Chimiques

du Limbourg" , l'étude du cycle biologique parcouru par la radioacti­

vité dans les régions d'Olen et de Tesser.derlo, personne ne doutait

de l'intérêt d'une telle étude menée dans un but bien précis. Per­

sonne non plus n'imaginait les développements que ce programme al­

lait connaître et c'est le propre d'une étude fructueuse de susciter

des sujets de recherche à mesure que le programme initial s'est pro­

longé par des études complémentaires et l'ensemble a demandé de la

part de tous ceux qui ont contribué à son organisation, à son exécu­

tion et à son financement une persévérance qu'il convient de sou­

ligner.

Le lecteur trouvera dans l'introduction l'exposé des buts de l'étude

et de sa genèse. Je voudrais pour ma part relever quelques points.

1. L'ampleur des moyens financiers ; près de quatorze millions ont

été consacrés à l'exécution du programme.

2. L'esprit de coopération qui s'est créé et maintenu entre l'Admini­

stration d'une part, le Centre d'Etude de l'Energie Nucléaire et

le secteur industriel d'autre par»-. Au moment où les problèmes de

l'environnement deviennent un sujet constant de préoccupation il

est réconfortant de présenter une étude qui est l'heureux aboutis­

sement d'une telle coopération.

Je tiens également à souligner l'importance de l'appui logistique

du C.E.N./S.C.K. , la bonne exécution d'une telle oeuvre n'aurait

pu être assurée sans cette aide en personnel et en matériel.

3. L'originalité de l'étude et les prolongements auxquels elle a

donné lieu. En I960, les notions de "capacité radiologique" , de

"coefficient de partage" , etc. étaient des notions relativement

nouvelles. Les techniques utilisées et les études spécifiques

menées à l'occassion de l'exécution du programme trouvent

- 2 -

maintenant une large application dans les études qui s'organisent

systématiquement autour des installations nucléaires qui se sont

développées entretemps (usines de retraitement, centrales nuclé­

aires, etc. . . ).

Je suis certain que ceux q>.ii liront cet ouvrage trouveront, au-delà

des résultats, des indications précieuses sur l'organisation d'un

programme d'étude à exécuter sur le terrain et dont certains aspects

doivent être contrôlés par des essais en laboratoire.

Dans l'intérêt de la santé publique, de telles études sont également

souhaitable dans ce qu'il est convenu d'appeler "la pollution con­

ventionnelle" et l'expérience acquise dans le programme "Cycle

Biologique" constituera une référence très utile.

Que tous ceux qui ont mené à bien cette tâche délicate trouvent ici

l'expression de ma gratitude et mes félicitations pour la qualité

du travail réalisé.

Dr. S.HALTER

I. I N T R O D U C T I O N

1.1. BUT DE L'ETUDE : "Cycle biologique parcouru par la radioactivité"

Un des soucis majeurs, lors de la création du Centre

d'Etude de l'Energie Nucléaire (C.E.N./S.C.K.), fut d'obtenir une

autorisation de rejet des effluents liquides «ie ses laboratoires.

Vu l'utilisation de l'eau du canal Albert comme source d'eau pota­

ble de la ville d'Anvers et vu que l'eau du canal de jonction

Meuse/Escaut à proximité du C.E.N. se déversait dans le canal Al­

bert, le C.E.N. fut autorisé à déverser ses effluents dans la Moï­

se Nete, eau non utilisée comme source d'eau potable, mais réserve

(x)

d'eau potable . L'autorisation accordée fut identique à l'auto­

risation d'Harwell pour la Tamise, source d'eau potable de Londres.

L'autorisation imposait, à la demande des "Antwerpse Waterwerken"

(A.W.W.), un contrôle régulier d'une douzaine de points du bassin

de la Nete et des eaux traitées par les A.W.W. Ce contrôle couvrait

les rejets vers le? Netes des usines Uranium - Radium de la "Métal­

lurgie Hoboken" à Olen et des rejets des usines de traitement des

'phosphates des "Froduits Chimiques du Limbourg" .

Le 25 janvier 1960, MM. Dejonghe, Boulenger et Kirchmann

préparaient un document où ils exposaient les critères à prendre

en considération dans les autorisations de déversements de tels ef­

fluents. Ce document insistait sur les facteurs suivants :

- le mouvement de la radioactivité déversée dans le lit de la

rivière ;

- la dispersion de la radioactivité dans les environs ;

- la possibilité d'un retour à l'homme des radioéléments rejetés.

L'approvisionnement en eau potable de la région anversoise est assuré par la Société " Antwerpse Waterwerken" qui utilisa pendant de longues années les eaux de la Nete (Notmeir) puis, plus tard, celles du Canal Albert, la possibilité d'utiliser les eaux de la Nete étant toutefois conservée pour le cas où, par suite d'un accident, les eaux du Canal Albert seraient momentanément inutilisables.

- 4 -

Ces éléments servirent de base aux études du cycle biologique par­

couru par la radioactivité : une proposition de programme d'étude

accompagnait ce rapport- qui fut présenté à la Commission mixte

Centre d'Etude de l'Energie Nucléaire - Santé Publique.

La Commission confia alors à MM.Lafontaine et Kirchmann

le soin de développer le programme d'étude, d'en évaluer le coût

et de proposer une répartition des charges. Il en résulta un rap­

port qui fut présenté à la Commission le 17 janvier 1961. Il

était dit dans l'exposé des motifs : " en vue de pouvoir établir

en connaissance de cause les conditions de rejet des déchets radio­

actifs dans les eaux et pour assurer une protection efficace du

cycle alimentaire tout en tenant compte au mieux des intérêts éco­

nomiques, il apparaît nécessaire de tirer profit de situations le

fait actuelles pour mettre au point nos connaissances et pouvoir

en tirer les conclusions pratiques qui s'imposent ". Ces situa*:i»,ns

de fait se rencontraient dans les régions d'Olen et de Tessenderlo

où depuis de longues années et en raison du manque de connaissance

des risques, une contamination progressive des sites s'était in­

stallée. Le financement et l'exécution de ce programme rendaient

nécessaire la création d'un groupe de gestion d'une part, d'un co­

mité scientifique d'autre part. La première réunion du groupe de

gestion se tint le 26 avril 1961 sous la présidence du Dr.Halter.

Participaient à cette première réunion :

MM. André Union Minière

Boulenger C.E.N./S.C.K.

De Baenst Ministère de la Santé Publique

De Bie Société Métallurgie Hoboken

Dejonghe Belchim

Droissart Me'tallurgie Hoboken

Gijsemans Produits Chimiques du Limbourg

Kirchmann C.E.N./S.C.K.

Lafontaine Ministère de la Santé Publique

Mortgat C.E.N./S.C.K.

- 5 -

En ouvrant la séance, le Dr. Hilter définit les buts et l'intérêt

de 1'étude :

- définir les limites de la contamination et en tirer les conclu­

sions pratiques sur les limites à imposer aux rejets pour assu­

rer une sécurité suffisante tout en iiî freinant pas irraisonna-

blement le développement industriel.

- utiliser la situation exceptionnelle de contamination existant

depuis de nombreuses années pour faire oeuvre scientifique et

utile au point de vue de l'évolution des contaminations de l'en­

vironnement.

L'acquisition par la Société Nationale de la Petite Pro­

priété Terrienne de terrains suspects de contamination et son in­

tention de les aménager en vue de les remettre à des exploitants

agricoles donnèrent à l'étude une orientation supplémentaire :

outre l'importance et la dispersion de la contamination, il deve­

nait nécessaire de déterminer les possibilités de reprise du ra­

dium contenu dans le sol par les différentes formes végétales et

animales que l'on devait s'attendre à trouver dans une exploitation

agricole. C'est ainsi qu'au cours des années, certaines études com­

plémentaires vinrent s'ajouter au programme initial.

Au total, le programme Olen-Tessenderlo a nécessité une

dépense de 13.643.350 francs. La participation des différents mem­

bres du groupe de gestion se situe comme suit :

Ministère de la 9anté Publique 3.052.675,-

Centre d'Etude de l'Energie Nucléaire 6.821.675,-

Société Métallurgie Hoboken 2.159.100,-

Société des Produits Chimiques du Limbourg 1.609.900,-

Outre son aspect pratique immédiat, l'étude a permis de

rassembler une somme importante d'enseignements scientifiques du

plue grand intérêt et constitue, par son origine et les conditions

dans lesquelles elle a été menée, un exemple des résultats que peut

donner la collaboration entre le Centre d'Etude de l'Energie Nuclé­

aire, l'Administration et l'Industrie.

c _

Deux volumes iéprennent l'ensemble des études :

- Ie premier situe le problème, expose la genèse et le développe­

ment du programme et donne les conclusions de l'étude. De dimen­

sions assez réduites, il permet néanmoins d'avoir une vue d'en­

semble de l*étude dont l'aspect concret est souligné.

- le deuxième volume, intitulé "Annexe Technique" décrit les dif­

férentes étapes du programme et les résulats obtenus dans chacun

des secteurs étudiés. Le lecteur intéressé par l'aspect scienti­

fique et technique y trouvera les détails de l'étude.

1.2. HISTORIQUE

1.2. 1. Genèse dm programme Olen-Tessenderlo

Ainsi qu'il a été dit dans l'introduction, une des idées

directrices de l'étude était d'utiliser la situation exceptionnelle

que constituaient des contaminations de terrains existant depuis

des années.

Le groupe d'étude chargé de l'exécution du programme

s'est trouvé devant la mission suivante :

- dresser l'inventaire de la situation relative à la contamination

des cours d'eau, des sols et des êtres vivants sur les sites étu­

diés;

- essayer de comprendre comment s'était opérée la dispersion des

radioéléments à partir des points de rejets;

- prévoir, à partir des données recueillies sur le terrain et de

données expérimentales, l'évolution de cette situation ;

- formuler les recommandations en ce qui concerne l'exploitation

des terrains contaminés.

Il n'est pas inutile de rappeler ici dans quelles cir­

constances s'opéra une dispersion de la radioactivité dans les

sites d'Olen d'une part, de Tessenderlo d'autre part et comment

cette radioactivité fut constatée.

- 7 -

a) Site d'Olen

Dès les premières mesures effectuées par le C.E.N. dans le bassin

de la Nete, la p. sence d'une radioactivité due au radium fut ob­

servée. Cette radioactivité due au radium ne pouvait s'expliquer

par les activités des laboratoires du Centre situés à Mol. Par

ailleurs, le laboratoire des "Antwerpse Waterwerken" (M.Van de

Vloed) constatant que l'eau était plus active après traitement

qu'avant (eau du Canal Albert) trouva des quantités anormales de

radium dans ses filtres à sable.

Ce radium ne pouvait provenir que de l'eau traitée antérieurement

(Nete). C'est ainsi qu'on accorda une attention particulière à

l'usine de radium exploitée par la Société "Métallurgie Hoboken"

à Olen et au ruisseau le Bankloop utilisé depuis 1922 par l'usine

pour évacuer ses effluents liquides vers la Kleine Nete. Ce ruis­

seau était sujet à des débordements périodiques, notamment dans son

tronçon terminal , là où il traversait une zone marécageuse et in­

culte mais aménagée depuis par la Société Nationale de la Petite

Propriété Terrienne dans le but d'y développer des activités agri­

coles. Ces inondations successives provoquèrent une dispersion de

l'activité contenue dans les eaux du Bankloop et, pour mettre cette

zone à l'abri des inondations, divers travaux furent entrepris.

C'est ainsi que le tronçon terminal du Bankloop reçut un nouveau

tracé de manière à faciliter l'écoulement des eaux. Ce tracé fut

appelé "Beuveau Bankloop" , l'ancien tronçon se trouvant scindé

en deux par la création d'un canal de drainage d'une part, d'une

route d'autre part (voir plan 1.1.1./PI de l'annexe technique). (x)

Une prospection effectuée en 1960 permit de faire une première

évaluation de la dispersion en surface de la contamination. Mais,

au cours de l'hiver 1960-61, de fortes pluies entraînèrent la rup­

ture des digues du Nouveau Bankloop à hauteur du drain et il en

résulta une nouvelle dispersion des eaux du ruisseau. Ce sont notam-

voir : " Enquête à Olen" en 1960 par MM.Bouqiaux et Met tens.

ment ces zones inondées qui étaient visées dans les buts de l'étu­

de définie par le Dr.Halter lors de la première réunion tenue par

le groupe le 26 avril 1961 ; dans ces zones, des parcelles d'essais

furent utilisées en accord avec la Société Nationale de la Petite

Propriété Terrienne.

b) Site de Tessenderlo

Une contamination radium fut également observée en remontant le

cours de la Grote Nete, rivière dans laquelle les effluents de

l'Usine d'Olen n'aboutissent pas. Il était impossible de penser

à un reflux des eaux de la Kleine Nete sous l'influence de la ma­

rée après le mélange des eaux des deux Netes lors de leur conflu­

ence à Lier.

C'est ainsi qu'on remontât finalement aux décharges des Usines de

Produits Chimiques du Limbourg où sont traités des phosphates na-

tmrels légèrement uranifères. Ces décharges atteignent la Grote

Nete via le Grote Laak et le Demer via le Hulpe et le Winterbeek.

Les deux sites furent alors réunis dans unt étude commune.

1.2. 2. Développement du programme

L'état d'avancement du programme fut, d'année en année,

soumis au Comité de Gestion; les premiers résultats conduisirent

à propeser certaines orientations ou études complémentaires. En

effet, l'étude du cycle biologique parcouru par une radioactivité

déchargée en rivière comprend essentiellement troib parties .

(1) Mouvement et comportement des radioéléments dans la rivière

Lors de la décharge d'un effluent radioactif, n'ayant pas néces­

sairement la même composition chimique que l'eau de la rivière,

il peut se former des précipités radioactifs qui, d'après leur

nature so déposent plus ou moins rapidement.

Le lit de la rivière se contamine également par adsorption de

radioéléments sur des matières minérales ou organiques en sus­

pension et par absorption par le plancton, la flore et la tau-

- 9 -

ne aquatiqves. Les matières ainsi retenues dans la rivière

peuvent être remises en solution ou soumises à un transport

mécanique sous l'effet d'une variation du régime de la ri­

vière, de la composition chimique de l'eau, de la décomposi­

tion des plantes ou des animaux, etc..

Par ailleurs, la rivière peut en certaines périodes alimenter

la nappe aquifère.

(2) Dispersion dans les environs

Le dépôt radioactif et les matières dissoutes peuvent amorcer

une dispersion dans les environs par suite de curages de la

rivière, d'inondation, d'irrigation, d'absorption par la faune

et la flore, etc...

(3) Cheminement à l'homme

La contamination ainsi dispersée peut atteindre l'individu par

différentes voies : nappe aquifère, dispersion de poussièros,

chatne alimentaire. Les facteurs de transfert permettent d'éva­

luer l'ingestion. Ce dernier point était important étant donné

les projets d'implant ition de fermes par la Société Nationale

de la Petite Propriété Terrienne.

Les différentes étapes du programme présentent ainsi une filiation

logique.

1.3. MOYENS UTILISES

1.3. 1. Dans la prospection radiologique

Cours d'eau : la détermination de la radioactivité des boues du lit

des cours d'eau s'est faite en deux étapes .

- 10 -

a) Une première reconnaissance effectuée à l'aide <?'un scintilla-

teur Nal dont le détecteur pouvait être immergé a permis de lo­

caliser les endroits où la radioactivité était plus élevée.

b) Pour déterminer ensuite la répartition en profondeur de la radio­

activité, des échantillons furent recueillis par carottage en

ces endroits repérés. La teneur en radium-226 fut déterminée par

spectrométrie gamma.

Terrains : la prospection radiologique des terrains situés de part

et d'autre des cours d'eau et des champs de versage a été effectuée

à l'aide de scintillateurs Nal gamma portatifs ; complétée par une

spectrométrie y d'échantillons carottés. Certaines zones ont fait

l'objet d'une prospection radiologique par hélicoptère muni d'un

scintillateur Nal et, dans le cas d'Olen, cette prospection a été

complétée par un parcours dans certaines rues du quartier résiden­

tiel.

Dans les champs de versage, la détermination de la contamination

en profondeur a nécessité des forages plus importants (jusqu'à

20 m) ; ces forages ont été effectués par une entreprise spécialisée.

1.3. 2. Dans les études agronomiques

1.3. 2. 1. Expérimentation en conditions naturelles

a) Ch|mps_dlessai|

En complément de l'échantillonnage de végétaux cultivés sur le

site d'Olen, des cultures en champs d'essais ont été pratiquées

durant trois années consécutives (1961-62-63), afin d'obtenir

des données sur les niveaux de contamination des organes des

diverses espèces végétales présentant un intérêt agricole.

Deux champs d'essais ont été établis sur le site d'Olen : le pre­

mier dans une zone contaminée par le Ra-226, située en bordure de

l^Ancien Bankloop ; le second dans une zone du même terrain, non

contaminée. Un troisième champs servant de "témoin inactif" a

été "exploité" sur le domaine du C.E.N./S.C.K. à Mol.

- 11 -

La méthode d'expérimentation dite "du carré latin" a été ap­

pliquée pour la disposition des parcelles du champs contaminé,

et ce, en raison du degré élevé d'hétérogénéité de la contami­

nation du sol.

La méthode dite des "blocs" a été appliquée pour la disposi­

tion des parcelles des champs d'essais de référence établis,

l'un en zone non contaminée, l'autre à Mol.

Le choix des plantes cultivées a été dicté par l'intérêt écono­

mique de ces végétaux ainsi que par certaines caractéristiques :

type d'enracinement, partie comestible, développement foliaire ;

le but a été de couvrir une gamme d'aliments contaminés aussi

étendue que possible. Des travaux culturaux (préparation du sol,

fumure, etc...) ont été effectués selon les méthodes rencontrées

en pratique courante.

Dans chacune des parcelles, seule la zone médiane a été récoltée

en vue de l'analyse ; les différents organes à analyser ont été

séparés au moment de la récolte.

b) Eï§iïiês_d^es_8ais

Afin de déterminer le taux du transfert du Ra-226 du sol à

l'herbe et ce l'herbe au lait en conditions naturelles, une

prairie temporaire comprenant deux parcelles d'environ 50 ares

chacune a été aménagée au printemps 1966 sur un terrain conta­

miné bordant la rive ouest du Nouveau Bankloop.

Deux vaches ont été mises en pâture durant plusieurs semaines ;

un échantillon de lait de la traite du matin a été récolté

journellement en vue de la mesure du Ra-226, des échantillons

représentatifs de sol et d'herbe étant prélevés la veille de

la mise en pâture.

1.3. 2. 2. Expérimentation en conditions contrôlées

a) Serres sasxss

Les expériences en serre ont été entreprises dans les buts ci-

après :

- 12 -

- confirmer les résultats obtenus en champs d'essais contaminés

en ce qui concerne d'une part, la teneur en Ra-226 des organes

des divers végétaux cultivés et d'autre part, le freinage de

la germination et de la croissance observés chez les végétaux

cultivés sur certaines parcelles contaminées. »

- rechercher par voie expérimentale la cause du freinage précité. J

- préciser les valeurs du facteur de discrimination Ca/Ra en opé­

rant en conditions de milieu bien définies, notamment sur le

substrat contaminé d'une façon homogène.

- estimer la fraction disponible pour la plante du Ra-226 présent

dans un sol contaminé par comparaison avec l'aquiculture "sensu

stricto".

Des expériences ont été réalisées dans des bacs polyethylene,

d'une contenance utile de 150 1 environ. Les végétaux ont été

cultivés sur deux types de substrats : sols provenant de champs

d'essais situés soit en zone contaminée, soit en zone témoin et

solutions nutritives de concentration connue en Ra-226.

D ) ijak°.I§£oi?L§

- Détermination du coefficient de distribution du Ra-226 dans

les sols provenant du site d'Olen. ++

Afin d'évaluer la vitesse relative du mouvement de l'ion Ra

226 par rapport à la vitesse de l'eau de la nappe, la détermi­

nation du coefficient de distribution a été effectuée sur 8

échantillons de sol provenant de la zone non contaminée d'Olen.

Ces échantillons représentent les principaux types de sols ren­

contrés sur èe site, à savoir sable, sable tourbeux-limon,

tourbe (plus de 30 % de matières organiques).

- Relation entre la forme physico-chimique du Ra-226 et la charge

corporelle chez le cobaye.

Du Ra-226 a été administré sous forme de solution (tubage dans

l'estomac) et à l'aide de trois types différents de nourriture.

Au cours de l'expérience, les fèces et les urines ont été re­

cueillies et analysées ; après l'expérience, la dissection des

animaux a été effectuée afin d'étudier la répartition de la

radiocontamination.

- 13 -

1.3. 2. 3. Enqufite alimentaire

Une enquête a été menée en 19Ó7 auprès des exploitants

de six fermes implantées dans le lotissement "De Zegge" *e la

SNPPT. L'origine des aliments consommés ainsi que les h& des

alimentaires de ce groupe d'individus ont été notées. Il ressort

que les aliments à prendre en considération comme source de conta­

mination en Ra-226 sont le lait, la viande, les légumes, les pommes

de terre. On a aussi constaté que les nourissons de ces familles ne

consommaient le lait produit à la ferme qu'à partir de leur sixième

mois.

CONCLUSIONS GENERALES

2 . 1 . CONCLUSIONS SUR LES PLANS SCIENTIFIQUE ET SANITAIRE

2 . 1 , 1. S i t e d 'Olen

2.1. 1. 1. Milieu aquatique

Les observations ont permis de situer le niveau de pol­

lution en radium des cours d'eau influencés per les dé­

charges de l'usine de radium d'Olen.

a) Aneien_Bankloop_

L'étude de l'évolution des teneurs en Ra-226 dans l'An­

cien Bankloop (bras mort terminal), suivie de 1961 à fin

1963, a montré que la répartition {%) du Ra-226 en solu­

tion et du Ra-226 lié aux particules en suspension subit

de grandes fluctuations. Ces variations ne paraissent

liées ni à celles du pH ni à celle de la concentration

en ions Ca . Les valeurs extrêmes des concentrations

en Ra-226 observées ont été respectivement de 300 et

2800 pCi/g de matière en suspension et de 2 et 18 pCi/1

d'eau filtrée.

b) Bankloop_

Ce ruisseau est en fait la décharge de l'usine BIRACO

d'Olen. La contamination des boues du lit varie le long

des 2 km de parcours, de 40 à 500 pCi/g de boue sèche,

l'eau même du Bankloop en contenant de 1 à 7 pCi/1.

A hauteur du confluent avec la Kleine Nete, on observe

une augmentation et la concentration du Ra-226 en solu-

(x)

tion atteint 12 pCi/1 ~ . Comme l'analyse se fait tou­

jours sur de l'eau filtrée dans j.es mêmes conditions,

il faut penser que des phénomènes d'élution s'effectuent

à hauteur de ce confluent.

ua CMA dans ". 'eau potable pour des individus vivant au voisinage d'installations nucléaires est de 10 pCi Ra-226/1.

- 15 -

c' Kleine_Nete

Le rejet du Bankloop entraîne une augmentation de la

radioactivité des boues ; on passe de 0,4 en amont du

Bankloop à 30 pCi/g de boue sèche en aval. Cette in­

fluence du Bankloop se fait sentir sur une distance

assez grande puisqu'à la fin du parcours (27 km du

point de rejet) on note encore à Lier une concentra­

tion de 10 pCi/g de boue sèche. Le rejet de la station

de pompage alimentée par le drain de la zone de la So­

ciété Nationale de la Petite Propriété Terrienne n'a

pas beaucoup d'influence ; on peut en déduire que la

zone drainée ne s'élue que très lentement. En ce qui

concerne l'eau même, si les teneurs en Ra-226 en solu­

tion sont faibles, on peut toujours craindre que des

phénomènes physico-chimiques ne provoquent une libéra­

tion d'une partie de la radioactivité fixée sur les

boues. Une surveillance est recommandée, elle devien­

drait nécessaire dans le cas où de nouvelles industries

devraient déverser leurs eaux résiduaires ou dans le cas

de la reprise de la fabrication de Ra par l'usine d'Olen.

d) Eaux_de_p_uits_domesti5ues

Excepté dans un cas, pour lequel la teneur observée est

de 2,5 pCi Ra-226/1, toutes les valeurs trouvées sont

de l'ordre de grandeur du la teneur en Ra-226 de l'eau

de distribution à Olen (0,25 pCi/1) ou d'autres communes

belges.

e) Eaux_de_guits_de_forage

Une série de forages allant jusqu'à 20 m de profondeur a

été réalisée dans le but d'évaluer la quantité de Ra-226

présente dans les différents champs de versage et de dé­

terminer la distribution entre les phases solide et li­

quide. A part la valeur 27 pCi/1 (champ de versage D„ à

- 16 -

8 m de profondeur), l'eau provenant de ces puits est

contaminée à des concentrations inférieures à la CMA

voisinage (10 pCi/1). On peut conclure que la fixa­

tion du radium dans les couches de sulfate rejeté en

même temps est satisfaisante et que les eaux perco-

lant les champs de versage ne constituent pas un dan­

ger pour la Kleine Nete.

f ) Q£St2isç?<|!_aguatigues

Les organismes aquatiques présentent une contamination

en Ra-226. Le classement des espèces animales étudiées,

basée sur une teneur décroissante en Ra-226 est le

suivant : amphibiens > gastéropodes > insectes aqua­

tiques > poissons.

L'analyse de quelques échantillons de poissons provenant

du Nouveau et de l'Ancien Bankloop et de la Nete a mon-

tré un niveau en Ra-226 inférieur à 5 x 10 Ci/g de

matière fraîche. Toutefois, l'examen des rapports

— et des teneurs en Ra-226 observées chez les am-Ca

phibiens laisse prévoir un niveau de contamination en

Ra-226 des poissons d'°r.viron 2 pCi Ra-226/g dans les

conditions de pisciculture en étang.

En conséquence de cette hypothèse, ce maillon alimen­

taire pourrait constituer un risque si on considère que

l'activité que pourrait ingérer un pêcheur eonsommant

annuellement 5000 g de poisson (moyenne belge) contami­

né au niveau de quelque 2 pCi/g s'élèverait à 0,01 uCi

de Ra-226/an soit l'ingestion admissible pour la popu-

lat'-m avoisinante. Il n'est d'autre part pas exclu que

certains pêcheurs ne consomment des quantités supérieures,

On peut donc conclure que tout aménagement d'étang de

pêche sur les terrains contaminés est à déconseiller.

- 17 -

Chez les plantes aquatiques, l'activité en Ra-226 ex­

primée par rapport à la matière sèche indique des va­

leurs de facteurs de concentration supérieures à l'u­

nité lorsque la boue est prise comme référence et des

valeurs allant jusqu'à 20.000 par rapport à l'activi­

té de l'eau filtrée en Ra-226.

Ces constatations n'entraînent cependant pas de conclu­

sions sur le plan sanitaire parce que ces plantes aqua­

tiques ne sont pas comestibles par l'homme.

2.1. 1. 2. Milieu terrestre

Les zones contaminées par Ra-226 ont été repérées (car­

tes 122.PI) en effectuant des prospections terrestres

et aériennes. L'étude approfondie des zones contaminées

conduit aux conclusions ci-après . v

a) Sgl|

Zone comprise entre la route SNPPT et la Kleine Nete

La contamination due au Ra-226 n'affecte que la couche

supérieure du sol constituée de tourbe et de sable tour­

beux. Des teneurs en Ra-226 allant jusqu'à 1000 fois

celles de sol "témoin" ont été observées. Cette couche

contaminée repose sur une couche argileuse à faible per­

méabilité. Une superficie de 0,66 ha accuse une contami­

nation supérieure à 1000 pCi Ra-226/g sol et 9,12 ha ont

un niveau de contamination compris entre 100 et 1000 pCi

Ra-226/g sol. Le degré d'adsorption du Ra sur la tourbe

est tel que la migration y est extrêmement limitée et

que la situation présente ne sera que peu modifiée avant

plusieurs siècles, même dans l'hypothèse où les condi­

tions actuelles seraient complètement perturbées par

suite d'une destruction de la couche de tourbe et le

dessèchement des zones marécageuses en vue d'un usage

agricole de ces zones.

^o

Champs de versage

La répartition de la contamination dans l'ensemble des

champs de versage est assez hétérogène. Les résultats

des forages montrent que la contamination en Ra-226 est

limitée au champ de versage proprement dit et qu'elle

ne s'étend pas au terrain sous-jacent. Le risque de

contamination de la Kleine Nete par le Ra-226, à partir

des déversoirs, est dans les circonstances actuelles

très faible. Par ailleurs, l'examen du coefficient de

distribution montre que le Ra-226 est présent essen­

tiellement sous forme insoluble; il n'y aura pas de con­

tamination des environs aussi longtemps que les condi­

tions resteront inchangées.

Zone située au sud de l'usine

L'étude de la zone située au sud de l'usine a montré

qu'il existe des îlots contaminés peu étendus dont

l'activité atteint 3 à 4 fois le niveau naturel de la

région. Le maximum d'intensité de dose a été observé

sur une route macadamisée, le niveau d'irradiation est

de l'ordre de 5 R/an (exposition continue). On a cru

un moment pouvoir attribuer cette radioactivité aux

cendrées de centrales thermiques, mais une analyse des

cendrées provenant de quelques centrales du pays exclut

pratiquement une telle hypothèse (valeurs extrêmes des

concentrations en Ra-226 mesurées dans les cendrées :

3,2 et 5,8 pCi/g).

- 19 -

b) Végétauxterrestres

Spontanés

Une grande variété de ces végétaux est rencontrée sur

les endroits contaminés. La contamination de la végé­

tation terrestre est plus faible que celle de la vé­

gétation aquatique, les facteurs de concentration re­

levés sont largement inférieurs à l'unité. Aucune es­

pèce végétale accumulatrice de Ra-226 n'a été observée.

Cultivés

Des échantillons de végétaux récoltés sur le site étaient

contaminés par le Ra-226, les teneurs variant selon

l'espèce végétale et l'endroit de récolte.

Des expériences en champs d'essais, réalisées pendant

cois années consécutives ont permis de comparer l'ab­

sorption du Ra-226 par différentes espèces végétales

placées dans les mêmes conditions de milieu. En géné­

ral, les facteurs de concentration obtenus sont infé­

rieurs à l'unité ; en outre, on a constaté une forte

discrimination contre le Ra-226, en faveur du Ca, dans

le transfert du sol à la plante. L'expérience en serre

a confirmé, en les précisant, les valeurs obtenues en

champs d'essais. Ces expériences ont aussi montré que

la contamination de la partie aérienne des végétaux

est due essentiellement aux processus d'absorption et

de translocation du Ra-226 au sein du végétal et non à

la contamination directe par les poussières de l'air

du site.

En ce qui concerne la possibilité de culture en zone

contaminée, la toxicité chimique des déchets industriels

rejetés rend impropre à la culture environ 2,3 ha du

site ; à noter que les graminées sont moins sensibles à

cette toxicité chimique que les légumineuses. Cette

- 20 -

toxicité se manifeste notamment par des effets radio-

mimétiques ; il a été vérifié que le Ra-226 présent

dans le sol superficiel du site est à une concentra­

tion beaucoup trop faible pour induire des effets

radiobiologiques tels que le freinage de croissance,

chlorose partielle, etc.. La mise en culture de la

zone contaminée entraînerait une dispersion, due à

l'exportation par les plantes d'une quantité de Ra-226

inférieure à 1 Z , par an de la quantité présente dans

le sol.

Types d'exploitation des zones contaminées

En cas de proposition de mise en culture des zones con­

taminées, il serait préférable d'affecter celles-ci à

des pâtures (permanentes ou temporaires) plutôt qu'à

des cultures de végétaux directement consommés par

l'homme, afin de profiter de la discrimination opérée

par l'animal (R.O. Lait/Plante = 0,06) dont l'orga­

nisme assimile le calcium de préférence au radium. Les

niveaux d'activité du lait seraient compris entre 2 et

20 pCi Ra-226/1 et la quantité totale de lait produite

dans ces zones serait :

- sur la base de la matière sèche (fourrage) produite :

170.000 litres dans le secteur 1

60.000 litres dans le secteur 2

- sur la base des normes habituelles (1 vache/ha et

production annuelle de 3.000 à 4.000 litres par

vache) :

80.000 litres dans le secteur 1

30.000 litres dans le secteur 2

Remarquons cependant que le lait produit sera impropre

à la consommation par des enfants en bas âge.

- 21 -

L'ingestion maximale par jour est, pour les personnes 7 (x)

professionnellement exposées de 1,10 uCi/ml ce

qui, sur la base d'une consommation de 2.200 ml par

jour, entraîne une ingestion de 220 pCi de Ra-226

par jour.

Pour les populations avoisinantes, ces valeurs sont

réduites au 1/10 (20 pCi/jour) et pour les enfants

en bas âge pesant le lf10 du poids d'un adulte, il est

logique de n'admettre que 2 pCi/jour. Dès lors, un en­

fant de 6 mois buvant 0,9 1 de lait par jour, la con­

centration maximale admissible dans le lait sera de

2 pCi/1. \XX ƒ V XXX)

L'étude du transfert sol-herbe et herbe-lait

permet de dire que l'exploitation dans les zones con­

taminées à des fins de pâture peut entraîner la produc­

tion d'un lait où la radioactivité due au Ra-226 serait

de 1,5 à 15 pCi/1 et donc un dépassement des niveaux ad­

missibles.

c) Animaux

Faune

Aucun contrôle systématique de la contamination du gi­

bier n'a pu être effectué. Les quelques animaux (rats

musqués, faisans, échassiers) mesurés présentaient une

teneur en radium inférieure à A pCi/kg de matière

fraîche.

(x)

(xx)

(xxx)

Moniteur 16 mai 1963

OR - moyen 0,10

OR : 0,06

Animaux domestiques et produits animaux

Des concentrations en Ra-226 allant jusqu'à 2,4 pCi/g

de matière fraîche ont été observés dans le squelette

d'animaux de basse-cour. Des valeurs d'environ 15 pCi

de Ra-226 par oeuf (coquille exclue) ont été observées

ce qui représente 100 fois le niveau observé dans les

oeufs produits dans les zones témoins. Pour le lait,

les valeurs observées sont, sauf dans un cas, infé­

rieure à 1 pCi/1.

d) Evaluâtign__^§_l^ing|stion_§nnuelle_ma^

!§=K§g2isch_Kanaal_et=la_route^

Le calcul de cette ingestion actuelle basé d'une part

sur les concentrations maximales en Ra-226 des produits

agricoles récoltés sur le site et d'autre part sur

l'hypothèse que l'individu ne consomme que les aliments

les plus contaminés observés sur le site. Le régime

alimentaire considéré est celui retenu dans l'étude de

la radiocontamination de la chaîne alimentaire en

Belgique.

On constate que la contribution majeure est due aux vé­

gétaux comestibles. L'ingestion annuelle hypothétique est

environ 100 fois plus élevée que l'ingestion annuelle

de Ra-226 par le régime alimentaire évalué pour quatre

villes des U.S.A. Par ailleurs, suivant l'TCRP, la

charge corporelle pour des personnes professionnellement

exposées est de 0,1 uCi de Ra-226 en 40 ans. Cette

charge sera pour la population avoisinante de 0,01 uCi

ce qui correspond à une ingestion de 6.250 pCi/an. Dans

l'hypothèse de l'ingestion maximale actuelle, on arrive

à des valeurs 20 fois trop élevées.

Toutefois, il est raisonnable d'admettre que l'exploi­

tant agricole ne pourra jamais absorber qu'une faible

fraction de cette rddioactivité maximale étant donné

- 23 -

que la portion de terrain contaminée au niveau envisagé

ne constitue qu'une bande de terrain et ne représente

donc qu'une partie réduite de la surface cultivable

dont il dispose.

INGESTION ANNUELLE MAXIMALE DE Ra-226

Aliment

Lait

Viande

Volaille

Légumes

Pomme de terre

Oeufs

Quantité con­sommée par individu kg/an

131,4

53,7

8,2

56

122

18

Activité maximale

pCi Ra-226/kg de matière fraîche

7

0,1

150

1.200

400

300

Ingestion maximale

pCi Ra-226/an

920

5,4

1.230

67.200

48.800

5.400

123.555

e ) i=ii=-£=2C_iê_Ili2§§§£igg_iDîiuÊllê_^Ê_iizl26__provenant

vidusm£Famille â l i ïP . !2*»â- -= i§ - i«2 i -=- - - i -==~2Ss- i i

5güË_Si|uée_entre_lasrwte_SJNPPT_et-la=Kle

.1 er s ec t eur .

Le régime alimentaire de ce groupe est supposé identi­

que à celui servant de base à l'étude de la radioconta-

mination de la chaîne alimentaire en Belgique (1)

(1) G.E.Cantlllon, Archives Belges de Médecine Sociale, Médecine du Travail et Médecine Légale, n° 9-10, 1965 et n° 1, 1968.

- 24 -

Deux cas sont considérés :

(1) hypothèse d'ingestion maximale :

pour chacune des catégories d'aliments produits ou

pouvant être produits à la ferme, l'exploitant ne

consommerait que ces aliments. Les valeurs maxima­

les des teneurs estimées du sol en Ra-226 sont u-

tilisées.

(2) hypothèse d'ingestion probable :

le régime alimentaire de l'exploitant n'est consti­

tué qu'en partie des produits de sa ferme ; pour le

reste il s'approvisionne à l'extérieur. Les valeurs

utilisées comme teneurs en Ra-226 du sol labouré,

sont les valeurs moyennes.

(1) Hypothèse d'ingestion maximale

Les données permettant le calcul de l'ingestion an­

nuelle de Ra-226 sont mentionnées sous forme de ta­

bleau. On arrive à une ingestion d'environ 1 uCi

Ra-226/an. A titre de comparaison, l'ingestion an­

nuelle de Ra-226 par le régime alimentaire évaluée

par Michelson^' pour la diète totale de quatre

villes des Etats Unis est de 1.000 pCi, le maximum

étant de 1.600 pCi et le minimum de 800 pCi.

En Allemagne, Muth^' admet une valeur de 3 pCi/

jour, soit une valeur analogue à celle des Etats

Unis.

Par ailleurs, suivant l'I.C.R.P. (International

Commission for Radiological Protection), la charge

corporelle pour des personnes professionnellement

exposées est de 0,1 uCi de Ra-226 en 40 ans.

Michelson, Health Physics, Vol.5, p.229 (1961)

(2) Muth, Health Physics, Vol.2, p.239 (1960)

- 25 -

Cette charge sera pour la population avoisinante

(A.R. du 28 février 1963) de 0,01 uCi. Donc on

peut estimer en tenant compte de l'organe critique

du coefficient de transfe:t, que cette charge de

0,01 uCi correspond t une ingestion de 0,25 uCi en

40 ans, soit 6.250 p€i/an. Dans l'hypothèse de l'in­

gestion maximâle, on arrive donc à une ingestion

170 fois trop élevée.

Hypothèse d'ingestion probable

Une enquête portant sur l'origine des aliments con­

sommés dans six familles d'exploitants de fermes im­

plantées dans le lotissement "De. Zegge" a permis

de déterminer les aliments qui doivent être pris en

considération pour évaluer l'ingestion annuelle

probable chez ces exploitants agricoles. L'ingestion

annuelle probable s'élève à 8.662 pCi Ra-226, soit

1,4 fois la valeur admise pour la population du

voisinage.

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Aliment

Lai t

Fromage

Viande

V o l a i l l e v X )

Poisson

Légumes

F r u i t s

Pommes de t e r r e _ r (xx) Oeufs _ . (xxx) Fa r ine

Eau ( p u i t s )

B iè re

Quant i t é consommée / ind iv idu

(kg/an)

131,4

5 , 8

53,7

8,2

5

56

56

122

18

81

?65

114

Concent ra t ion maxi­male (pCi Ra-226 / kg ma t i è r e f r a î che )

20

120

2

150

2.000

2.500

?

250

300

11.000

0 , 4

?

Inges t i on annue l l e (pCi Ra-226)

2.628

696

107

1.2 30

10.000

140.000

?

30.500

5.400

891.000

146

?

1.081.707 s o i t

1,08 pCi Ra-226/an

3 09 rt» co

o 3

tu X

H-

I CD

25

M

C/2

r-H

M

o

>3 (o I

NS

S

o

g rt n

w

o

o C/5

EVALUATION DZ L'INGESTION ANNUELLE DE Ra-226 POUR UN GROUPE CRITIQUE D'INDIVIDUS

Ingestion probable

Aliment

Lait

Viande

Légumes

Pommes de terre

Quantité consommée/ individu (kg/an)

131,4

53,7

56

122

Concentration moyenne pCi Ra-226/kg matière

fraîche

Ingestion annuelle pCi Ra-226

1

0,1

125

12,5

131,4

5,4

7.000

1.525

8.662

to

(x) Le3 nouveaux-nés ne consomment le lait produit à la ferme qu'à partir de l'âge de six mois environ.

- 28 -

Site de Tessenderlo

1. Milieu aquatique

Les observations ont permis de situer le niveau de pol­

lution en radium des cours d'eau concernés par les dé­

charges des usines P.C.L. et P.C.T.

a) Rivière

Les rejets de ces usines entraînent une augmentation de

la radioactivité des boues des cours d'eau récepteurs

des bassins de la Grote Nete et du Demer. Des contami­

nations ont été trouvées en chacun des points de pré­

lèvement jusqu'à 50 km en aval des décharges. La ra­

dioactivité des boues du Demer passe de 1 pCi/g en amont

à 300 pCi Ra-226/g en aval. L'activité moyenne des boues

à l'endroit de la décharge est environ le double de

celle de la Grote Nete. L'analyse de l'eau filtrée pré­

levée dans les cours d'eau récepteurs et les rivières

les recevant, montre que la teneur en Ra-226 de ces

eaux atteint respectivement : Grote Laak 27 et Demer

11 pCi/1. La répartition (%) du Ra-226 en solution et

du Ra-226 lié aux particules en suspension a été déter­

minée en quelques endroits : au niveau des décharges

n° 3 (Grote Beek) et n° 5 (Winterbeek), plus de 97 % du

Ra-226 se trouve sous forme soluble, mais à quelques km

en aval de la décharge n° 5, la répartition est à peu

près égale entre les deux formes de Ra-226.

Les matières en suspension fixent donc une partie du

Ra-226 qui se trouvait en solution, ce phénomène ex­

plique la radioactivité trouvée dans la boue du lit

des rivières du site. Le dépôt de ces matières en sus­

pension est favorisé par certaines conditions : ob­

stacles, confluent, etc..., d'où l'allure des graphi-

- 29 -

ques de contamination du lit des cours d'eau.

Généralement, les boues recueillies par carottage mon­

trent que la contamination est superficielle. Il a été

constaté dans le Demer, par ailleurs, que ia radioacti­

vité des sédiments diminue beaucoup plus rapidement

avec la distance que dans la Grote Nete, alors que la

radioactivité des décharges initiales est beaucoup plus

élevée dans le bassin du Demer : l'interprétation de

cette différence n'a pu être donnée jusqu'à présent, de

nombreux facteurs intervenant.

b) ifux_de_2uits

Les échantillons d'eau provenant de puits d'alimenta­

tion des fermes situées le long des cours d'eau étudiés

montrent des teneurs en Ra-226 s'échelonnant de 0,04 à

1,8 pCi/1 alors que la limite est de 10 pCi Ra-226/1

(CMA population avoisinante).

c ) QlSiïîisçcs_aç[uatiques

Les eaux déversées dans les cours d'eau possèdent une

teneur en sels très élevée où dominent les ions Ca*"*"

et Cl". La flore de ces cours d'eau est considérable­

ment appauvrie par cette salinité élevée que seules

certaines espèces végétales paraissent capables de

supporter. Le maintien d'une vie animale dulcicole

est hautement improbable dans ces eaux jusqu'au con­

fluent avec la Grote Nete et le Demer. Des niveaux de

contamination en Ra-226 supérieurs à celle de la boue

ont été constatés pour quelques échantillons de végé­

taux aquatiques fixés.

- 30 -

2. Milieu terrestre

Comme dans le cas du site d'Olen, les zones du site de

Tessenderlo contaminées par Ra-226 ont été délimitées

en effectuant des mapping terrestres et aériens. Cette

dernière méthode s'est avérée très précieuse étant

donné l'étendue de la zone à couvrir. Le résultat du

survey aérien indique que les zones contaminées princi­

pales sont limitées aux bassins de décantation et aux

aires de stockage des phosphates bruts.

a) Sols

La zone des bassins de décantation mise à part, la con­

tamination du terrain est généralement limitée à une

bande de 5 m de largeur à partir de chacune des berges

des cours d'eau récepteurs. Cette contamination est

due vraisemblablement aux boues de curage ; la couche

superficielle (0-25 cm) est la rlus contaminée (350 pCi/

g de boue sèche). Il pourrait en résulter une contami­

nation des pâtures riveraines par suite de la dispersion

des boues de curage.

b) Végétaux_te.rre.itres

Spontanés

Ces végétaux sont essentiellement représentés par des

espèces rudérales. La contamination de la végétation

terrestre est plus faible que celle de la végétation

aquatique.

Cultivés

Des teneurs en Ra-226 variant de 0,63 à 5,14 pCi/g

matière sèche ont été trouvées dans les végétaux culti­

vés provenant des champs et prairies bordant directe­

ment à la Grote Beek. et le Winterbeek (zone de 5 m).

c) Animaux

Les résultats de mesures du Ra-226 des deux produits

d'origine animale contrôlés (lait et oeufs) montrent

que les teneurs varient respectivement de 0,2 à 0,5

pCi/1 lait et de 0,14 à 1,58 pCi/oeuf.

A noter que l'herbe, poussant sur les boues de curage

ayant une activité de 350 pCi Ra-226/g boue sèche, con­

duirait à une contamination du lait d'environ 60 pCi/1,

soit 30 fois la concentration maximale admissible pour

les jeunes enfants et cela dans le cas particulier où

une vache ne pâturerait que la bande de terrain conta­

minée par les boues de curage, ce qui est très peu

probable.

d) Eva luation_de_l^ingestion_annuel 1 e_maximale_de_Ra;;226

gOur_àgs_individus_vivant_le_long_du_G

Winterbeek

Le nombre réduit de données significatives sur les con­

centrations observées dans les denrées agricoles ne

permet pas une évaluation valable de l'ingestion annu­

elle maximale.

- 32 -

2. CONCLUSIONS SUR LE PLAN PRATIQUE ET ADMINISTRATIF

2. 1 . S i t e d ' O l e n

Les conclusions suivantes ont un caractère essentielle­

ment pratique et sont basées sur les conclusions scien­

tifiques énoncées au point 2.1. Elles supposent qu'aucun

rejet de radioélément n'a eu lieu depuis la fin de l'é­

tude (1967).

2. 1. 1. Bankloop

Le ruisseau, tel qu'il est aménagé actuellement, ne

présente pas de risque pour la population. Néanmoins,

les boues de curage ont montré aux endroits les plus

radioactifs et notamment le long du tronçon MN (plan

1.1.1./PI) une intensité de débit de dose atteignant

en certains points 4 fois celle admise en dehors des

zones contrôlées. Bien que cette irradiation ne soit

à considérer que pour des personnes qui séjourneraient

un temps relativement long en ces endroits, il faut

tenir compte des irradiations internes et externes que

ces mêmes personnes peuvent subir. En conséquence, il

est recommandé de faire un survey des nouvelles boues

déposées le long des berges après chaque curage.

2. 1. 2. Kleine Nete

Des phénomènes physicochimiques pouvant provoquer une

libération d'une partie de la radioactivité fixée sur

les boues, une surveillance de l'eau de la Kleine Nete

est recommandée. Elle deviendrait nécessaire dans le

cas où de nouvelles industries déverseraient leurs

eaux résiduaires dans la rivière ou si l'usine d'Olen

reprenait la fabrication du radium.

- 33 -

2.2. 1. 3. Zone comprise entre la Kleine Nete et la route SNPPT

C'est dans cette zone (plan l.i.l./PI) que se trouvent

les terrains les plus contaminés. Sur un total de 94 ha

que comprend cette zone, 22 ha sont contaminés mais à

des niveaux différents. La situation peut être schéma­

tisée comme suit :

Z2n|_où_la_çonta^mination_du_sol_est

§ugérieu:re=|_li0QQ_BCiZ:S=^e:=|5l 0,66 ha

Ce 0,66 ha se trouvent dans une zone de

2,3 ha où la présence de cobalt rend

l'exploitation laitière impossible.

Zone_où_la_çontamination_du_sol_est

£21EEise_entre_100_et_ligOO_2Çi/_g_de_sol 9,12 ha

Le lait produit dans cette zone aurait

une activité supérieure à 15 pCi/1.

Zone_où_la_çgntamination_du_sgl_est

Le lait produit dans cette zone aurait

une activité comprise entre 1,5 et

15 pCi/1.

Total environ 22 ha

R e c o m m a n d â t i o n s

l ) &?_poiT\t_de^ vue a_g£onomi<ju£

Dans les zones contaminées, il ne faut pas cultiver

de légumes ni de céréales destinées à la consommation

humaine directe.

a) A l'est du N0uveau Bankloop

- Combler l'Ancien Bankloop et réaliser un labour

profond sur une largeur de 50 m, dans la zone

située à l'est de l'Ancien Bankloop.

- 34 -

- Boiser l'espace comprise entre l'Ancien et le

Nouveau Bankloop.

b) A l'ouest du Nouveau Bankloop

Ce terrain montre des zones où les niveaux de con­

tamination sont différents mais suffisants pour

produire une herbe dont l'utilisation entraîne­

rait la production d'un lait où l'activité due

au radium-226 serait comprise entre 1,5 et 15

pCi/1.

En conséquence, il est recommandé de

- n'autoriser la mise en pâture du bétail qu'après

avoir vérifié l'activité du radium transférée

dans le lait. j

- assurer pendant un certain temps une surveil­

lance du lait produit sur ces terrains ainsi que

de l'herbe et du foin récolté*.

2) au_p£int._d£ \rue_ £i£c cult_;ir_e

Tout aménagement de terrain de pêche sur les terrains

contaminés est déconseillé.

4. Zone comprise entre le Kempisch Kanaal et la route SNPPT

La contamination par le radium ne pose pratiquement pas

de problèmes étant donné que la contamination se limite

à une étroite bande de terrain le long du Bankloop.

5. Eaux de puits

Situation normale.

6. Champs de versage

Le risque de contamination de la Kleine Nete par le

radium contenu dans les déversoirs est, dans les cir­

constances actuelles, très faible.

- 35 -

2.2. 2. Site de Tessenderlo

Les conclusions énoncées ci-dessous sont basées sur la

situation existant à la fin de l'étude (1967).

2.2. 2. 1. Rivières

Les valeurs de la radioactivité due au radium observées

dans le Grote Laak (27 pCi/1) et dans le Demer

(11 pCi/1) sont supérieures aux normes "eau potable

voisinage" (10 pCi/1). Etant donné que le Grote Laak

est un affluent de la Grote Nete il est recommandé de

mesurer périodiquement l'activité du radium dans le

Grote Nete ainsi que dans le Demer.

2.2. 2. 2. Eaux de puits

Situation normale.

2.2. 2. 3. Milieu terrestre

Les principales zones suspectes ou contaminées sont

limitées aux bassins de décantation et aux aires de

stockage des phosphates bruts. Ces contaminations ne

présentent pas de problèmes pour la santé publique

et les risques de dispersion par les eaux de décharge

sont faibles. En effet, de part et d'autre des rives

des cours d'eau récepteurs des décharges, la contami­

nation se limite à une bande de terrain de 5 mètres.

Aucune action particulière n'est recommandée.

2.2. 2. 4. Faune et flore

La composition chimique des eaux déversées dans les

cours d'eau a considérablement appauvri la flore dans

le Grote Beek et le Winterbeek. Le maintien d'une vie

animale dulcicole est hautement improbable. Aucune

action n'est recommandée dans le cadre de l'étude

effectuée.

- 36 -

R E M E R C I E M E N T S

Les éditeurs remercient vivement les membres du Comité de Gestion

représentant le Ministère de la Santé Publique, la Métallurgie

Hoboken, les Produits Chimiques du Limbourg et le Centre d'Etude

de l'Energie Nucléaire, pour l'intérêt témoigné tout au long de

l'étude intérêt qui s'est traduit par les importants moyens

financiers mis à la disposition du Comité scientifique pour la

realisation du programme d'étude.

Les remerciements des éditeurs vont aussi aux personnes qui ont

apporté leur concours à l'élaboration du rapport final : Madame

C.Stiévenart a su refondre dans un style homogène les diverses

contributions ; Madame G.Varutti s'est chargée de la dactylogra­

phie et de la mise en page soignées, enfin le Service Edition a

fourni un travail de haute qualité très apprécié.

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ETUDE DU CYCLE BIOLOGIQUE PARCOURU PAR LA RADIOACTIVITE

R. KIRCHMANN, A. LAPONTAINE, G. CANTILLON, R. BOULENGER

Volume II

Annexe Technique

BLG 477

TABLE DES MATIERES

COMPOSITION DU STAFF 2.

LISTE DES ABREVIATIONS 3.

I. PROSPECTION RADIOLOGIQUE 4.

1.1. Introduction 6.

1.1.1. But 6.

1.1.2. Moyens 7.

1.1.3. Bassins étudiés 9.

1.1.4. Choix des endroits pour les mesures et le carottage 10.

1.2. Site d'Olen 11.

1.2.1. Eaux 11.

1.2.2. Sols 16.

1.3. Site de Tessenderlo 22.

1.3.1. faux 22.

1.3.2. Sols 26.

226 II. ETUDE PHYSICO-CHIMIQUE DE LA DISPERSION DU Ra

SUR LE SITE D'OLEN 28.

2.1. Evolution de la radioactivité sur le site de la S.N.P.P.T. 28.

2.2. Evolution de la radioactivité déposée sur les terrains de versage 31.

III. FLORE 34

3.1. Introduction 35.

3.2. Site d'Olen 36.

3.2.1. Influence du déversement des effluents d'usine sur la végétation 36

3.2.2. Les niveaux de contamination de la végétation 38.

3.3. Site de Tessenderlo 39

3.3.1. Influence du déversement des effluents d'usine sur la végétation 39

3.3.2. Niveaux de contamination de la végéta­tion spontanée 40

IV. FAUNE 41

4.1. Introduction 42

4.1.1. Buts 42

4.1.2. Méthodes 42

4.2. Expérimentation 43

4.3. Site d'Olen 44

4 . 4 . S ice de Tessenderlo 46

V. ETUDES AGRONOMIQUES 47

5.1. Introduction 49

5.2. Expérimentation .SO

5.2.1. En conditions naturelles 50

5.2.2. En conditions contrôlées 54

5.3. Site d'Olen 58

5.3.1. Niveaux de contamination des produits agricoles 58

5.3.2. Evaluation de la situation future dans l'hypothèse de la mise en culture de zones contaminées 62

5.4. Site de Tessenderlo 69

5.4.1. Niveaux de contamination des produits agricoles 69

5.4.2. Evaluation de la situation future 72

c, '" r .J . .7 Contribution des engrais phosphatés au cycle biologique du 2 2 6 R a et de l'uranium naturel 73

VI. ENQUETE H.-MAINE

6.1. Introt'ietion

6.2. Analyse des dents

6.2.1. Dints de lait

6.2.2. Denw.s définitives

226

6.3. Evaluation cc l'ingestion annuelle de Ra provenant du végime alimentaire, pour un groupe critiq e d'individus

6.3.1. Hypothèse d'ingestion maximale

6.3.2. Ingestion probable

6.4. Irradiation exterr.%

VII. TECHNIQUES DE MESURE 226

7.1. Mesure du Ra dans elvers échantillons

7.1.1. Spectrométrie gaina

7.1.2. Méthode radiochimique

7.2. Mesure de l'uranium naturel dans les phosphat calciques bruts

.2.1. Irradiât ion

7.2.2. Séparation chimique

7.3. Prospection radiologique aérienne

7.4. Techniques ?utoradiographiques et histoautoradiographiques

7.4.1. Préparation des sujets à autoradlographler

7.4.2. Estimation de la durée d'exposition

7.4.3. Exposition

7.4.4. Développement

7.4.5. Techniques du freeze substitution

VIII. CARTES ET PLANS

COMPOSITION DU STAFF

Prospection Radlologique

Scientifique : R.Boulenger , J.Bouquiaux , G.Cantillon' ', 4- + + +

R.Kirchmann , X.de Maere , A.Osipenco , W.Maes .

Technique : G.Desprez , E.Fagniart , C.Van der Meeren , I.Souffriau

Physico-chimie du sol

Scientifique : L.Baetslé , W.Maes

Technique : I.Souffriau

Flore

Scientifique : P.Demalsy +

Technique L.Naets

Faune + | î

Scientifique : O.Van der Borght , L.Bugyaki

Technique : J.Ghesquière , S.Van Puytnbroeck

Etudes agronomiques

Scientifique : R.Kirchmann

Technique X.Dalschaert , J.Mousny , E.Fagniart

Enquête humaine

Scientifique : R.Boulenger , E.Di Ferrante , A.ûroissart 1 i 4. i i

A.Lafontaine , R.Kirchmann , R.Hobin , +

O.Van der Borght , E.Verhamme + +

Technique : E.Bonnijns , E.Fagniart

Techniques de Mesures

Scientifique : R.Boulenger , J.Colard ,G.Koch

Technique ï J.Baton , E.Blok , F.Staes , P.Vermeire , J.Vynckier+

+

+-H-

: Centre d'Etude de l'Energie Nucléaire (CEN-SCK)

: Ministère de la Santé Publique

: Métallurgie Hoboken

: Euratom

: Contrôle Radioprotection (CORAPRO) (précédemment CEN)

3.

LISTE DES ABREVIATIONS

Société Nationale de la Petite Propriété Terrienne

Produits Chimiques du Limbourg

Produits Chimiques de Tessenderlo

Métallurgie Hoboken

coup par seconde

matière sèche

Nord

Sud

Est

Ouest

activité / g de ca Rapport observe s —_. .„* / .

r activité / g de ca

lcium de l'échantillon g de calcium du précurseur

„ _ , ^ ^s activité /e de matière sèche Facteur de concentration = ——:—- , , g •. T-TT •; T77

activité / g du milieu de référence

(milieu de référence : sol, eau, boue, ...)

pico Curie (10_12Ci)

micro Curie (10" Ci)

litre

gramme

4.

I . PROSPECTION RADIOLOGIQUE

1 . 1 . I n t r o d u c t i o n

1.1.1. But

1.1.2. Moyens

1.1.3. Bassirs étudiés

1.1.4. Choix des endroits pour les mesures et le carottage

1.2. Site d'Olen

1.2.1. Eaux

1.2.1.1. Prospection radiologique des cours d'eau

1.2.1.1.1. Ancien Bankloop

1.2.1.1.2. Bankloop

1.2.1.1.3. Kleine Nete

1.2.1.2. Eaux de puits

1.2.2. Sols

1.2.2.1. Prospection radiologique des terrains

1.2.2.1.1. Bankloop et canal de drainage

1.2.2.1.2. Champs de versage

1.2.2.2. Prospection radiologique par hélicoptère

1.3. Site de Tessenderlo

1.3.1. Eaux

1.3.1.1. Prospection radiologique des cours d'eau

1.3.1.1.1. Bassin de la Grote Nete

1.3.1.1.2. Bassin du Demer

1.3.1.2. Eaux de puits

1.3.1.2.1. Zone du Grote Beek

1.3.1.2.2. Zone du Winterbeek

Sols

1.3.2.1. Prospection radiologique des terrains

1.3.2.1.1. Rives du Grote Beek

1.3.2.1.2. Rives du Winterbeek

1.3.2.2. Prospection radiologique par hélicoptère

1.3.2.2.1. Rives du Winterbeek et du Demer

1.3.2.2.2. Zones 1 et 2 du site de Tessenderlo

6.

I. PROSPECTION RADIOLOGIQUE

1.1. INTRODUCTION

1.1. 1. But

En juin 1< tO, MM.Bouquiaux et Mertens ont signalé dans leur

rapport intitulé "Enquête à Olen" que le ruisseau Bankloop utilisé

par l'usine "Métallurgie Hoboken" pour l'évacuation de ses effluents

liquides vers la rivière Kleine Nete, était sujet à des débordements

périodiques et que les inondations ainsi provoquées causaient une radio-

contamination de l'environnement. L'usine d'Olen de la "Métallurgie

Hoboken" traite des minerais uranifères depuis une quarantaine d'années

pour la production de radium-226. C'est ainsi qu'une étude détaillée de

la radiocontamination dans la région d'Olen a été entreprise ; cette

étude s'est ensuite étendue à la région de Tessenderlo où les usines

"Produits Chimiques de Tessenderlo" (dénommée ci-après P.C.T.) à

Tessenderlo et "Produits Chimiques du Limbourg" (dénommée ci-après

P.CL.) à Kwaadmechelen effectuent des rejets dans des cours d'eau de

la région désignée ci-après "site de Tessenderlo" (voir 1.3.). Ces

usines traitent pour la production d'engrais des minerais phosphatés

légèrement uranifères.

Pour la région d'Olen, le plan 1.1.1./PI permet de suivre le

tracé du Bankloop et de situer les terrains sur lesquels une partie du

programme a été réalisée. Le Bankloop sort de l'usine au point A. En B,

il franchit la route Lichtaart -Olen et en C, après avoir reçu sur la

droite un ruisseau appelé Meirenloop, il bifurque vers le Kempisch

Kanaal qu'il franchit en siphon. Après être repassé à l'ouest de ia

route Lichtaart - Olen en D, le Bankloop longe un chemin pendant près de

600 mètres, puis il contourne la ferme située au point E et se dirige

vers la route construite par la Société Nationale de la Petite Proprié­

té Terrienne (S.N.P.P.T.). Avant 1960, le Bankloop se dirigeait directe­

ment vers la Kleine Nete à partir du point F ; il suivait le tracé FH

indiqué en pointillé sur le plan. Ce trajet, abondonné depuis, consti­

tue actuellement un bras mort appelé dans les pages suivantes "Ancien

Bankloop" . Un nouveau tracé, canalisé, MN, Appelé dans le texte qui

7.

suit "Nouveau Bankloop" a été construit à l'ouest du bras mort. L'ap­

pellation "Bankloop" désigne donc le ruisseau entre les points A et N,

en suivant dans la partie terminale, le tracé du Nouveau Bankloop.

Ajoutons que le terrain compris entre la route de la S.N.P.P.T. et la

Kleine Nete est drainé par le canal PQ qui passe en siphon sous le

Nouveau Bankloop, et coupe l'Ancien Bankloop en deux tronçons distincts

FG et GH. Une station de pompage (plan 1.2.2./P5 ) permet de refouler

les eaux drainées dans la Kleine Nete, en un point situé en amont du con­

fluent Bankloop - Kleine Nete.

Le tracé du Nouveau Bankloop a permit» de rehausser les berges

et d'éviter la dispersion des eaux dans l'environnement lors des périodes

de crue ou de fortes pluies ; cependant, au cours de l'hiver 1960-1961,

les berges du Nouveau Bankloop cédèrent à hauteur du canal de drainage

ce qui entraîna une nouvelle dispersion des eaux du Bankloop.

L'étude entreprise dans la région même de l'usine d'Olen s'est

progressivement étendue d'abord, aux champs de versage situés au nord du

Kempisch Kanaal, puis à la Kleine Nete.

En ce qui concerne la région de Tessenderlo, les rejets li­

quides des usines P.C.T. de Tessenderlo et P.CL. de Kwaadmechelen

aboutissent dans les bassins de la Grote Nete et du Demer. La radiocon-

tamination de ces cours d'eau a donc fait l'objet d'une étude analogue

à celle entreprise dans la région d'Olen (voir 1.3.).

La prospection radiologique dans les cours d'eau vise à déter­

miner la radioactivité de l'eau et des boues formant le lit des rivières

ainsi que la répartition en profondeur de cette radioactivité dans le

terrain sous-jacent. Cette prospection a permis d'évaluer en 3 ans, l'im­

portance et la dispersion de la radiocontamination sur une distance rela­

tivement grande ( de 30 à 50 km).

1.1. 2. Moyens

Le matériel utilisé pour cette prospection comprend :

- pour la détermination de la ï*dlo«ctivité^des_boues_du_lit_des^rivières:

un scintillator portatif Berthold type LgS/B dont le détecteur peut

être immergé. L'unité de mesure utilisée est le coup par seconde (eps);

la stabilité de l'appareil est vérifiée plusieurs fois par jour & l'aide

226 d'une source étalon scellée de Ra.

8.

- pour l'étude de la répartition en profondeur de la radioactivité dans

le fond des rivières :

un carottier monté soit sur une remorque de jeep, soit sur barge, se­

lon la largeur du cours d'eau à prospecter. Ce carottier permet de

recueillir des échantillons du lit de la rivière compris entre les

niveaux -10 et -100 cm. La carotte ainsi obtenue est divisée en 3

ou 4 tronçons correspondants aux différentes couches de terrain tra­

versées : débris végétaux, sable, argile. En beaucoup d'endroits,

des travaux de curage ou des rectifications du cours d'eau ont modifié

l'aspect initial du site et le fond naturel se trouve à des niveaux

différents.

226

La teneur en Ra des boues obtenues par carottage est dé­

terminée par l'analyse spectrornétrique y de l'échantillon telle qu'elle

est décrite dans le chapitre 7 "Techniques et mesures" . Les résultats

sont exprimés er pCi / g matière sèche.

Les résultats de la prospection radiologique des cours d'eau

sont reportés sur des graphiques à double ordonnée (1.2.1./G 1 à 1.2.1./

G 3 et 1.3.1. /Gl et 1.3.1./G 2 ) . A droite on lit le nombre de coups

par seconde enregistrés au scintillateur Berthold et représentés sur le

graphique par les traits pointillés (l'échelle s'étend de 10 cps à

10 cps) ; à gauche on lit le nombre de pCi de Ra contenus dans un

gramme de boue sèche, représentés sur le graphique par les traits conti-3

nus (l'échelle s'étend de 1 à 10 pCi/g de matière sèche).

La prospection radiologique des terrrins situés de part et

d'autre de certains cours d'eau ainsi que des champs de versage a été

effectuée le plus souvent à l'aide d'un scintillateur y CEN à gros

cris toi (4"x5") et plus rarement à l'aide du scintillateur Berthold.

Une comparaison du rendement des deux scintillateurs faite sur le

terrain a montré que, dans les mômes conditions de travail, le rende­

ment du scintillateur CEN est trois fois plus élevé que celui du

Berthold. De toute manière, dans le texte qui suit, il est toujours

fait mention du type de scintillateur utilisé.

9.

En résumé, pour les cours d'eau, deux méthodes de travail ont

été utilisées : l'une par la mesure en laboratoire de l'activité en ra­

dium d'échantillons prélevés, l'autre par comparaison au scintillaceur

des zones à prospecter et des zones où étaient prélevés les échantillons.

Il est à noter que les résultats donnés par le scintillâteur

n'évoluent pas toujours de la même façon que ceux donnés par l'analyse

des boues, parce que :

1) le rendement du scintillateur varie selon la profondeur où la radio­

activité est localisée dans la boue ; en effet, on a vérifié que

lorsque la couche contaminée en radium est localisée à plus de 15 cm

de profondeur, la réponse du scintillateur est de l'ordre de 6 % de

ce qu'elle était pour une contamination en surface4

2) les résultats de l'analyse des boues proviennent de la mesure de

carottes qui ne sont pas toujours tronçonnées de la même façon.

La prospection radiologique s'est heurté à des difficultés

dues à l'étendue de la zone prospectée, aux difficultés d'accès, à

l'incertitude concernant la position des zones potentiellement conta­

minées. C'est pourquoi, certaines zones ont fait l'objet d'une pros­

pection radiologique par hélicoptère. Cette prospection a, dans le cas

d'Olen, été complété par une prospection de certaines rues du quartier

résidentiel situé au sud de l'usine.

1.1. 3. Bassins étudiés

Bassin de la Kleine Nete : Bankloop pour la décharge de l'usine d'Olen

Kleine Nete

Bassin de la Grote Nete : Grote Beek pour les décharges N° 1 de P.C.T.

N° 2 de P.CL.

N° 3 de P.CL.

Bassin du Demer : Winterbeek pour les décharges N° 4 de P.C.T.

N° 5 de P.CL.

Il est à noter que les dénominations BEEK et LAAK se retrouvent

assez souvent dans la région ce qui entratne une possibilité de confusion.

Aussi, adoptera-t-on les dénominations suivantes :

Pour le bassin de la Grote Nete : Grote Beek devenant Grote Laak

Pour le bassin du Demer : Winterbeek devenant Grote Beek puis Zwartwater

lequel se jette dans la rivière Hulpe, elle même affluent du Demer.

10.

1.1. 4. Choix des endroits pour les mesures eL le carottage

Le voisinage immédiat des ponts, barrages et moulins ne

convient pas parce- qu'en ces endroits le site est modifié ; pré­

sence de béton, accumulation de détritus, etc.. . Le courant y

est en général tourbillonnaire, ce qui entraîne des modifications

dans la sédimentation des matières en suspension. Les mesures ont

donc été faites en amont et en aval de ces points. Pour la même

raison, les mesures ont été multipliées au niveau des décharges,

des confluents et des zones de dépôts tranquilles. A ce propos,

signalons que les coudes des rivières sont des points intéressants

parce que ces endroits offrent une zone calme et une zone de cou­

rant rapide.

Suivant la largeur du cours d'eau, on a effectué trans­

versalement un nombre variable de mesures : de 3 à 5 mesures dans

le lit même du cours d'eau et une mesure sur chaque berge. L'em­

placement et les caractéristiques du lieu de prélèvement ont été

notés.

Le carottage a été fait en trois points transversaux :

1/3 droit-milieu -1/3 gauche sauf dans les cas où le cours d'eau

est trop étroit.

La radioactivité du terrain riverain a également été

mesurée aux endroits où se produisent des inondations et à ceux

où l'on retrouve des boues de curage ou de crue.

11.

1.2. SITE D'OLEN

1.2. 1. Eaux

1.2. 1. 1. Prospection radiologique du lit des cours d'eau

1.2. 1. 1. 1. Ancien_Bankloop_

Dans l'Ancien Bankloop, la radioactivité des boues du lit

est élevée au voisinage du canal de drainage et moins forte aux deux ex­

trémités (voir graphique 1.2.1./G1). En profondeur, cette radioactivité

est localisée dans les 40 premiers centimètres.

Dans 13 des 21 échantillons d'eau recueillis dans le tronçon

terminal, on constate (tableau 1.2.1./T1) que l'activité due au radium

adsorbé sur les matières en suspension est supérieure à celle du radium

en solution et cela, bien que l'on se trouve dans un milieu sans courant

horizontal.

1.2. 1. 1. 2. Bankloop

Eaux • • • •

Des échantillons d'eau ont. été recueillis périodiquement à deux endroits :

immédiatement en aval de l'usine et à hauteur du siphon du drain principal

avec le Nouveau Bank loc p (soit à environ 100 m de l'embouchure). 226

Le tableau 1.2.1./T2 indique les teneurs en Ra de l'eau brute prélevée.

Boues

Il est difficile d'interpréter les niveaux de radioactivité mesurés au

scintillcmètre dans le Bankloop au cours des différentes années. Des tra­

vaux de curage ont été effectués entretenps surtout dans la partie comprise

entre les points A et C.

Le tableau 1.2.1./T 3 permet de comparer les mesures de 1960 à celles de

1963 (Unité : coup par seconde - scintillateur Berthold).

Les boues du canal de drainage PGQ donnent uniformément 70 cps.

Ce canal est sans communication directe avec le Bankloop.

La situation dans le Bankloop depuis la sortie de l'usine (point A) jus­

qu'au confluent avec la Kleine Nete (N) est donné par le graphique

1.2.1./G2 , Le parcoure, d'environ 2.000 mètres, comporte un passage en

siphon sous le Kempisch Kanaal,

TABLEAU 1.2.1./Tl

Répartition du Ra exprimée en %

Ra en solution

8

25

9

37

52

47

67

51

^60

>43

8

1

33

>87

62

19

68

27

13

49

>83

Ra lié aux particules en suspension

92

75

91

63

48

53

33

49

^40

< 5 7

92

99

67

<13

38

81

32

73

87

51

<17

13.

TABLEAU 1.2.1./T2

Teneurs en Ra ie l'eau brute du Bankloop

(pCi/1)

Dates du prélèvement

Mars 1962

Mai 1962

Novembre 1962

Janvier 1963

Mars 1963

Février 1964

Juillet 1964

Novembre 1964

Décharge

0,68

3,20

5,90

35,24

8,30

2,94

9,60

15,55

Endroit après confluent

avec Meierloop

6,87

2,42

6,23

8,74

11,1

6,0

4,8

Endroit avant confluent avec Kleine Nete

21,97

20,65

9,12

18,60

6,09

7,50

9,50

TABLEAU 1.2.1./T3

ENDROIT DU COURS LMUIMJJ.1. »u ow«« LOUES DU LIT DU BANKLOOP

à hauteur de l'école

section BC

au point C'

section FM

50 m en amont de N

au point N (confluent Bankloop-Kleine Nete)

1960

10.000

300

de 4.000 à 6.000

1963

3.600

3.000

800

600

1.500

250

BOUES DE CURAGE

1960

200

de 3.000 à 103000

500

de 3.000 à 6.000

200/800

1963

de 800 à 2.000

1.500

800

300

Remarque : - signifie pas de mesure correspondante

14.

Quand on suit le cours du Bankloop à partir de l'usine, on observe

(traits pointillés) que l'activité diminue de 3.000 cps à 500 cps à

hauteur de la route de la S.N.P.P.T. (FM). Au delà, la radioactivité

augmente de nouveau pour atteindre 1.500 cps à hauteur du canal de

drainage. Cette augmentation est probablement due à la variation de

vitesse du cours d'eau : la proximité de la Kleine Nete entraîne un

ralentissement qui favorise vraisemblablement la sédimentation et pro­

duit une augmentation de l'activité des dépôts.

En ce qui concerne l'activité des échantillons recueillis

par carottage, les traits continus sur le graphique 1.2.1./G2 montrent

sa variation en fonction de la distance : on observe une diminution

après le passage sous le Kempisch Kanaal et une remontée aux environs du

confluent N. La variation en profondeur est difficilement interprétable

étant donné les travaux de curage fréquente, mais on peut dire que la

couche située à -50cm n'est pratiquement pas contaminée.

1.2. 1. 1. 3. Kleine Nete sssssssssas

Le graphique 1.2.1./G 3 , les plans 1.2.1./PI et 1.2.1./P2

et le tableau 1.2.1./T4 permettent de suivre l'évolution de la situation.

On observe que

1) le rejet de la station de pompage n'a pas beaucoup d'influence sur

la radioactivité du cours d'eau ;

2) le rejet du Bankloop entraine une augmentation de la radioactivité des

boues formant le lit de la rivière ainsi que des boues recueillis en

profondeur. Cette augmentation ne se fait cependant pas sentir immédia­

tement ; on note trois endroits où l'activité présente une valeur éle­

vée : le pont du chemin de fer à Herentals, le confluent avec l'Aa et

en aval du siphon sous le canal de Lier. Pour ce dernier point, il

convient d'être prudent dans l'interprétation des valeurs parce que

la marée produit un mélange des eaux de la Kleine Nete et de la Grote

Nete. Le tableau 1.2.1,/T4 donne pour ces trois points, les facteurs

d'augmentation de la radioactivité des boues par rapport à l'endroit

de référence (Kleine Nete à hauteur de la route Geel-Kasterlee).

3) l'influence du Bankloop se fait sentir assez loin, soit que le radium

initialement en solution précipite, soit que le transport au loin se

15.

TABLEAU 1.2.1./T4

Endroit

Herentals pont C.F.B.

Confluent Aa

Aval siphon canal de Lier

Confluent

Dijle-Nete

Distance par rapport au

Bankloop en km

5

12,5

26

35

Facteur d'augmentation par rapport à l'activité

notée au km 0 (route Geel - Kasterlee)

Activité des boues du lit, mesurée au scint. Berthold

10

4,5

6

7

Activité des boues carottées en

226„ Ra

75

62

85

22

fasse par les matières en suspension. Notons à ce propos qu'à hauteur

du confluent avec le Bankloop, un échantillon de la couche superfi­

cielle du lit constitué de très fines particules et prélevé le 30

octobre 1962 a montré une activité de 38 pCi/g mat.sec.

Dans la section comprise entre le Bankloop et Herentals, les

quatre échantillons les plus actifs ont été recueillis dans la couche

comprise entre -10 et -20 cm (activité de 21-52 -4<* et 20 pCi/g m.s.).

Ceci expliquerait en partie pourquoi, aux environs du Bankloop, les in­

dications du scintillâteur et la mesure de l'activité des boues carot­

tées concordent mieux.

1.2. 1. 2. Eaux_de_puits

Huit échantillons d'eau de puits provenant de la région

d'Olen ont été analysés : l'un provient d'un puits foré et les sept

autres proviennent de puits superficiels ; ces échantillons ont été

comparés à l'eau de distribution prise à l'école d'Olen.

16.

Toutes les valeurs trouvées se situent entre 1,1 et 0,1 pCi/1,

l'eau de distribution donnant 0,2 pCi/1. Dans cet ensemble, il faut sig­

naler un point discordant : celui donné par l'eau d'un puits superficiel

de la ferme située le long du Bankloop (plan 1.2.2./P1 , coord. Z 1 - H -

10) où la valeur observée est de 2,5 pCi/1. Rappelons que la concentra­

tion maximum admissible dans l'eau de boisson est de 10 pCi/1 si l'on

considère la population vivant au voisinage d'installations nucléaires.

Les eaux de 1,1 à 0,1 pCi/1 des différents puits ne peuvent provoquer

que des doses faibles pour les personnes les buvant (1 à 11 % des ni­

veaux admissibles, population avoisinante).

Il convient de noter que le puits de la ferme (Z 1 - H - 10) est

hors d'usage depuis le raccordement de cette petite exploitation au ré­

seau de distribution d'eau (PIDPA).

1.2. 2. Sols

1.2. 2. 1. Prospection radiologique des terrains

1.2. 2. 1. 1. Bankloop. et_çanal_de_drainage

Au cours de l'automne 1960, la digue du Nouveau Bankloop

s'est rompue à hauteur du siphon (T) sous le canal de drainage (plan

1.1.1./PI 5 : il en résulte une contamination en surface des terres

drainées. Afin de délimiter la zone contaminée, un relevé systématique

(quadrillage) a été réalisé ; la zone ainsi explorée .î'étend sur 150 ha,

ce qui représente environ 600 points de mesure. La maille du quadrillage

a 50 m de côté.

La carte radiologique 1.2.2. /PI permet de constater que les

zones les plus actives (de 5.000 à 10.000 cps au scintillateur CEN) sont

proches du Bankloop (de 100 à 150 m). Les points les plus éloignés dont

l'activité dépasse 1.900 cps sont exceptionnels.

L'activité le long du canal de drainage est relativement

faible, généralement de 500 cps ; les valeurs ainsi obtenues concordent

avec les indications obtenues par les mesures faites dans le lit du

canal de drainage.

17.

1.2. 2. 1 . 2 . Çhamp_|=de_versage

a) Emplacement et caractéristiques

La Société "Métallurgie Hoboken" a constitué lux environs

du Kempisch Kanaal, cinq champs de versage (Dl à D5) dont l'empla­

cement est indiqué d'une manière générale sur le plan 1.2.2./PI .

Le champ n" El (1,5 ha) situé sur la rive nord du canal à l'est

de la zone 5, n'est plus utilisé.

Les champs n° D2 et D3 (zone 5) sont actuellement exploités.

Ces trois chawps contiennent des milliers de tonnes de résidus de

la fabrication du cobalt, résidus constitués essentiellement de

sulfate basique ferrique et de sulfate calcique.

Le champs n° Dl a reçu, en outre, à différentes reprises des résidus

de la fabrication du radium. Ces déchets ont été déversés entre les

couches de sels basiques ferriques, adsorbants très actifs pour le

radium. Depuis 1960, aucun résidu solide «ie fabrication radioactive

ne sort plus de l'enceinte de l'usine.

Les champs D2 et D3 actuellement exploités reçoivent des ordures

ménagères , des résidus de laboratoire et de fabrication d'usine.

Ces déversements comblent progressivement une cuvette inondée, mais

l'ensemble de ces deux champs n'a, en surface, de communication avec

la Kleine Nete que par l'intermédiaire du Bauwensloop coulant le

long du flanc ouest du champ de versage n° D3 (plan 1.2.2./P2).

Le champ n° D4 situé à l'ouest du Bauwensloop est récent. Il est

actuellement exploité par l'usine de cuivre.

Le champ n° D5 est très ancien ; situé sur la rive sud du canal,

il n'est plus exploité ; il est constitué de cendrées et de déchets

de l'usine à cuivre.

b) Contamination en surface

L'activité est. très hétérogène ; le niveau maximum relevé au

scintillateur CEN est de 10.000 cps sur les champs de versage Dl et

D3 et de 5.000 cps sur le champ D2 (plans 1.2.2. /PI, 1.2.2./P 2 ,

1.2.2./P3 et 1.1.2. /P 4).

18.

Le rendement des deux scintillateurs (Berthold et CEN) utili­

sés tour à tour dans la prospection radiologique a été comparé sur

des points précis du champ de versage D1. Le rapport est d'environ

3 en faveur du scintillateur CEN à gros cristal.

Les terres formant le flanc ouest du champ de versage D3 ont

une activité beaucoup plus faible (170 cps au scintillateur Berthold)

que la surface même du champ ; il en résulte que le Bauwensloop qui

longe ce flanc ne parait pas menacé. Ce ruisseau longe par la suite

le bord est du champ D4 ; là non plus on ne note pas ^'augmentation

sensible de ia radioactivité (40 à 80 cps au Berthold).

Dans la partie finale, l'activité des boues du Bauwensloop

augmente à 150 cps mais ceci peut être dû à une pénétration de la

Kleine Nete elle-même lors des crues. Rappelons qu'en cet endroit,

situé à 1.600 m en aval du Bankloop, l'activité relevée au scintil­

lateur Berthold dans le lit de la Kleine Nete est voisine de 100 cps.

c. Forages - contamination en profondeur et estimation de l'activité

totale en 226Ra

L'emplacement des différents forages est indiqué sur le plan

1.2.2./P5.

L'étude de la contamination en profondeur a commencé par le

creusement sur le champ de versage D1 d'une tranchée orienté vers

le centre. On a pu ainsi voir apparaître le sol d'origine vers la

côte -2m. La végétation qui couvrait le sol au moment du remblai

est aisément reconnaissable et est en voie de fossilation. La conta­

mination relevée dans ce profil, à partir de la surface, est surtout

importante dans le premier mètre et le sol d'origine est pratiquement

peu contaminé.

A la suite de ces premières constatations, des forages ont

été effectués à plus grande profondeur (jusqu'à 20 m) dans chacun

des trois champs de versage Dl, D2 et D3 ; en outre, un forage P10

a été creusé dans la zone 3W , c'est-à-dire le long du Nouveau Bank-

loop. Dans le cas des trois champs de versage principaux, un forage

supplémentaire a été creusé en un point situé en bordure nord et

donc en principe beaucoup moins contaminé. Ces trois forages, désignés

19.

par les indices Pi, P2 et P3 doivent permettre de déceler une migra­

tion éventuelle et d'estimer le risque potentiel de contamination

que ces champs de versage peuvent constituer pour la Kleine Nete.

L'ensemble des forages a été réalisé dans le but d'évaluer

la quantité de Ra présente dans les différents champs de versage et

de localiser les dépôts (dans les champs de versage et/ou dans les

terrains sous-jacents, dans la phase solide ou dans la phase liquide).

Le tableau 1.2.2./T1 résume l'ensemble des informations

recueillies.

TABLEAU 1.2.2./Tl

1

Caractéristiques

Indice des forages

Activité maximum en surface (cps)

Hauteur du champ de versage

Contamination dans le forage de référence

Tranche de forte contamination dans les autres forages du même champ de versage

Activité maximum relevée - en pCi/g sol sec

i

Champ de versage Dl

PI P8 P9

10.000

2 à 3 m

faible max 1,84 pCi/g m. s.

de 0 à 3 m

90 dans P8 entre 0 et 1 m

80 dans P9 entre 0 et 1 m

....

Champ de versage D2

P2 P6 P7

5.000

5 à 7 m

très faible max 0,93 pCi/g m.s.

de 0 à 1 m et

de 5 à 7 m

16 dans P6 entre 0 et 1 m

6 dans P7 à - 6m

Champ de versage D3

P3 ?4 P5

10.000

5 à 7 m

très faible max 0,90 pCi/g m. s.

de 0 à ó m

100 dans P4 à -2m

50 dans P5 à - 6 m

La situation est donc assez hétérogène mais dans l'ensemble les

résultats montrent que la migration est faible et que le terrain sous-

jacent est peu contaminé ; en conséquence, dans les circonstances ac­

tuelles, le risque de radiocontamination de la Kleine Nete à partir

des champs de versage, est faible.

20.

Ces travaux ont été complétés par l'analyse d'eaux provenant

de ces mêmes puits de forage ; il est cependant difficile de rattacher

les valeurs "activités sol" aux valeurs "activités eaux" étant donné

que les échantillons de sol ont été recueillis de mètre en mètre alors

que lts eaux de forage n'ont été recueillies qu'en deux ou trois points

situés à des profondeurs parfois très différentes.

Ces résultats ne font pas apparaître de valeurs préoccupantes,

on peut dire que la fixation du radium dans les couches de sulfate re-

jecté en même temps est satisfaisante et que les eaux percolant les

champs de versage D2 et D3 ne constituent pas un danger pour la Kleine

Nete.

A part la valeur de 27 pCi/1, l'eau trouvée dans le champ

d'épandage D2 en P6 à 8 m de profondeur, est contaminée à des concentra­

tions inférieures au niveau maximum admissible pour la population a voi­

sinante.

Le chapitre 2 donne des précisions sur l'évolution de la

radioactivité déposée dans les champs d'épandage.

1.2. 2. 2. Prospection radiologique par hélicoptère

Une prospection radiologique par hélicoptère Alouette a été

effectuée au-dessus d'une zone s'étendant entre la Kleine Nete et le

quartier résidentiel (voir plans 1.2.2./P6 et 1.2.2./P7).

Les résultats de la prospection au nord du Kempisch Kanaal

et à l'est de l'usine confirment ceux obtenus lors de la prospection

radiologique terrestre (voir plan 1.2.2./PI) en ce sens qu'ils font

apparaître des îlots correspondant aux champs de versage et aux zones

contaminées le long du Bankloop. De plus, cette prospection a permis

de localiser des zones contaminées au sud de l'usine, ce qui a conduit

à compléter ces informations par une prospection terrestre réalisée à

bord d'une voiture (voir plan 1.7..2./P7) : la prospection de quelques

jardins n'a pas révélé de contamination. Les maxima mesurés au scintil-

lateur C.E.N. sur une route macadamisée sont de 100C à 1500 cps, ce qui

correspond en intensité de dose à 0,6 mR/h ou 5 R/an. On a cru un moment

21.

pouvoir attribuer cette radioactivité aux cendrées de centrales

thermiques, mais une analyse de cendrées provenant de quelques

centrales du pays, exclut pratiquement une telle hypothèse. On se

trouve ici devant une situation qui s'est également présentée dans

d'autres pays.

Les résultats de mesures par spectrométrie y d'échantillons

de diverses provenances sont données dans le tableau 1.2.2./T2

TABLEAU 1.2.2./T2

Origine

Rue in

Baudour

Verviers

Bressoux

Farchiennes

Marchiennes-au-Pont

pCi226Ra/g

3,7

3,5

5,8

3,7

3,2

3,2

„,228-232,,- . pCi Th/g

3,0

2,3

3,3

2,1

2,7

3,0

?*>

1.3. SITE DE TESSENDERLO

1.3. 1. Eaux

Il est convenu, dans le présent travail, d'appeler "Site de

Tessenuerlo" les régions influencées par les décharges liquides des

usines P.C.T. de Tessenderlo et P.CL. de Kwaadinechelen. Ces usines

peuvent déverser leurs eaux, soit dans la Grote Nete via le Grote Beek,

soit dans le Demer, via le Winterbeek.

1.3. 1. 1. Prospection radiologique des cours d'eau

Les bassins hydroliques affectés par ces rejets sont repré­

sentés sur les plans 1.2.1./PI et 1.2.1./P2.

1.3. 1. 1. 1- |as|in_de_la_Grote_Nete

Le Grote Beek reçoit les décharges n° 2 et 3 provenant

de l'usine de Kwaadmechelen et la décharge n° 1 provenant des bassins

de décantation des usines de Tessenderlo. La décharge n° 3 est une

décharge partielle montée en dérivation de la décharge n° 5 laquelle

aboutit au Jinterbeek, affluent du Demer.

La radioactivité des boues dans la Grote Nete et ses af­

fluents est indiquée sur le graphique 1.3.1./G1. Les décharges n° 2 et

3 de l'usine P.CL. entraînent une première augmentation de la radio­

activité dans le Grote Beek ; les décharges venant des bassins de dé­

cantation des usines P.C.T. provoquent une nouvelle poussée et le

maxj.jum d'activité est observé au km 8 (Klein Vorst).

En aval du confluent du Grote Beek avec la Grote Nete (Wester-

lo) la radioactivité diminue puis on observe une nouvelle augmentation

dans les coudes de Heist-op-den-Berg et de Berlaar. Par la suite, on

note une diminution qui s'accentue après le passage en siphon sous le

canal de Lier. En aval de ce point, l'effet des marée3 est sensible et

provoque un brassage oes eaux des deux Nete.

23.

1.3. 1. 1. 2. Bassin=du_Demer

Le Demer est influencé par le Winterbeek qui reçoit la

décharge n° 5 de l'usine P.CL. de Kwaadmechelen et la décharge n° 4 de

l'usine P.CT. de Tessenderlo.

Le Winterbeek se jette dans la rivière Hulpe en aval de

Holenstede et la rivière Hulpe se jette dans le Demer en amont de

Teste.tv l'influence de ces décharges sur l'activité des boues consti­

tuant le lit de ces cours d'eau ou les dépôts de crue, est très nette;

à certains endroits, le taux de comptage est de 50 et même 100 fois

plus élevé qu'il n'était aux environs du canal Albert (12cps). Cette

contamination se retrouve jusqu'à Werchter où l'on note encore 60 à 70

cps. Cette valeur qui est encore 4 fois pelle trouvée à l'origine,

laisse supposer que les matières en suspension qui se déposent pro­

gressivement jouent un rôle important.

La radioactivité des boues dans les cours d'eau prospectés

est indiquée par le graphique 1.3.1./G 2 .

- Boues superficielles (traits pointillés) : en amont de la décharge

n° 5 située près de la route Paal-Hulst, on mesure le niveau naturel,

soit 12 cps, au scintillateur Berthold, Cette valeur s'obtient aussi

bien dans le cours d'eau (Winterbeek) que dans les prairies riveraines.

A 800 mètres en aval de la décharge n° 5, le taux de comptage au

scintillateur Berthold s'élève à 270 cps en moyenne. En amont de la

décharge n° 4 de P.CT. à Oosterbergen, il atteint 670 cps avec une

pointe de 1.200 cps.

- Boues carottées (traits continus) : leur activité suit une évolution

similaire à celle des boues superficielles. Jusqu'au confluent Hulpe-

Demer, c'est-à-dire à 15 km environ en aval des rejets, la radioacti­

vité ne diminue que lentement. Après ce confluent, la diminution de

la radioactivité est plus rapide mais, sembie-t-il, moins pour les

boues profondes que pour les boues formant la couche superficielle

du lit de la rivière, ce qui s'explique assez mal sinon par les tra­

vaux de curage qui ont été effectués.

En aval immédiat des décharges, on observe que la radioacti­

vité dans l'eau est surtout présente en solution, alors que quelques

24.

kilomètres plus loin, elle se répartit entre la forme en solution et

la forme liée aux matières en suspension. C'est ainsi que pour la dé­

charge n° 5 la fraction en solution passe de 89 à 46 7».

L'analyse des boues recueillies par carottage montre que

la radiocontamination est superficielle (tableau 1.3.1./T1 ).

TABLEAU 1.3.1./T1

Endroit

Entre les décharges n° 4 et n° 5

Route Tessenderlo -Di«st

Au confluent

Zwartwater-Hulpe

Activité des boues recueillies en pCi/g m.s.

Entre -10 et -30 cm

120

73

80

Au-delà de -30 cm

9,6 et 11

2,7

5,1

D'une manière générale, on constate dans les différents

cours d'eau que certaines conditions favorisent la formation de points

chauds :

- les obstacles qui constituent les touffes de végétaux qui se dévelop­

pent le long des berges et au milieu des cours d'eau ;

- le ralentissement du courant dans la partie intérieure des coudes, à

hauteur des confluents et à la limite d'action des marées.

On note qu'à hauteur des confluents, l'affluent est repoussé contre

la berge et l'homogénéisation des eaux ne se fait qu'après un certain

parcours. Ceci est très visible le long du Zwartwater et de la rivière

Hulpe où la couleur caractéristique des rejets industriels permet de

les reconnaître après difierents confluents.

Enfin, on notera dans l'ensemble :

- que l'activité moyenne des boues du Demer est plus élevée que celle

des boues de la Grote Nete ; par contre, la radioactivité présente

dans le Demer une allure générale de diminution mieux marquée que

dans le Grote Nete (tableau 1.3.1./T2).

25.

TABLEAU 1.3.1./T2

Activité des boues dans le lit des rivières

Décharge

P.C.T.-P.CL. Grote Beek-Grote Nete

P.C.T.-P.C.L. Wint erbeek-Demer

Activité à l'endroit de la décharge

cps Berthold a

300

670

Activité au

km +25

cps Berthold b

150

80

Rapport b/a

%

50

12

- La bonne relation entre les indications données en surface par le

8cintillateur et l'analyse des boues de carottage, ce qui confirme

l'utilité de l'emploi systématique du scintillateur. On dispose

ainsi d'un instrument facilement transportable, d'un emploi aisé

et qui donne de bonnes informations sur l'allure générale du ni­

veau de radiocontamination superficielle d'un site.

1.3. 1. 2. Eaux de puits

1.3. 1. 2. 1. Zone_du_Grote Beek

Deux échantillons prélevés dans les fermes situées aux

environs de la décharge n° 3 ont donné des résultats très différents :

1,8 pCi/1 et 0,062 pCi/1. L'activité de l'échantillon le plus actif

reste cependant inférieure à la concentration de 10 pCi/1, maximum

admissible pour la population avoisinante (A.R. 28/2/63).

L'eau du puits prélevée à la ferme Hoeve Pacebek a une con-226

centration en Ra de 0,5 pCi/1, alors que l'eau de distribution de

l'usine de Tessenderlo a une concentration de 0,1 pCi/1. Une telle

différence n'est pas nécessairement causée par les rejets de l'usine,

des variations semblables étant observées dans les eaux du réseau

belge de distribution.

26.

1.3. 1. 2. 2. |one_du_Winterbeek

Quatre échantillons d'eau de puits ont été prélevés dans

\.r.e zone du Winterbeek voisine des décharges n° 4 et n" 5 (la distance

du puits le plus proche de la rivière était de 20 m). Les résultats

sont : 0,04 pCi/1 , 0,7 pCi/1 , 0,14 pCi/1 et 0,17 pCi/1.

Des eaux de forage ont été recueillies à environ 1 mètre de

profondeur, et à 1 m du bord de la rive droite du Winterbeek ; l'acti­

vité y est nettement plus élevée, atteignant 80 pCi/1 pour l'échantil­

lon recueilli à environ 1 km de la décharge n° 4 et 3 km de la décharge

n* 5. Ceci correspond à 8 fois la concentration maximum admissible pour

l'eau potable de la population avoisinante. Elle ne pourrait pas être

non plus utilisée pour l'abreuvage du bétail laitier, car le lait pro­

duit aurait une teneur d'environ 10 pCi 226Ra/i ^ n 8erait impropre

pour la consommation par des enfants en bas âge (voir 5.3.2.5.2.).

1.3. 2. Sols

1.3. 2. 1. Prospection radiologique des terrains

1.3. 2. 1. 1. RiYes_du_Grgte=|eek

Une exploration terrestre systématique a été effectuée

sur une bande de terrain d'une largeur de 100 mètres située d'une

part et d'autre des berges du Grote Beek aux environs des décharges

n° 1, 2 et 3. Le nombre de points mesurés est de 290. Les résultats,

indiqués sur les plans 1.3.2./PI et 1.3.2. /P 2 montrent que la con­

tamination est faible et peu étendue.

1.3. 2. 1. 2. Rives=du_Winterbeek

De même, une prospection systématique a été effectuée

sur une bande de terrain d'une largeur de 100 mètres située de part

et d'autre des berges du Winterbeek aux environs des décharges n° 4

et 5. Les résultats indiqués sur le plan 1.3.2./P4 montrent que la

contamination du sol est nettement plus élevée que celle observée le

long des rives du Grote Beek, mais elle est également limitée à une

27.

bande de terrain de 5 mètres de largeur. Cette contamination pourrait

provoquer une contamination des pâtures par suite de la dispersion des

boues de curage ou en cas d'inondation. La contamination du bétail par

abreuvage est cependant exclue, celui-ci étant rendu impossible en

raison de la composition chimique des eaux (49 g/1 de CaClo au niveau

de la décharge n° 5).

1.3. 2. 2. Prospection radiologique par hélicoptère

1.3. 2. 2. 1. RiYfS-^liJ?i5|ê£lii^_§t_du_Demer

Une prospection radiologique des rives du Winterbeek et

du Demer a été effectuée par hélicoptère ; cette reconnaissance a per­

mis de réaliser une étude continue de la radioactivité des rives

(voir plan 1.3.2./P4 ). Aucune zone à forte activité n'a été découverte

mais des valeurs légèrement supérieures au niveau naturel ont été

notées près du canal Albert, près de la décharge n° 4 et près du con­

fluent de la rivière Hulpe et du Demer ; cette dernière zone est

marécageuse et fréquemment inondée.

1.3. 2. 2. 2. Zones 1 et 2 du site de Tessenderlo B S S S S S B S S S S S S S S S O B S S S S a M E S S S S S S X S S S S

La prospection radiologique par hélicoptère de la zone 1

(Tessenderlo - voir plan 1.3.2./P5) et de la zone 2 (Kwaadmechelen-

voir plan 1.3.2./P6) montre que les zones actives sont limitées aux

bassins de décantation et à l'aire de stockage des phosphates bruts.

28.

226 II. ETUDE PHYSICO-CHIMIQUE DE LA DISPERSION DU Ra SUR LE SITE D'OLEN

2.1. Evolution de la radioactivité sur le site de la S.N.P.P.T.

2.2. Evolution de la radioactivité déposée sur les terrains de versage

+ + + + + + +

2.1. EVOLUTION DE LA RADIOACTIVITE SUR LE SITE DE LA S.N.P.P.T.

L'examen de la situation créée sur le site d'Olen par suite 226

de rejets de déchets de la production de Ra a mené aux observations

suivantes .

Toute la région actuellement contaminée est principalement constituée

par les zones 3WE et 5 (plan 1.2.2./PI). La composition du sous-sol,

généralement sablo-tourbeuse (profondeur 2 à 3 m), s'appuie sur une

couche d'argile compacte et de sable. Cette formation marécageuse,

due à la faible pente du terrain, au caractère débordant de la rivière

Kleine Nete et aux inondations successives du ruisseau Bankloop, a

suivi une évolution naturelle jusqu'en 1960. Lorsqu'alors le vidange

du marais s'effectuait dans la Kleine Nete par ?a pointe ouest de la

zone 3 (voir croquis 2.1./PI A). En 1960, à l'initiative de la

S.N.P.P.T., un canal de drainage central et quelques canaux latéraux

ont été creusés, qui ont inversé et augmenté le mouvement des eaux

superficielles dans le but d'assécher le marais à des fins agricoles

(voir croquis 2.1./P1B).

Cet aperçu hydrogéologique permet de mieux comprendre la

dispersion de la contamination dans le marais de la zone 3, dispersion

causée par les inondations i, ccessives du Bankloop. La détermination

A ce- i .. J j. .. ,. t. v - activité en pCi / g mat.sèche des coefficients de distribution K, = :—:—; z-r:—7-°-:—T,

d activité en pCi / ml d'eau

sur quelques échantillons du milieu a indiqué que la tourbe avait

une capacité de sorption dix fois plus forte que le sable environnant:

- pour la tourbe, K, varie de 2.500 à 1.500.

- pour le sable, K0 varie de 200 à 150. Q

29.

Il en est résulté, dans la zone 3, la formation de trois par­

ties contaminées différemment (voir croquis 2.1./P2A). On considère

d'abord la zone A, la plus fortement contaminée, qui entoure immédiate­

ment le Bankloop, ceci étant dû au caractère débordant de ce ruisseau

et au rejet des curages effectués au cours des 30 à 40 dernières années.

Ensuite, la zone B, moins fortement contaminée, est due aux inondations

périodiques du Bankloop, et finalement, la zone C, non ou très faible­

ment contaminée qui, étant la partie la plus élevée du marais, ne subit

que très peu d'influence des inondations successives du Bankloop.

Cependant, par suite du tracé d'un canal de drainage, les

conditions naturelles ont été fortement perturbées. En effet, le mou­

vement de l'eau superficielle étant inversé, il se produit un assèche­

ment et une élution de la contamination dans la tourbe dans le sens

Ouest » Est, ainsi que le prouve la contamination observée le long

du canal de drainage jusqu'à la station de pompage. Au croquis 2.1./P2B,

nous avons schématisé très grossièrement quel serait le déplacement des

zones contaminées au cours du temps, par suite des modifications appor­

tées par le système de drainage. L'activité déplacée par élution sera

reprise par les eaux du canal de drainage pour être finalement diluée

dans la rivière Kleine Nete par la station de pompage ; il en résulte­

ra une décontamination graduelle du sol en cet endroit.

Pour évaluer le temps nécessaire à la décontamination du site

on s'est basé sur les suppositions suivantes :

1) la masse tourbeuse contient toute la contamination ;

2) l'eau s'écoule totalement par le canal de drainage et est donc reprise

par la station de pompage ;

3) l'apport d'eau se fait uniquement par les précipitations, l'infil­

tration d'eau de la Nete étant négligée.

En supposant que les points contaminés les plus éloignés se situent à

300 m du canal de drainage et tenant compte du fait que le site est

recouvert de tourbe jusqu'à 5 m de profondeur, on peut calculer que 226

le temps nécessaire à 1'élution totale du Ra fixé atteindrait plu-

30.

sieurs milliers d'années. En effet, le coefficient de perméabilité de 3

la tourbe (densité apparente 0,32 g/cm et fraction des vides 0,5) est

de 1 cm/min , le gradient hydraulique 1/300 et le coefficient de distri­

bution varie entre 1.500 et 2.500, ce qui donne une vitesse de déplace­

ment de 1 à 2 cm par an d'après l'expression suivante :

Vitesse de déplacement - Vitesse de l'eau x Vitesse relative du Ra par rapport à l'eau.

Pour la tourbe :

V = 1 cm/min x 1/300 x — -R a 1 + (1.500 à 2.500) ^

= 0,21 à 0,35.10"5 cm/min

= 1,1 à 1,85 cm/an

11 est donc évident que les processus chimiques et biologi­

ques de dégradation de la tourbe seront les facteurs contrôlant ef­

fectivement la vitesse d'élution du radium.

Par ailleurs, vu la destination agricole de ces terrains,

il se peut qu'à très brève échéance les conditions actuelles soient

complètement perturbées par la destruction systématique de la couche

de tourbe et par le dessèchement des zones marécageuses. La vitesse

de migration deviendra alors plus grande parce que les coefficients

de distribution dans le sable ne sont que 150 à 200. La modification

du gradient hydraulique vers des valeurs plus élevées sera probable­

ment compensée par une diminution de la perméabilité.

On peut donc conclure que la migration du radium enfoui se

fera très lentement par le canal de drainage vers la Nete. La vitesse

de migration au cas où toute la tourbe serait mélangée à du sable

serait au maximum environ cinq à dix fois plus élevée (5 à 10 cm/an)

que celle dans la tourbe existant actuellement. Cependant, même dans

cette dernière hypothèse la migration du radium par voie hydrogéolo­

gique se ferait si lentement qu'il est logique d'affirmer que des

changements appréciables ne seront pas observables à l'échelle

humaine.

31.

2.2. EVOLUTION DE LA RADIOACTIVITE DEPOSEE SUR LES TERPAINS DE VERSAGE

Neuf forages de 20 m ont été exécutés dans les trois terrains

de versage encore utilisés du site d'Olen, afin d'en évaluer le degré

de contamination. La technique de forage à injection d'eau (0 200 mm)

a été adoptée, ce qui limitait la représentativité des échantillons

du sol pris à chaque mètre de profondeur. Par forage on a prélevé deux

ou trois échantillons d'eau à des profondeurs différentes.

Par analyse du contenu en radium du sol et de la nappe environnante,

il est possible de calculer le coefficient de distribution du radium

dans le terrain de versage. Les résultats sont présentés au tableau

2.2./T1.

Pour évaluer la vitesse de migration du radium, il est né­

cessaire de connaître le coefficient de distribution dans les condi­

tions naturelles rencontrées dans le champ de versage. D'après les

données du tableau 2.2./Tl , ce coefficient est de l'ordre de 4 à

4

6.10 pour le terrain de versage D3, indiquant que la vitesse de mi­

gration est extrêmement réduite même sur un intervalle de temps de

plusieurs décennies. Ceci est confirmé par l'absence de contamination

dans les échantillons provenant des forages exécutés au rebord de

chacun des trois champs de versage. 226

On peut donc conclure que l'activité due au Ra entreposée

dans les terrains de versage ne posera aucun problème de contamination

pour les environs à condition que les circonstances actuelles restent

inchangées. Seule l'application de réactifs chimiques dissolvant ou

complexant le radium peuvent modifier l'équilibre d'adsorption actuel.

TABLEAU 2.2./T 1

Activité du radium 226 dans le sol et l'eau de la nappe

(- signifie pas de mesures correspondantes)

Profondeur

en m

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

i

Terrain de versage Dl

Puits P8

PCi/g sol

90 75 5 2,5 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1

pCi/1 eau

_

-

-

0.09 -

-

-

-

0.39 -

-

-

-

-

-

-

-

0.13 -

-

Terrain de versage D2

Puits P6

pCi/g sol

17 1 1 1 1 5 4 3 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1

pCi/1

eau

_

-

-

-

-

-

-

-

27 -

-

-

-

-

-

0.34 -

-

-

-

Puit

pCi/g sol

33 78

100 30 37 15 5 3 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1

Terrain de versage D3

s P4

pCi/1 eau

_

-

-

-

0.91 -

-

-

-

-

-

-

-

0.37 -

-

-

-

-

-

Puit

PCi/g sol

50 17 47 32 32 5 53 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1

:s P5

pCi/1 eau

M

-

-

-

-

0.84 -

-

-

-

-

-

-

1.2 -

-

-

-

0.04 -

33.

Conclusions générales de l'examen hydrogéologique et physico-chimique

226

La contamination due au Ra n'affecte que la couche supé­

rieure du sol constituée de tourbe et de sable tourbeux. Cette couche

repose sur une couche argileuse ^ faible perméabilité.

Par l'installation du canal de drainage, toute l'eau du

site S.N.P.P.T. est envoyée vers la station de pompage et c'est par

cette voie que le radium dispersé sur le terrain sera finalement

transporté vers la Kleine Nete. Le degré d'adsorption du radium sur la

tourbe est tel que la migration est extrêmement limitée et que la si­

tuation actuelle ne sera pas modifiée avant plusieurs siècles. Les

terrains de versage contiennent du radium sous forme insoluble et ne

causeront pas de contamination des environs aussi longtemps que les

conditions resteront inchangées.

34.

I I I . FLORE

3.1. Introduction

3.2. Site d'Olen

3.2.1. Influence du déversement des effluents d'usine sur

la végétation

3.2.1.1. Le Bankloop

3.2.1.2. L'Ancien Bankloop

3.2.1.3. Le milieu terrestre

3.2.2. Niveaux de contamination de la végétation

3.3. Site de Tessenderlo

3.3.1. Influence du déversement des effluents d'usine sur

la végétation

3.3.1.1. Les bassins à eaux chlorurées

3.3.1.2. Les rivières

3.3.1.3. Le milieu terrestre

3.3.2. Niveaux de contamination de la végétation spontanée.

35.

III. FLORE

3.1. INTRODUCTION

La composition de la flore étant étroitement liée à la

nature du milieu, un inventaire des milieux naturels intéressés

s'avère utile.

Dans la série des habitats aquatiques, les rivières con­

stituent le milieu écologique naturel utilisé comme voie d'écoule­

ment des effluents liquides, tant dans le site d'Olen que dans le

site de Tessenderlo.

A Olen , par suite de l'aménagement de terrains acquis

par la S.N.P.P.T., l'extrémité de la rivière a été isolée et

transformée en une pièce d'eau dormante, une sorte de mare qui

constitue un milieu écologique totalement différent de la rivière.

Par suite de travaux d'entretien ou d'aménagement des

cours d'eau, la contamination primaire de la rivière a entraîné

une contamination secondaire des habitats terrestres riverains

tels que berges, prairies et milieux rudéraux.

Par ailleurs, le remblayage de dépressions et de pièces

d'eau naturelles a provoqué, dans le site d'Olen, la formation de

milieux contaminés (terrains vagues) tandis qu'à Tessenderlo, la

formation de milieux semblables était obtenue par l'accumulation

de résidus semi-liquides dans des bassins spécialement aménager,

asséchés ultérieurement.

36.

3.2. SITE D'OLEN

3.2. 1. Influence du déversement des effluents d'usine sur la végétation

Le site d'Olen présente trois milieux très différents, à envisa­

ger séparément :

-le cours du Bankloop

- l'Ancien Bankloop

- le milieu terrestre

3,2. 1. 1. Le Bankloop

La pauvreté tant qualitative que quantitative de la végéta­

tion vasculaire dans le lit de la rivière traduit l'influence d'une

pollution du milieu qui s'ajoute à la faible profondeur habituelle de

l'eau, particularité également peu favorable au développement de ce

type de végétation.

La flore des berges est principalement constituée de grami­

nées ; elle prend un caractère plus sciaphile le long d'une route bor­

dée de platanes. Sa composition ne paraît pas affectée par la contami­

nation qui, ici, revêt un caractère secondaire étant donné qu'elle

provient des rejets de boue effectués à partir du lit de la rivière à

l'occasion de travaux d'aménagement ou d'entretien. A proximité immé­

diate du confluent avec la Kleine Nete les berges dont l'aménagement

est plus récent, ont été colonisées par un mélange de graminées et de

Polygonum amphibium, espèce qui, en période de crue, se comporte comme

une espèce aquatique fixe.

3.2. 1. 2. L'Ancien Bankloop

Le passage du régime des eaux courantes à celui d'eaux dor­

mantes a provoqué une modification profonde des conditions écologiques

et de la végétation dans le bras mort qu'il est convenu d'appeler

"Ancien Bankloop". L'Ancien Bankloop a été scindé en deux par le canal

de drainage principal. Les deux tronçons déterminés par cette coupure

présentent des caractéristiques différentes qui justifient leur étude

dist incte.

37.

a) ÏI2ü£2ü_dl§mont_de_l^Ançien_Bankloog

Le lit est principalement colonisé par des graminées descen­

dant des berges. A son extrémité septentrionale, épargnée par l'as­

sèchement estival, se développent Lemna minor et quelques hydrophytes.

Quelques arbustes isolés sont disséminés le long des berges.

b) Tronçon_terminal

Le tronçon terminal de l'Ancien Bankloop constitue un milieu

aquatique bien individualisé et unique dans le site d'Olen. Ce bras

mort est devenu une mare permanente où Elodea canadensis se déve­

loppe en abondance en compagnie de Nuphar luteum, Alisma natans et

Thyphalatifolia qui croissent généralement par pieds isolés.

Aux extrémités nord et sud, de petites colonies de Lemna

minor trouvent des conditions propres à leur développement.

Le plancton qui s'y développe en petite quantité est identi­

que à celui qu'on rencontre dans les mêmes milieux de la région.

Sur les berges, les graminées dominent largement ; on y

trouve également Roripa sp. assez localisé et qui se ramifie vers

la nappe d'eau, ainsi que quelques arbustes. Certaines surfaces de

sol nu sont colonisées par des Bryophytes.

L'évolution de ce milieu particulier et de sa végétation est

liée aux effets du drainage en cours. L'assèchement poussé entraîne­

ra sa disparition.

3.2. 1. 3. Le milieu terrestre

Outres les berges qui ont été envisagées en relation avec la

rivière à laquelle elles sont étroitement liées, le milieu terrestre

contaminé est essentiellement constitué d'une part, par les terrains

de versage qui ont transformé en terrains vagues certaines dépressions

et mares naturelles et d'autre part, par les terrains affectés par les

inondations.

Actuellement, ces terrains vagues sont colonisés par une vé­

gétation ruderale clairsemée, d'origine très hétérogène; Les espèces

pionnaières qui disparatront pour céder la place à une végétation plus

stable, dont certains éléments sont déjà implantés, y voisinent avec

38.

des espèces indigènes ou subspontanées. La nature particulière des

sols considérés ne paraît pas modifier la colonisation progressive

de cette zone.

En ce qui concerne la végétation poussant dans les zones

plus contaminées, l'influence des rejets a été particulièrement

mise en évidence lors des expériences en champs d'essais

(voir 5.3.2.4.).

3.2. 2. Les niveaux de contamination de la végétation

On a comparé la teneur en radium d'échantillons de Lemna

minor (végétaux aquatiques libres) à la teneur en radium de l'eau

filtrée dans laquelle ils se sont développés. On a observé un fac­

teur de concentration élevé pour ces échantillons ; il peut s'ex­

pliquer par le dépôt de poussières actives à la surface de la

plante, comme cela a été montré pour le Polygonum amphibium.

Quelques plantes aquatiques (Myriophyllum, Roripa, Elodea)

fixées présentent un facteur de concentration supérieur à 1, la

boue étant prise comme milieu de référence. La contamination de la

végétation terrestre est plus faible, le sol étant le milieu de

référence ; les facteurs de concentration relevés y sont largement

inférieurs à l'unité.

39.

3.3. SITE DE TESSENDERLO

3.3. 1. Influence du déversement des effluents d'usine sur la

végétation

Le déversement d'effluents d'usines dans le site de Tessender-

lo amène à considérer trois types de milieux :

- les bassins à eaux chlorurées ;

- les rivières ;

- le milieu terrestre ;

3.3. 1. 2. Les bassins à eaux chlorurées

La forte salinité des eaux résiduaires, due à une teneur

élevée en CaC^, favorise le développement d'une flore planctonique

abondante, presqu'exclusivement composée de Brachyomonas sp. .

Les eaux débouchant d»s canalisations menant aux décharges 3,4 et 5

(plan 1.2.1./PI) charrient de nombreux organismes unicellulaires

biflagellés non identifiés, qui pourraient être des zoospores des

espèces pullulant dans les bassins.

Le dépOt salin formé au-dessus du plan d'eau est colonisé

à la sortie des décharges par une Rhodophycée unicellulaire :

Porphyridlum cruenturn .

3.3. 1. 2. Les rivières

La flore des rivières est considérablement appauvrie par

la salinité élevée des effluents que seules des espèces à épiderme

fortement minéralisé ou cutinisé et des algues filamenteuses

paraissent capables de supporter.

Pendant la durée des études sur le terrain, nous avons

pu faire une observation très significative à ce sujet dans le

Winterbeek. Ranunculus aquatills, fréquente en amont de la décharge 5,

disparatt complètement à partir de la zone de mélange des eaux de la

rivière avec celles déversées par la canalisation.

La situation est identique dans le Grote Beek où la rareté

de la végétation est également remarquable. Ici interfèrent cependant

les effets d'importants travaux d'aménagement du cours de la rivière

qui créent une situation encore plus défavorable au développement de

la végétation, en accroissant la quantité de matière en suspension.

Aux environs de Vorst, Callitriche sp., Ranunculus sp. et Lemna

minor réapparaissent.

3.3. 1. 3. Le milieu terrestre

Il comprend d'étroites bandes de terrain localisées le

long de la canalisation à ciel ouvert, quelques îlots disséminés

le long de la rivière et les bassins à boues.

La flore du premier milieu est composée d'espèces rudé­

rales. Dans les îlots disséminés le long de la rivière, il s'agit

soit d'espèces rudérales, soit d'espèces de pâturages. Les bassins

à boues constituent un milieu rudéral en puissance dont la coloni­

sation par végétation en est à ses débuts.

3.3. 2. Niveaux de contamination de la végétation spontanée

Les teneurs les plus élevées en zzt>Ra ont été observées

dans des échantillons de végétaux aquatiques : par exemple dans des

échantillons de plancton avec 75 pCi Ra/g de matière fraîche et

de plantes aquatiques comme Sparganium avec 1.100 et 180 pCi

Ra/g matière sèche, Callitriche avec 400 pCi Ra/g matière 226

sèche et une épave de Ranunculus aquatilis dont la teneur en Ra

était d'environ 200 pCi/g matière sèche.

Parmi les végétaux terrestres, les teneurs les plus

élevées ont été rencontrées chez Tussilago farfara avec 40 et 996

63 pCi Ra/g matière sèche. A noter qu'au moins un tiers des

échantillons constitués de plantes terrestres présentait un ni­

veau de radioactivité (mesure en spectrométrie y), inférieur à 226

3 pCi Ra/g matière sèche.

IV. FAUNE

4.1. Introduction

4.2. Expérimentation

4.3. Site d»01en

4.4. Site de Tessenderlo

FAUNE

4 . 1 . INTRODUCTION

4 . 1 . 1 . Buts

L'étude entreprise ici visant à déterminer les possibilités

de pénétration du Ra à l'un ou l'autre niveau d'une chaîne biolo­

gique, la mesure de la contamination de la faune s'est relevée être

une étape nécessaire.

Il est évident que, sauf dans les cas rares où le niveau

de contamination est tellement élevé qu'il cause une irradiation

externe, le danger d'une radiocontamination est principalement lié

à la disponibilité biologique de cette contamination. Cette dispo­

nibilité résulte de facteurs divers tels que les formes chimiques,

1'adsorption sur des matières organiques et sur les particules du

sol, les caractéristiques écologiques des endroits les plus conta­

minés, etc.

En ce qui concerne plus spécialement la faune intervenant

dans le cycle biologique pouvant aboutir à l'homme, il semble que

seuls les poissons soient à considérer.

4.1. 2. Méthodes

Une prospection faunique nous a permis, au début de cette

étude, d'établir pour le site d'Olen :

1. les espèces présentes ; 99fi

2. les espèces présentant une radiocontamination en Ra décelable

par spectrométrie y , sans préparation chimique préalable ;

3. les espèces dont le nombre de spécimens permet :

a. de récolter une biomasse suffisante pour atteindre facilement

la limite de détection en Ra ;

'-. de ne pas trop perturber, par des échantillonnages fréquents,

le maintien de l'espèce dans le milieu.

43.

De cette manière, nous avons pu effectuer un échantillonnage

dont 25 % environ présentent une activité supérieure à environ

0,3 pCi/g (mesure du Bi après mise en équilibre de la chaîne de

décroissance du pendant 3 semaines ou plus).

Etant donné l'extrême pauvreté de la faune subsistant encore

dans les cours d'eau récepteurs des effluents, le site de Tessenderlo

n'a pas permis une telle procédure.

4.2. EXPERIMENTATION

Les expériences de laboratoire ont montré que les modalités

de la contamination pour la faune aquatique ne se greffent pas simple­

ment sur une contamination par la voie de la chaîne alimentaire chez

les animaux puisqu'une partie importante de la radiocontamination des

animaux peut se faire par absorption directe des radioisotopes en

solution dans l'eau. Il en résulte notamment que la contamination

d'un animal n'est pas nécessairement directement liée à la contamina­

tion de sa chaîne alimentaire. Les animaux oligotrophes (contenant

peu de nourriture et présentant des relations alimentaires simples)

n'excluent donc pas de fortes contaminations des animaux qui y

vivent.

Par ailleurs, la solubilité du strontium et du radium con­

tenus dans les aliments ingérés et son influence sur la charge cor­

porelle, a également été étudiée.

Une expérience a été conduite sur 28 cobayes, divisés en

quatre groupes qui recevaient quatre types de nourriture différents : ?26

- feuilles de pois marqués in vivo par du Ra 226

- racines de pois marqués in vivo par du Ra ""———"*~ ~ 226

- feuilles non radioactives, imbibées de R&C1 226

- solution de RaCl., intubée dans l'estomac. 226

La distribution du Ra dans les animaux de ces quatre groupes, ex-

44.

primée en pourcent de la quantité administrée est, après 10 jours, de

0,08 pour le fémur,

0,0006 dans le foie,

0,004 dans les reins,

0,04 dans les yeux,

5 dans le reste de la carcasse.

Les principales conclusions de cette expérience sont les suivantes :

1) la charge corporelle obtenue après tubag,3 gastrique d'une solution

aqueuse de Ra est double de celle résultant de l'ingestion de

la même quantité de radium contenue dans une portion d'aliments

solides* 226

2) la possibilité de concentration du Ra par l'oeil se confirme)

cjette caractéristique était connue pour d'autres alcalino-terreux

comme le calcium et le barium:

3)d e 1 à 7 % de la quantité administrée en une seule fois restent

fixés après 10 jours, dans le corps des cobayes employés:

4) enfin, aucune différence significative de la charge corporelle

n'est décelée après ingestion des différents types de nourritures

contaminées.

4.3. SITE D'OLEN

Les animaux et surtout les animaux aquatiques des environs

Bankloc 226

226 du Bankloop présentent une contamination en Ra. Ceci prouve que le

Ra contaminant le milieu est particulièrement disponible pour en­

trer dans le cycle biologique.

Parmi les espèces les plus radioactivement contaminées,

citons en premier lieu, les amphibians. La mesure de leur activité

est aisée parce qu'ils sont pratiquement toujours disponibles pour

la récolte et qu'ils procurent une biomasse largement suffisante pour

cette mesure. Leur radiocontamination est d'environ 2 pCi/g matière

fraîche (animaux provenant de l'Ancien Bankloop et de ses environs

immédiats ; certains exemplaires provenant des rives du Nouveau

45.

Bankloop présentent la même contamination). Les larves d'amphibiens

(têtards) atteignent un facteur de concentration

296 _ activité du Ra/g tissu frais ~ 226

activité du Ra/g eau

qui peut varier de 100 à 300, ce qui représente un niveau 10 fois

plus élevé que celui des amphibiens adultes. Une étude en laboratoire

et des autoradiographies ont montré que ce niveau plus élevé chez les

jeunes amphibiens semble être dû pour une partie à l'ingestion de

poussières radioactives qui se déposent à la surface de l'eau et qui

sont, ensuite, ingurgitées.

Outre les amphibiens, les gastéropodes sont des indicateurs

biologiques très sensibles qui peuvent fournir des indications sur 226

l'entrée du Ra dans le cycle biologique, même lorsque le radium

se trouve dans le milieu ambiant à des niveaux très bas. Une esti­

mation approximative du contenu en radium des animaux peut se faire

en se basant sur le rontenu en Ca de ces échantillons biologiques en

utilisant la relation :

R aM R aA " °'1 C aA C ^

226 où Ra = iiCi Ra dans l'animal (ou le tissu)

A

Ce. = g de Ca dans l'animal (ou le tissu) A

_. 226» , . , „ , . T-— * uCi Ra en solution par g de Ca en solution

dans le milieu aquatique.

Le coefficient 0,1 est donné à titre indicatif. Il peut, en réalité,

varier fortement (0,2 à 0,04) de sorte que cette relation ne peut

être utilisée que pour une estimation de l'ordre de grandeur de la

contamination de la faune dans un milieu aquatique contenant du

radium en solution.

Quelques insectes aquatiques analysés, ont accusé une con-

centration en Ra de 10 à 100 fois plus élevée que celle de l'eau.

L'analyse de quelques échantillons de poissons, provenant

des Nouveau et Ancien Bankloop et de la Nete a montré un niveau en

ir à

226 Ra inférieur à 5.10 pCi/g matière fraîche. Toutefois, l'examen

Ra .. 226,, . des rapports — et des teneurs en Ra observées chez les am-

oa 226

phibiens, laisse prévoir un niveau de contamination en Ra des 29 fi

poissons d'environ 2 pCi Ra/g» dans les conditions de piscicul­

ture en étang.

En conséquence de cette hypothèse, ce maillon alimentaire

pourrait constituer un risque si l'on considère que l'activité que

pourrait ingérer un pêcheur consommant annuellement 50000 g de pois-226

son (moyenne belge) contaminé à un niveau de quelque 2 pCi Ra/g,

se monterait à 0,01 uCi/an, soit l'ingestion admissible pour les

populations avoisinantes. Il n'est, d'autre part, pas exclu que cer­

tains pêcheurs ne consomment des quantités nettement supérieures.

En ce qui concerne le gibier, seuls quelques ratr musqués

ont été mesurés. Ces animaux présentaient un niveau de radioactivité

d'environ 0,6 pCi Ra/g matière fraîche, mais il faut insister sur

le fait qu'aucun contrôle rigoureux de la contamination du gibier

n'a pu être exécuté.

4.4. SITE DE TESSENDERLO

Les ruisseaux, après avoir reçu les rejets des usines, ont

une teneur en composants chimiques telle que le maintien d'une vie

animale est pratiquement impossible. La biomasse des rares échantil­

lons d'animaux récoltés dans les environs des ruisseaux était trop 296

réduite pour permettre de déceler le Ra par spectrométrie y.

47.

V. ETUDES AGRONOMIQUES

5.1. Introduction

5.2. Expérimentation

5.2.1. en conditions naturelles

5.2.1.1. champs d'essais

5.2.1.2. prairies d'essais

5.2.2. en conditions contrôlées

5.2.2.1. recherche des F.C.

5.2.2.2. étude des formes chimiques du Ra dans le végétal

5.2.2.3. étude de l'influence de l'apport de Ca au sol

5.2.2.A. étude de l'influence du type de sol

5.3. Site d'Olen

5.3.1. Niveau de contamination des produits agricoles

5.3.1.1. végétaux cultivés et leur niveau de contamination

5.3.1.2. niveau de contamination des animaux domestiques,

des oeufs et du lait

5.3.2. Evaluation de la situation future 226

5.3.2.1. Ra absorbé par les végétaux

5.3.2.2. dispersion du Ra

5.3.2.3. influence des pratiques culturales

5.3.2.4. incidence des métaux accompagnant le Ra dans les

rejets 5.3.2.5. conclusions

5.3.2.5.1. possibilités de cultures des zones

contaminées 5.3.2.5.2. types d'exploitation en zones contaminées.

Site de Tessendarlo

5.4.1. Niveau de contamination des produits agricoles

5.4.1.1. Niveau de contamination dans les végétaux

5.4.1.2. Niveau de contamination des animaux domestiques,

des oeufs et du lait

5.4.1.3. Conclusions

5.4.2. Evaluation de la situation future

Contribution des engrais phosphatés au cyclesbiologiques du

Ra et de l'U naturel

49.

5.1. INTRODUCTION

L'évaluation du risque que pourrait constituer, du point de

vue de la contamination de la chaîne alimentaire, un terrain contami­

né par des rejets radioactifs, repose sur la connaissance des niveaux

de contamination des denrées agricoles produites dans la zone considé­

rée.

En ce qui concerne le site d'Olen, l'étude agronomique a

visé principalement, à obtenir des données sur les niveaux de conta­

mination, au moment de l'enquête, des produits agricoles prélevés à

des points choisis d'après la carte radiologique du site. Par ailleurs,

l'établissement et l'exploitation des champs et prairies d'essais ont

fourni des renseignements sur le transfert sol-plante-animal, du 226

Ra permettant ainsi d'estimer les niveaux de contamination des

aliments qui seraient produits après la mise en culture des zones

contaminées. Il faut souligner le caractère unique de ces renseigne­

ments qui sont introuvables dans la littérature car, si des circon­

stances de contamination analogues existent, elles ne sont jamais

absolument identiques et ne se prêtent pas à ce genre d'étude.

Quant au site de Tessenderlo dont la situation radiologique

se présente différemment de celle d'Olen, l'échantillonnage des pro­

duits agricoles a été effectué dans les zones riveraines des cours

d'eau où sont rejetés les effluents contaminants. Des expériences

effectuées en conditions contrôlées, sur plusieurs espèces végétales

de grande culture ont permis d'établir les valeurs des facteurs de 226

concentration (plante/sol) pour le Ra. Ce type d'expérience devait

aussi fournir, notamment, des données intéressantes sur l'influence

du type de sol et de l'apport du calcium sur le niveau de contamina­

tion des organes végétaux par le radium.

50.

5.2. EXPERIMENTATION

5.2. 1. En conditions naturelles

5.2. 1. 1. Champs d'essai

5.2. 1. 1. 1. Prinçipedel^expérimentation

La méthode appliquée est celle dite du "cai^é latin"

pour la disposition des parcelles. Le nombre total de parcelles

était de 49 (7 végétaux x 7 répétitions) ; chacune de ces parcelles

avait une surface utile de 4 m (voir plan 5.2./PI). Des plantes

présentant un intérêt économique ont été choisies. Les espèces végé­

tales étudiées sont mentionnées dans le tableau 5.2./T1.

Dans chacune des parcelles, la zone de bordure et la zone

médiane ont été récoltées séparément ; seule cette dernière a été

analysée car les plantes qui y ont poussé se sont trouvées dans des

conditions de milieu comparables pour chacune d'elles. Les différents

organes à analyser ont été séparés au moment de la récolte et consti­

tuent des échantillons distincts. Des échantillons de sol ''sable

tourbeux) cr.t aussi été prélevés sur chacune des parcelles.

5.2. 1. 1. 2. Résultats

Les résultats de ces expériences, réalisées durant trois

années consécutives, ont permis de calculer les facteurs de concentra-

_ ,. Ra/g matière sèche . .. _ , ' tion F.C. = -—r 2 : , ainsi que le rapport observe

Ra/g sol sec

_ _ Ra/Ca organe K.U. — _ " ,

Ra/Ca sol

On a choisi ce R.O. pour le Ra par analogie avec le R.O. utilisé pour (x)

le strontium, car, selon Comar , il s'est avéré que l'examen des

rapports strontium-calcium est d'une utilité beaucoup plus grande que

l'observation du comportement du strontium seul. Pour ces calculs, le

sol pris en considération est la couche explorée par les racines.

(x) C.L.Colmar, R.H.Wasserman : Symposium Radioisotopes in the

Biosphere, Univ.Minn., Minneapolis, 1960.

TABLEAU 5. 2./Tl

po f. F.C. et R.O. pour le Ra chez les plantes cultivées en champs d'essais à Olen

Espèce

»

Ray-grass

Trèfle violet

Orge

Chou Moëllier

Carotte

Betterave

Pomme de terre

Organe

Racine Feuillage

Feuillage

Racine Paille Epi

Racine Tige Feuille

Racine Feuillage

Racine Feuillage

Racine Feuillage Tubercule

1961

0,S8 0,08

0,27

0,63 0,05 0,015

0,28 0,57 0,40

0,09 0,09

0,045 0,09

0,55 0,25 0,016

F.C. Moyen

1962

0,05

-

-

0,022 0,013

—

-

0,07

0,23 0,63

0,14 -

-

-

0,037

1963

0,09

-

-

0,04 0,018

*•

«*

0,60

0,46 0,85

0,18 -

-

-

°«ftî

1961

0,34 0,02

0,08

0,39 0,01 0,005

0,14 0,02 0,03

0,07 0,08

0,04 0,03

0,25 0,08 0,011

F.C. Minimum

1962

_

0,02

-

-

0,021 0,006

-

-

0,03

0,02 0,21

0,04 -

-

-

0,016

1963

—

0,06

-

-

0,023 0,008

-

-

0,04

0,15 0,44

0,09 -

••

-

—

1961

1,01 0,19

0,44

0,88 0,15 0,03

0,55 0,99 1,00

0,10 0,10

0,05 0,16

0,85 0,57 0,038

F.C. Maximum

1962

—

0,10

-

—

0,023 0,019

-

-

0,11

0,73 0,93

0,42 -

-

-

0,08

1963

_

0,19

-

-

0,06 0,027

-

-

1,63

0,77 1,66

0,28 -

-

-—

R.O.

1961

_

0,051

0,046

—

0,028 -

0,015 0,06 0,03

0,12 • •

-

-

-

-

•"

(+) une seule valeur

(x) R.Kirchmann, P. Boulenger, A.Lafontaine, Uptake of Ra by crop plant, First Internac.Congr.Intern.Radiation protection Ass., Rome 1966, Abstract 133, p.62.

Le tableau 5.2./T1 permet de comparer l'absorption du 9 9 f\

Ra par différentes espèces végétales placées dans les mêmes con­

ditions de milieu ; les valeurs F,C. moyennes, minimales et maximales

observées sont indiquées, elles concernent le rapport du radium tota*.

par gramme de matière sèche au radium total par gramme de sol sec.

Ce tableau donne les valeurs du rapport R.O. (organe/sol) et permet

ainsi de comparer le transfert du radium et du calcium du substrat

du végétal.

On remarque qu'il y a une forte discrimination en faveur

du calcium dans le transfert du sol à la plante. Nos expériences en (x)

aquiculture et celles de K.B.Mistry ont permis de faire la même

constatation en ce qui concerne la partie aérienne des végétaux étu­

diés. En outre, le R.O. varie selon les espèces et selon les organes.

L'analyse statistique des résultats des trois années de

culture a montré notamment que, pour un sol de même niveau de conta­

mination : 99 fi

1) la teneur en Ra du feuillage du ray-^rass est significativement (xx)

plus élevée (P 0,05) que celle du feuillage du chou et de

l'ort,

le raj

paille est de 0,41 + 0,13 (P 0,05) ;

la valeur du facteur de concentration poi

cule de pomme de terre est de 0,016 + 0,0024 (P 0,05)

99 6 2) le rapport des concentrations en Ra dans l'épi d'orge et la

? 9 fi 3) la valeur du facteur de concentration pour ie Ra dans le tuber-

(x)

( XX )

K.B.Mistry, ARCRL-lü, 36-89, H.M.Stationery Office, London, 196 3.

P est le deyc6 de confiance du résultat. P 0,0) indique qu'il y a 5 7, de risque d'erreur.

53.

5.2. 1. 2. Prairies d'essai

5.2. 1. 2. 1. Priucige_deal^expérimentâtion

Une prairie temporaire, comprenant deux parcelles dont

les dimensions sont respectivement 43 x 92 et 50 x 108 m, a été éta­

blie en bordure ouest du Nouveau Bankloop, entre la route de la

S.N.P.P.T. et le canal de drainage principal.

Deux vaches (n° 7 et 11), provenant du troupeau expérimen­

tal du C.E.N./S.C.K., ont été mises en pâture à partir de la mi-juil­

let 1966.

L'eau d'abreuvage provenait d'un puits de forage (P 10 -

plan 1.2.2./P5), situé en bordure Nord de la prairie ; cependant il

est probable qu'une partie de l'eau d'abreuvage ait été constituée

par l'eau de pluie retenue dans de petites dépressions de terrain.

Des échantillons d'herbe ont été récoltés le jour précédant la mise

en pâture. La production laitière de chacune des vaches a été mesurée

et une aliquote prélevée afin de constituer un échantillon moyen

hebdomadaire.

La méthode dite "par émanation" a été utilisée pour

1'analyse des échantillons d'herbe et de lait. Cette méthode est

décrite dans le chapitre 7 du présent rapport.

5.2. 1. 2. 2. Résultats sssssssss

a) Transfert sol-herbe : les valeurs du rapport —r-r *

Ra/kg sol sec

sont respectivement 0,08 et 0,05 pour chacune des parcelles d'ex­

périence. Ces valeurs sont à rapprocher des valeurs obtenues avec

le Ray-grass (0,05 à 0,13 lors des expériences en champs d'essais).

b) Transfert herbe-»lait : les valeurs du rapport observé R.O. » 226_ . - .

2 2 6 — " — ° n t é t é r e 8 P e c t i v e m e n t 0»007 et 0,01 pour les Ra/Ca herbe

vaches n° 7 et 11. La concentration maximum observée par litre

54.

9 96 de lait a été de 3 pCi Ra/litre et la concentration moyenne de

1,2 pCi Ra/1 ; ce qui représente respectivement 15 et 6 fois

le niveau du lait des régions témoin voisines.

226 Il est à remarquer que l'ingestion journalière de Ra par

le vecteur de l'eau d'abreuvage (20 pCi par vache et par jour) était

très faible comparativement à celle due à l'herbe (3.000 à 5.000 pCi

par vache et par jour selon la parcelle).

Il faut noter aussi que les valeurs du R.O. ci-dessus, ont

été obtenues dans des conditions où l'animal n'était pas en équilibre

avec son milieu, en raison de la brièveté du séjour. Des valeurs plus

élevées peuvent être attendues en cas d'équilibre, à cause de la con­

tribution du squelette aux Ra et Ca du lait.

5.2. 2. En conditions contrôlées

5.2. 2. 1. Recherche des facteurs de concentration

Des expériences en serre, avec plusieurs espèces végétales

cultivées sur divers substrats, nous ont permis de calculer les fac­

teurs de concentration (F.C.) avec une bonne approximation.

Rappelons que

226 F _ _ Ra / g matière sèche végétale

~ 226

Ra / g substrat (sol ou solution nutritive)

in effet, calculés à partir des données obtenues en conditions natu­

relles, les facteurs de concentration sont très variables à cause de

l'hétérogénéité de la contamination du sol (voir tableau 5.2./T2) .

Les valeurs calculées pour les diverses espèces végétales

cultivées sur substrats uniformément contaminés sont données dans

le tableau 5.2./T2. L'examen de ce tableau montre que, dans le cas

de culture sur sol, les facteurs de concentration sont du même ordre

de grandeur (5>1). Quelques valeurs F.C. intéressantes sont à noter

TABLEAU 5.2./T2

F.C. du Ra chez les végétaux terrestres cultivés

Espèce

Ray-grass

1

Trèfle violet

Orge

Chou moêllier

Carotte

Betterave

Pois

Pommes de terre

Organe

Racine Partie aérienne

Racine Partie aérienne

Racine Paille Epi

Racine Tige Feuille

Racine Partie aérienne

Racine Partie aérienne

Racine Feuillage Gousses

Racine Tubercule Feuille

Mode de contamination

à partii d'un soi. homogène

(serre)

0,57 à 0,69 0,41 à 0,75

0,50 à 0,94 < 0,07 à 0,50

<0,07 à 0,34 "~*0,10 à 0,90

0,05 à 0,09

0,15 à 0,52 C,08 à 0,37 0,06 à 0,81

0,26 à 0,54 0,12 à 1,15

0,19 à 0,74 0,50 à 1,51

1,? 0,6 3,1

0,25 à 0,57 0,017à 0,06 0,18 à 1,18

à partir d'une solution nutri­tive (serre)

1340 à 3030 49 à 84

23 à 113

35 0,31 0,16

1480 à 3960 30

40 à 136

à partir du sol en conditions naturelles

0,34 0,02

0,08

0,39 0,01

0,005

0,14 0,02 0,03

0,07 0,08

0,04 0,03

0,25 0,011 0,08

à 1,01 à 0,19

à 0,44

à 0,88 à 0,15 à 0,03

à 0,55 à 0,99 à 1,00

à 0,10 à 0,10

à 0,05 à 0,16

à 0,85 à 0,038 à 0,65

56.

de très faibles valeurs pour les tubercules de pomme de terre et les

épis d'orge ; les valeurs les plus élevées sont observées pour la gous­

se du pois et pour le feuillage des betteraves, pommes de terre,

carottes et choux. La culture sur solution nutritive donne des valeurs

de F.C. environ 100 fois plus élevées pour les racines que pour le

feuillage. Cette différence dans le niveau de contamination des or­

ganes végétaux, selon le substrat de culture, est probablement due

au degré élevé de rétention du radium sur les surfaces du sol qui ré­

duit la disponibilité du radium pour les plantes beaucoup plus que dans

le cas du strontium ou du calcium.

90A

5.2. 2. 2. Etude des formes chimiques du Ra dans le végétal

Les végétaux cultivés en serre sur substrat fortement con­

taminé ont permis de déterminer les formes chimiques du Ra dans la

matière végétale.

En outre, ces expériences ont montré que le radium n'est

radiotoxique pour le végétal qu'à des concentrations qui n'ont jamais

été rencontrées sur le terrain. Par contre, les expériences de toxici­

té du cobalt ont été entièrement concluantes (Voir par. 5.3.2.4.).

On peut déduire de nos résultats sur les différentes formes 0 o f\ 00 (\

de Ra dans le végétal que le pourcentage de Ra retenu dans les

parois cellulaires, correspond aux fractions solubles dans les acides, 90 A

que le pourcentage de Ra associé aux débris cellulaires et éléments figurés, correspond à la fraction échangeable et que celui trouvé dans

(x) le suc centrifugé correspond à la fraction soluble dans l'eau

oo f. Nature du mode de pénétration du Ra dans la racine .

(x) Les résultats expérimentaux indiquent qu'il n'y a pas

226 intervention du métabolisme cellulaire pour la pénétration du Ra

226 et que le pouvoir régulateur de la rétention du Ra est régi par

la teneur en calcium. Il semble bien que le phénomène primaire de la

rétention de ce radioélément soit gouverné par les lois de 1'adsorption

adsorption qui est d'ailleurs compétitive avec celle du Ca.

Isotopes and Radiation in Soil Plant Nutrition Studies. I.A.E.A., Vienna 1965, r>.296

57.

Si le radium est essentiellement retenu à la surface des

racines (zone épidermique), on a cependant constaté qu'une partie de

ce radioélément est effectivement absorbée à 1'intérieur de la plante,

son transport vers la partie aérienne pouvant être lié au métabolisme

cellulaire.

5.2. 2. 3. Etude de l'influence de l'apport du calcium au sol

Les espèces végétales suivantes ont été mises en expérience

pomme de terre, carotte, betterave, chou, Ray-grass, trèfle violet et

orge. La culture a été effectuée en pots contenant du sable tourbeux,

sol de même nature que celui des champs d'essais contaminés. Le ni­

veau de contamination du sol utilisé pour les expériences en serre 22fi

était de 100 uCi Ra/kg de sol sec.

Le traitement appliqué consistait en apport de diverses

doses de calcium (0 à 62,5 milliéquivalent Ca / 100 g de sol). Deux

formes chimiques ont été employées dans une étude parallèle : hydro-

xyde et chlorure. Chaque essai a été réalisé en répétition triple.

L'analyse statistique a montré que l'apport de calcium n'a

nfluence significative (P 0,05) sur la teneu:

de la matière sèche, tant du feuillage que des racines.

226 pas eu d'influence significative (P 0,05) sur la teneur en Ra

5.2. 2. 4. Etude de l'influence du type de sol

Nous avons employé comme plante-test, le Ray-grass, culti­

vé dans des pots contenant divers types de sols belges. 226

Une corrélation inverse entre les teneurs en Ra des or-(x)

ganes végétaux et de la quantité de matériel sorptif du sol est

observée.

Pourcentage de la fraction de 0 à 20 u + deux fois le pourcentage d'humus.

58.

5.3. SITE D'OLEN

5.3. 1. Niveaux de contamination des produits agricoles

5.3. 1. 1. Végétaux cultivés et leur niveau de contamination

5.3. 1. 1. 1. L'échantillonnage du site ainsi que la culture pendant

trois années consécutives, de champs d'essais situés sur le site, nous

ont fourni des renseignements sur les niveaux de contamination des or­

ganes des diverses espèces cultivées en conditions naturelles. Les

facteurs de concentration

00 ft

_ Ra / g matière sèche F'C- " • 2?6

Ra / g sol sec

sont de l'ordre ou inférieure à l'unité, selon l'organe et l'espèce

considérés. Suite aux observations faites dans les champs d'essais

nous avons été amenés à envisager la présence d'éléments chimiques

à des niveaux de concentration toxique pour les végétaux. Des analyses

spectrographiques de sols et des expériences en serre ont confirmé nos

présomptions ; le cobalt, notamment, est présent en quantité anormale­

ment élevées (maximum observé : 7.225 ppm).

Comme il existe une corrélation linéa'.re entre le niveau 926

de contamination par Ra et les teneurs du sol en Co, dans les zones

les plus contaminées, le cobalt présent empêche ou freine selon la

concentration, le développement de certaines espèces végétales.

Du point de vue agronomique, le site peut être subdivisé

en 3 secteurs .

~ 1er secteur : situé entre la route de la S.N.P.P.T. et la Kleine

Nete ; c'est dans cette zone que la S.N.P.P.T. a le

projet d'implanter des fermes. Ce secteur comprend

les zones 3W et 3E du plan 1.2.2./PI ; d'importants

travaux d'amélioration foncière ont été effectués en

cet endroit, qui ne comprenait que des terrains in­

cultes, à 1'exception de quelques petits champs et

quelques pâtures à l'est de la route Olen-Lichtaart

et à l'ouest de cours du Nouveau Bankloop.

59.

- 2ème secteur : situé au sud de la route S.N.P.P.T. , champ de versage

Dl exclu. Ce secteur comprend les zones 1,2 et 5

(plan 1.2.2./PI). Il est occupé, en grande partie,

par des champs et des pâtures. Il n'y a pas de grande

exploitations agricoles proprement dites. On trouve

des exploitations du type familial dont la superficie

n'excède pas 12 à 15 ha.

- 3ème secteur : terrains vagues constitués par l'ancien champ de ver­

sage Dl situé dans la zone 5 (plan 1.2.2./PI), en

bordure du Kempisch Kanaal, ainsi que les champs de

versage D2 et D3.

5.3. 1. 1. 2. Niveaux_observéj_ dans_les_éçhantill2ns_de_végétaux ré­

coltés ur^le^si te

- 1er secteur : Zone située entre la route S.N.P.P.T. et la Kleine Nete

Les quelques champs cultivés sont situés dans une par­

tie pratiquement non contaminée de ce secteur (150 cps

en surface - scintillateur CEN). Des échantillons de

froment, avoine et pomme de terre ont été analysés. Le 926

maximum observé fut de 3 pCi Ra/g m.s. pour le feuil-226

lage de la pomme de terre et le minimum de 0,2 pCi Ra/

g m.s. pour le tubercule de pomme de terre.

- 2ème secteur : Zone située entre le Kempisch Kanaal et la route de la

S.N.P.P.T.

Dans une prairie à faucher (flore mixte), située le

long du Bankloop, nous avons récolté des échantillons 226

de feuillage qui accusaient 5 pCi Ra/g m.s. Les 726

autres maxima (exprimé en pCi Ra/g m. s.) ont été

respectivement selon l'espèce végétale :

Oignons (feuilles) 6

Chou 1

Avoine (tige) 6

Haricot 12

Pomme de terre (tubercule) 2

Pomme de terre (feuillage) 85

60.

3ème secteur Champs de versage

Il n'y a pas eu de mesure, ces champs de versage

étant impropres à toute production végétale de

caractère agricole.

5.3. 1. 1. 3. Niveaux observés_dans_des_éçhantillons_végétaux_£roduits

En ce qui concerne les champs d'essais installés dans la

zone la plus contaminée, les maxi.na observés (pour des plantes d'appa-

rence normale) ont été respectivement (en pCi Ra/g m. s.) :

Pommes de terve : racine 124 feuille ( » 57 tubercule 26

(x) Betterave : racine , x 8

feuille 7

Orge : racine 338 paille 7 épi^' 4

Trèfle violet : racine ( . 7 feuille 5

(x) Carotte : racine 13

feuille 47

Chou moêllier : racine , x 22 feuilleU; 35 tige(x) 12

Ray-grass : racine , x 760

feuille ; 270

N.B. : 1. Des concentrations en zz"Ra beaucoup plus élevées (jusqu'à

420 pCi/g m.s. pour la feuille de betterave par exemple)

ont été obtenues, mais elles concernaient des plantes anor­

malement peu développées à cause de la toxicité chimique du

sol.

2. (x) Partie végétale consommée par l'homme et/ou par les

animaux.

61.

5.3. 1. 2. Niveaux de contamination des animaux domestiques, des oeufs

et du lait.

5.3. 1. 2. 1. Animaux_domestiques

Les quelques animaux de basse-cour contrôlés avaient de

100 à 1.000 fois plus de Ra dans le squelette que le niveau norroal

Pour la viande de deux lapins on a observé 0,7 pCi/g de matière fraîche

tandis que la viande d'autres lapins récoltés sur le site n'atteignait

pas le seuil de détection (0,2 pCi/g pour ces échantillons).

5.3. 1. 2. 2. Produits_d^anim^ux_dgmestigues

2ème secteur : Zone située entre le Kempisch Kanaal et la route de la

S.N.P.P.T.

Du lait a été récolté en divers points de ce secteur :

le niveau maximum mesuré par spectrométrie y a été de 7 pCi/1 dans

un échantillon ; dans les autres échantillons, les teneurs étaient

inférieures au seuil de détection en spectrométrie y (environ 4 pCi/1).

Une mesure ultérieure par la technique d'émanation a fourni des valeurs

inférieures à 1 pCi/1 pour divers échantillons récoltés sur le site.

Des oeufs ont aussi été analysés : on a observé des teneurs d'environ

coq (x)

226 15 pCi Ra par oeuf (coquille exclue). Ceci représente 100 fois le

niveau observé par Muth

Echantillons témoins. Des échantillons de lait récoltés

à Terlcbrug et à la ferme située sur la route Geel-Kasterlee près du

pont sur la Kleine Nete, avaient respectivement 0,18 pCi Ra/1 et

1,3 pCi 226Ra/l.

(x) Muth, Health Physics, vol.2, n63, (1960), p.239

62.

5.3. 2. Evaluation de la situation future dans l'hypothèse de I.a mise

en culture de zones contaminées

5.3. 2. 1. Quantités de Ra absorbées par les végétaux

- 1er : acteur : Compte tenu de nos connaissances actuelles sur les ni-* . . 226_ , , ,

veaux de contamination en Ra des sols de ce secteur,

ainsi que des facteurs de concentration et des phéno­

mènes de toxicité chimique (dus notamment au Co ) la

transformation en exploitation agricole de ce secteur

pourrait conduire à la production de végétaux contami­

nés, dont l'estimation est donnée dans le tableau

5.3./T1. 226

- 2ème secteur : Les quantités annuelles de Ra qui continueront à

être mobilisées, si la situation actuelle persiste,

sont estimées dans le tableau 5.3./T2 . 226

5.3. 2. 2. Bilan des exportations (dispersion du Ra)

Si l'on ne tient pas compte du Ra des racines de certaines

plantes qui restent en place lors de la récolte, le bilan estimé des 226

exportations annuelles maximales, du Ra, au cas où l'on ne cultiv*

que la plante considérée est donné au tableau 5.3./T 3 .

5.3. 2. 3. Influence possible des pratiques culturales sur le niveau

de contamination des végétaux

- Labour : Dans les 1er et 2ème secteur où la contamination est super­

ficielle, le labour aura un effet d'homogénéisation de la couche 226

0-50 cm, d'où diminution des concentrations en ' Ra et en métaux

nocifs.

- Chaulage : Les résultats d'expérience (vcir 5.2.2.3.) montrent que

l'importance relative des deux phénomènes (absorption et adsorption)

par lesquels les plantes sont contaminées n'est pratiquement pas sous

la dépend"nce du niveau de calcium dans le milieu nutritif.

TABLEAU 5. 3./Tl

Types de végétaux kg de

m. s./ha

Production potentielle

kg m. s. F.C.

Ra mobilisé (uCiJ total/an

minim. I maxim.

Surface des zones cultivables pour le type de végé­tal considéré

a. Cultures en zones contaminées

Orge

Carotte

Betterave

Pomme de terre

Chou

Paille Grain

Racine Feuille

Racine Feuille

Tubercule Feuille

Racine Tige Feuille

2.500 2.000

5.000 2.500

2.500 1.250

5.000 500

1.500 7.500 7.500

b. Pâtures en zones contaminées

Ray-grass

Trèfle violet

Racine

Feuille

Racine Feuille

300

7.500

500 6.000

56.500 45.200

66.750 33.400

33.400 16.700

93.500 9.350

20.000 100.000 100.000

6.900

170.000

6.700 80.000

0,85 0,07

0,30 1 ,0

0,20 1,40

0,024 1,10

0 , 4 0 , 3 0,75

800 50

80 130

30 90

20 70

30 120 300

7.300 500

700 1.200

240 840

120 600

300 1.100 2.700

0,65 0,10 0,54 0,40

80

300

15 130

750

3.000 130

1.100

22.6 ha

13,4 ba

13,4 ha

18.7 ha

13,4 ha

22,6 ha

13,4 ha

Production totale possible de toute la zone cultivable.

Limites de valeurs résultant de l'incertitude dans l'év le sol superficiel à partir des résultats de mesures a-\ scintillomètre gamma portatif. Limites de valeurs résultant de l'incertitude dans l'évaluation des concentrations de Ra dans

TABLEAU 5.3./T2

!

Types de végétj

a. Culture

Orge

Carotte

Betterave

Pomme de terre

Chou

b. Pâtures

Ray-grass

Trèfle violet

aux kg de

m. s./ha

: Paille Grain

: Racine Feuille

: Racine Feuille

: Tubercule Feuille

: Racine Tige Feuille

2.500 2.000

5.000 2.500

2.500 1.250

5.000 500

1.500 7.500 7.500

: Racine Feuille

: Racine Feuille

300 7.500

500 6.000

— — — — — — — — — —

Production potentielle

kg/m.s.

20.000 16.000

21.250 10.600

10.600 5.300

32.500 3.250

6.400 32.000 32.000

2.400 60.000

2.125 25.500

F.C.

0,85 0,07

0,30 1,0

0,20 1,40

0,024 1,10

0,40 0,30 0,75

0,65 0,10

0,54 0,40

226Ra mobilisé (uCi) total/an

minim, maxim.

300 20

25 40

10 30

5 20

10 40 100

30 100

5 40

2.700 170

225 340

80 260

40 200

90 360 900

260 1.000

40 370

Surfaces des zones cultivables pour

le type de végétal considéré

8 ha

4,25 ha

4,25 ha

6,5 ha

4,25 ha

8 ha

4,25 ha

Production totale possible de toute la zone cultivable

TABLEAU 5.3./T3

1 1

i Végétal

t

1 !

1er secteur

Orge

Carotte

Betterave

i Pomme de terre

Chou i

; Ray-grass

; Trèfle violet l

i 2ème secteur

1 j Orge j Carotte

! Betterave

Pomme de terre

Chou

Ray-grass

Trèfle violet

2260 Ra Présent dans le sol(x)

19.200

2.400

2.400

5.300

2.400

19.200

2.400

12.300

800

800

4.300

800

12.300

800

(mCi)

Exporté / an

7,85

1,92

1,08

0,70

3,8

17

1,15

2,90

0,56

0,34

0,24

1,26

6,0

0,37

Z / an

0,040

0,086

0,045

0,013

0,160

0,090 î

0,047

i

1 l i

0,024

0,070

0,042

0,005

0,157

0,049

0,046

(x) En tenant compte de la superficie du sol cultivable pour le type de végétal considéré.

66.

- Fumure minérale : Les cultires expérimentales ont été effectuées sur

sol auquel des engrais ont été apportés. Les expériences sur l'influ­

ence possible d'engrais contenant des sulfates n'ont pas été conclu­

antes dans les conditions expérimentales présentes (5.5).

99 f.

5.3. 2. 4. Incidence des métaux accompagnant le Ra dans les rési­

dus industriels.

Suite aux observations faites dans les champs d'essais, on

a été amené à envisager la présence d'éléments à des niveaux de concen­

tration toxiques pour les végétaux.

Des analyses spectrographiques, effectuées au Laboratoire

du Professeur COTTENIE (Faculté des Sciences Agronomiques à Gand) ont

renforcé nos présomptions, confirmées par des expériences en serre,

sur les effets du cobalt. Nos résultats d'expériences en serre indiquent

que le seuil de toxicité du cobalt, pour un même végétal, dépend de la

nature du sol et que, pour un même sol, ce seuil varie selon les

espèces végétales .

Dans les secteurs 1 et 2, il existe une corrélation linéaire

entre le niveau de contamination par Ra et les teneurs en cobalt.

Cette présence de cobalt empêche ou freine le développement de cer­

taines espèces végétales ; les monocotylées résistent bien aux con­

centrations élevées en cobalt alors que les dicotylées sont r^ttement

plus sensibles. Cette différence de comportement pourrait être due

à des différences de capacité d'échange des racines. Pour les mono­

cotylées, la capacité d'échange est deux à trois fois plus faible

que pour les dicotylées.

(x)

R.Kirchmann, J.Colard, E.Fagniart - Fixation et action physiologique du cobalt chez quelques espèces végétales cultivées. Actes du Symposium International de Radioécologie, Cadarache 8-12 septembre 1969, p. 667-688.

67.

5.3. 2. 5. Conclusions

5.3. 2. 5. 1. Possibilités de_çultures_des_zones.contaminées

- a. Les champs de versage ne présentent aucun intérêt agronomique.

- b. Les autres zones où la contamination est supérieure à 1.000 pCi 226

Ra/g sol superficiel, sont impropres à la culture en raison

de la toxicité chimique des déchets rejetés. Ces zones repré­

sentent 0,66 ha dans le secteur 1 et 1,75 ha dans le secteur 2.

- c. Les zones où la contamination est comprise entre 100 et 1.000 pCi 226

Ra/g sol superficiel, ne conviendraient que pour la culture

de monocotylées (céréales et certaines pâtures, par exemple). Ces

zones représentent respectivement 9,12 ha dans le secteur 1 et

3,75 ha dans le secteur 2. Le labour pourrait diminuer les concen-226

trations en Ra de la couche arable, d'un facteur 10 environ, si

l'on considère que la contamination est localisée dans la couche

0-10 cm et que le labour s'effectue jusqu'à une profondeur de 1 m

(labour de défonsement).

5.3. 2. 5. 1. Typesmd^ex2lgitation_gn_gones contaminées

En cas de proposition de mise en culture des zones contaminées il serait

préférable d'affecter celles-ci à des pâtures (permanentes ou temporaires)

plutdt qu'à des cultures de végécaux directement consommés par l'homme,

afin de profiter de la decontamination opérée par l'animal (R.O. lait/

plante = 0,06) dont l'organisme assimile le calcium de préférence au

radium. 226

Les niveaux d'activité du lait seraient compris entre 2 et 20 pCi Ra/1

et la quantité totale de lait produite dans ces zones serait :

a) sur la base de la matière sèche (fourrage) produite :

170.000 litres dans le secteur 1

60.000 litres dans le secteur 2

b) sur la base des normes habituelles (1 vache / ha et production

annuelle de 3.000 à 4.000 litres par vache) :

80.000 litres dans le secteur 1

30.000 litres dans le secteur 2

68.

Remarquons cependant que le lait produit sera impropre à la consommation

par des enfants en bas âge.

L'ingestion maximale admissible par jour pour des personnes professionnel­

lement exposées est de 2.10~ uCi/cm3 x 2,2.10 cm3/jour = 2,2.10~10

Ci/jour ; pour des populations avoisinantes il est de 1/10 de cette

valeur, soit 2,2.10" Ci/jour; pour des enfants pn bas âge, pesant -12

1/10 du poids des adultes il est logique de le choisir égal à 2.10

Ci/jour. Ces enfants buvant 0,9 1/jour (enfants de 6 mois) la concen­

tration maximum admissible dans le lait est de 2 pCi/1. Une telle

proposition d'exploitation des zones contaminées conduirait donc à un

dépassement des niveaux admissibles de la population avoisinante.

69.

5.4. SITE DE TESSENDERLO

5.4. 1. Niveaux de contamination des produits agricoles

5.4. 1. 1. Niveaux observés dans des échantillons de végétaux récoltés

sur le site

1er secteur : Zone des bassins de décantation, par destination inutili­

sée pour la culture.

2ème secteur : Zone riveraine de Grote Beek.

Dans quelques champs et prairies bordant le Grote Beek

des échantillons divers ont été récoltés et analysés :

le tableau 5.4./Tl en donne les résultats principaux.

3ème secteur

226 L'activité maximale observée est égale à 1,6 pCi Ra/

g m.s. pour la feuille de betterave.

Zone riveraine du Winterbede.

Des échantillons d'herbe et de plantes de grande culture

ont été récoltés le long du Winte. beek (voir tableau

5.4./T 2). L'activité maximale observée est de 5.1 pCi 226

Ra/g m.s. d'herbe récoltée sur la berge du cours d'eau.

5.4. 1. 2. Niveaux de contamination des animaux domestiques, des oeufs

et du lait

2ème secteur : Zone riveraine du Grote Beek.

Du lait et des oeufs ont été récoltés en divers points de

ce secteur.

L£it

Dans une ferme, en amont de la décharge 2 (voir plans 226

1.2.1./PI et 1.2.1./P2), la teneur du lait en Ra (x)

était de 0,2 pCi/1 (Muth a observé 0,3 pCi/1 et en (xx)

Belgique, dans une zone de référence , la teneur est

de 0,2 pCi/1).

(x)

(xx) Muth, Health Physics, 2, n°3, p.239 (1960)

R.Kirchmann, S.Van Puymbroeck, J.vanden Hoek, Congrès International •ur la radioprotection du milieu, Toulouse, 14-16 mars 1967,p.357.

70.

Le lait produit par du bétail pâturant le long du Grote

Beek en aval de la décharge 1, avait une teneur de

0,24 pCi/1.

Oeufs

L'analyse d'oeufs (coquilles exclues) montre que la

ferme produit des oeufs contenant moins de 0,14 pCi

Ra/oeuf (Muth donne 0,15 pCi Rj/oeuf).

3ème secteur : Zone riveraine du Winterbeek.

Lait

Une ferme située en aval du point de décharge 5 (plans

1.2.1./PI et 1.2.1. /P 2) a produit des laits contenant

0,52 pCi 226Ra/l.

Oeufs

L'activité maximale observée dans quelques échantillons

récoltés a été de 1,58 pC

niveau observé par Muth).

226 récoltés a été de 1,58 pCi Ra/oeuf (soit 10 fois le

5.4. 1. 3. Conclusions

a. Aucune toxicité chimique pour les végétaux cultivés n'a été observée

dans les champs et pâtures situés le long des cours d'eau à étudier.

b. Le secteur 1 (zone des bassins de décantation) ne présente aucun

intérêt agronomique).

c. La surface totale des zones cultivables présentant une contamination

largement supérieure au fond naturel de rayonnement est difficile à

estimer, car un relevé systématique des terrains riverains du Grote

Beek et du Winterbeek n'a pas été effectué. Cependant, la prospec­

tion radiologique des terrains situés en amont et aval des dé­

charges (plans 1.3.2./PI , 1.3.2./P2 , 1.3.2./P 3 , 1.3.2./P4 ,

1.3.2./P5 et 1.3.2./P 6) a montré que la largeur de la bande con­

taminée n'est que de 5 m environ, de part et d'autre des cours

TABLEAU 5.4./Tl

Echantillons de végétaux - environs du Grote Beek

Nature de l'échantillon

Herbe

Carotte:Feuillage Racine

Be11 erave:F eui1les Racine

Activité de l'échan­tillon en

pCi Ra/g m.s.

< 1,43

41,30 <0,62

1,60

< ; 59

Activité du sol en surface

en cps

100

100 - 110 10O - 110

110 110

TABLEAU 5.4./T2

Echantillons de végétaux - environs du Winterbeek

Nature de l'échantillon

Herbe

Herbage pour foin

Avoine : épi tige

Carotte : feuillage racine

Fornne de terre

Activité de l'échan­tillon en

-n* 226D , pCi Ra/g m.s.

<Tl,14 <1,89

<5,14 1,29

<2'CO

-<2,00

<X,*1

<0,75 0,63

0,95

Activité du sol en surface

en cps

100 110

500 - 600 150 - 120

100

100 100

110 110

100

72.

d'eau concernés par les rejets. La longueur des cours d'eau à

berges contaminées pouvant être estimée à 32 km, la superficie

probablement contaminée est de l'ordre de 32 ha.

d. La composition chimique du Grote Beek et du Winterbeek (voir J.3.2.

1.2.) les rend impropre pour l'abreuvage des animaux en aval des

décharges et ce, vraisemblablement, jusqu'à leurs confluents res­

pectifs avec la Grote Nete et le Demer.

5.4. 2. Evaluation de la situation future

Le premier secteur (zone des bassins de décantation) ne pré­

sentera aucun intérêt du point de vue agronomique.

Quant aux zones riveraines du Grote Beek et du Winterbeek,

la contamination des champs et pâtures provient des boues de curage ; 22fi

des activités maximales de l'ordre de 350 pCi Ra/g boue sèche ont

été observées. Ces boues rejetées sur les rives pourraient contaminer

l'herbe qui y pousserait, à un riveau d'environ 35 pCi Ra/g m.s.,

ce qui conduirait à une contamination du lait d'environ 60 pCi/1,

soit 30 fois la concentration consommable par de jeunes enfants (voir

s.3.2.5.2.). Dans le cas particulier où une vache ne pâturerait que

cette bande, ce qui est peu probable.

Il faut noter que le mélange de ces boues avec le sol dimi­

nuerait ces concentrations d'un facteur 10 environ (voir 5.3.1.5.).

La contamination éventuelle du bétail par abreuvage avec l'eau de

rivière n'est pas à considérer car la composition chimique de ces

eaux (49 g CaCl„/l au niveau de la décharge n° 5 par exemple) les

rend impropres à cet usage. Les exploitants agricoles riverains

ont résol ' ce problème soit en puisant de l'eau dans les affluents

des cours d'eau précités (Maasbeek, par exemple), soit en creusant

des puits dans la nappe phréatique superficielle qui est très peu

contaminée.

73.

5.5. CONTRIBUTION DES ENGRAIS PHOSPHATES AU CYCLE BIOLOGIQUE DU

226 Ra ET DE L'URANIUM NATUREL

Une quarantaine d'échantillon de phosphates naturels et

d'engrais phosphatés de diverses origines ainsi qu'une douzaine

d'échantillons de scories basiques provenant des principaux produc­

teurs belges et luxembourgeois ont été analysés afin d'en connaît!e 226

les teneurs en Ra et en U naturel.

Les phosphates naturels analysés ont des teneurs assez 226

constantes, se situant aux environs de 36 pCi Ra/g de phosphate et

238

100 ug uranium naturel/g, soit 34 pCi U/g. Il faut cependant excep­

ter les phosphates de Kola dont les teneurs sont beaucoup plus faibles

en raison du traitement qu'ils ont subi dans leurs pays d'origine,

traitement visant à récupérer les radioéléments naturels.

Les produits préparés ont des teneurs variables en radio­

éléments naturels mais la plupart des "super" accusent des teneurs 226

en Ra atteignant encore 75 7, de celles des phosphates bruts ; les

teneurs en U naturel variant entre 40 et 80 %.

Quant aux scories basiques, les résultats d'analyse ont 226

montré qu'elles contiennent environ 60 fois moins de Ra que les

superphosphates d'origine naturelle et de 10 à 80 fois moins d'ura­

nium naturel, selon l'origine des scories et des superphosphates

considérés. 226

L'apport annuel en Ra et U naturel provenant de l'appli­cation d'engrais phosphatés d'origine minérale pourrait atteindre, sur

base d'une application sous forme de "super" , de 75 unités P^O /ha 226

comme fumure d'entretien, 12 uCi Ra/ha et 36 g d'U nat/ha.

On peut admettre que le radium migre très peu (voir 2.2.)

dans le sol ; il reste donc dans la zone d'application (labour ou

couche superficielle des prairies).

74.

a. Labour 226

Ra/ha soit Au cours d'une année d'application on apporte 12 uCi oof» T

12 pCi Ra dans 5.000 m de sol, ce qui peut être évalué à 2,4

pCi/kg sol. En tenant compte des facteurs de concentrations F.C. on

peut calculer l'apport de Ra pour les engrais (tableau 5.5./T1)

TABLEAU 5.5./T1

Espèce

Tubercule de pomme de terre

Epi d'orge

Feuille de chou

F.C.

0,02

0,015

0,86

j 226n Apport «e Ra par

en pCi/kg mat.s.

0,048

0,036

0,86

engrais phosphatés

en pCi/kg m. fraîche

0,01

0,17

Après 50 années d'application l'apport peut être considéré comme

50 fois plus élevé, ainsi donc, un individu consommant annuellement

des légumes à raison de 56 kg de matière fraîche, des pommes de

terre à raison de 122 kg de matière fraîche et du grain à raison de

81 kg d'épis, ingérera par l'intermédiaire des

légumes 56 x 0,17 x 50 = 476 pCi/an

pommes de terre 122 x 0,01 x 50 = 61 pCi/an

grains 81 x 0,036 x 50 = 146 pCi/an

b. Pâtures permanentes (couche de 0 à 10 cm) 226.

Au cours d'une année d'application on apporte 12 pCi Ra dans 3

1.000 m de sol, ce qui peut être évalué à 12 pCi/kg sol exploité, 226

Four un F.C. de 0,05, l'apport de Ra à l'herbe est donc de

0,6 pCi/kg m. s. Si le rapport observé R.0. (lait/herbe) est de

0,01 et si on admet qu'il y a 6 g Ca/kg m.s, dans l'herbe et 226

1 g Ca/1 lait, on peut estimer que l'activité du Ra dans le

lait, due à ces 0,6 pCi/kg m.s. dans l'herbe, est de 10"J pCi/1,

75.

Après 50 années d'application, l'apport peut être considéré comne

50 fois plus élevé. Ainsi donc, pour un individu qui consommerait

annuellement 100 1 de lait provenant d'une pâture ayant reçu des 226

phosphates depuis 50 ans, l'ingestion de Ra serait de

100 x 10"^ x 50 = 5 pCi/an.

c. Conclusions

L'apport le plus important est donc constitué par les végétaux

consommés comme tels (légumes et farines). L'apport d'activité

par les tubercules est moins prononcé, quant à l'apport par le

lait, il n'est pas préoccupant même pour l'enfant en bas âge.

Influence du type de *rl

Dans le cas d'un apport de 12 uCi Ra/ha (soit 12 pCi/kg de sol

exploité) à un sol sableux, légèrement humifère, le niveau de con­

tamination de l'herbe (ray-grass étant la plante-type) sera de 226

7,2 pCi Ra/kg matière sèche. Si le même apport est fait à un 226

sol brun acide, la fixation du Ra étant plus intense, le niveau 226

de contamination n'atteindra que 0,8 pCi Ra/kg matière sèche.

76.

V I . ENQUETE HUMAINE

6.1. Introduction

6.2. Analyse des dents

6.2.1. Dents de lait

6.2.2. Dents définitives

226

6.3. Evaluation de l'ingestion annuelle de Ra provenant du

régime alimentaire, pour un groupe critique d'individus

6.3.1. Hypothèse de l'ingestion maximale

6.3.2. Hypothèse de l'ingestion probable

6.4. Irradiation externe

77.

6.1. INTRODUCTION

L'enquête humaine, d'une portée limitée, concerne d'une part, la 226

mesure de la teneur en Ra des dents ayant appartenu à des individus

faisant partie de groupes déterminés de population, et d'autre part,

226

le calcul de l'ingestion annuelle de Ra provenant du régime alimen­

taire pour un groupe critique d'individus. En outre, la dose résultant

de l'irradiation externe sur les terrains longeant le Bankloop, a été •

évaluée.

6.2. ANALYSE DES DENTS

Pendant sa période de formation, la dent est un reflet de la con-226

centration du Ra dans le squelette. Après la période de calcifica­tion, les phénomènes d'échange modifiant encore la concentration du 226

Ra dans les dents, ces dernières restent un indicateur de l'incor-226

poration du Ra et par conséquent de la charge corporelle.

6.2. 1. Dents de lait

Des lots de dents provenant d'enfants de la région d'Olen et

de deux régions témoins (Oud-Heverlee en Brabant et Saint-Hubert dans

le Luxembourg) ont été analysés. Chaque lot était composé d'un nombre

de dents variant de 7 à 20.

Les résultats de ces analyses figurent au tableau 6.2./T1. 226

On constate que le niveau moyen du Ra dans les dents de lait des

enfants d'Olen est 2,8 fois plus élevé que celui des populations té­

moins. Ce facteur 2,8 est statistiquement significatif avec une pro­

babilité d'erreur plus petite que 1 % et il est obtenu sans tenir 226

compte d'un échantillon d'Olen dont la teneur en Ra est 2,7 fois

plus élevée que la moyenne d'Olen.

On ne note aucune différence significative entre les diffé­

rents types de dents ni entre les dents provenant de filles ou de

garçons, ni entre les dents des deux sites témoins.

78.

TABLEAU 6.2./Tl

Lot de dents

Origine

Olen

Oud-Heverlee

Olen

Oud-Heverlee

Olen

Saint-Hubert

Oud-Heverlee

Olen

Olen

Saint-Hubert

Olen

Saint-Hubert

Oud-Heveilee

Saint-Hubert

Olen

N°

65

66

67

68

69

70

71

72

73

74

75

76

77

78

79

Poids de 1'échantillon

en g

2,4575

1,8977

2,3029

1,9213

2,8623

2,1299

1,6709

2,5883

2,8012

2,2299

2,2012

2,8144

1,9674

2,19055

2,27295

Poids des cendres

en g

1,8442

1,4369

1,7044

1,4322

2,1310

1,6098

1,2551

1,9407

2,285

1,6475

1,6467

2,0500

1,4691

1,6432

1,7031

Résultats en „* 226„ . pCi Ra / g de cendres

0,057 + 0,003

0,027 + 0,002

0,093 + 0,004

0,026 + 0,003

0,046 + 0,003

0,017 + 0,003

0,007 + 0,003

0,037 + 0,003

0,149 + 0,004

0,024 + 0,003

0,057 + 0,003

0,016 + 0,002

0,016 + 0,002

0,017 + 0,003

0,046 + 0,003

Olen : moyenne = 0,056 + 0,021 pCi/g cendres (sans le n° 73)

Témoins : moyenne = 0,020 + 0,004 pCi/g cendres

6.2. 2. Dents définitives

Les résultats d'analyse sont donnés dans les tableaux 6.2./T 1

et 6.2./T3.

Le tableau 6.2./T2 concerne les personnes vivant à proximité

de l'usine (moins de 2 km) ; le tableau 6.2./T3 concerne des personnes

vivant à plus de 2 km de l'usine.

79.

TABLEAU 6.2./T2

226 Teneur en Ra de dents provenant de personnes vivant à proximité

de l'usine (dents recueillies en 1963-1964).

Date de naissance

1954

1950

1949

|

1946

1944

1942

1941

1941

1937

1936

1934

1930

1929

1916

1916

1902

1902

1901

1891

•

Lieu de naissance

Olen

01 en

Olen

Olen

Olen

Westerlo

Olen

Olen

Olen

Olen

Herselt

Olen

Herentals

Oevel

Lichtaart

Belsele-Waas

Geel

Herentals

Olen

Date d'arrivée dans la zone considérée

1963

1960

1958

1947

1941

1938

1930

1925

N° de l'échantillon

10

35

72

52

64

55

73

26

57

19

43

31

63

59

27

4

1

68

58 2

pCi 226Ra/| g de cendres

0,030

0,186

0,057

0,05

0,009

0,016

0,016

0,064

0,052

0,060

0,035

0,014

0,058

0,024

0,034

0,105

0,059

0,213

0,019 ( 0,018 l

Remarques

né et habité Radium st. Olen

né et habité Olen

né et habité Koperstraat Olen

a passé sa jeunesse le long du Bankloop

né et habité Koperstraat Olen

aucun contact avec usine

aucun contact avec usine

aucun contact avec usine

travaille usine à Cu

pas de contact avec

usine

travaille usine à Cu

aucun contact avec usine

habite en face de la zone de stockage de l'usine Ra

employé à l'usine Ca ; a cultivé légumes sur ter­rain mis à sa disposi­tion par usine pendant la guerre

a travaillé 35 ans à l'a­telier de l'usine Ra.

deux dents de la même personne ; aucun contact avec l'usine.

80.

TABLEAU 6.2./T3 226

Teneur en Ra de dents provenant de personnes ne vivant pas

à proximité de l'usine (dents recueillies en 1963-1964)

Date de naissance

1954 1954

1952 1951 1949 1948 1947

1947 1943 1936 1932 1924

1924 1923 1920 1919 1916 1916

1915 1908 1907

1906 1906

1891

Lieu de naissance

Geel Achter-Olen Geel Oevel Geel Oevel Achter-Olen Geel Geel Oevel Oevel Olen-St.Josef Landen Geel Oevel Geel Oevel Geel

Olen Oevel Geel

Geel Geel

Oevel

Résidence (<yuand elle diffère du lieu de naissance)

Geel

Oevel

N° de l'échantillon

20 41

23 42 34 53 74

60 48 14 40 24

67 16 32 44 17 65 66 18 47 36 37 11 12

25 29

pCi/g de cendres

0,029 0,02B

0,021 0,036 0,042 0,041 0,021

0,006 0,040 0,032 0,026 0,025

0,015 0,045 0,018 0,015 0,047 0,014 ( 0,025 l 0,014 0,014 0,020 ( 0,021 l 0,074 0,016

0,032 ( 0,047 l

Remarques

a habité St.Josef jusqu'en 1945 arrivé en 1952 travaille usine Cu

deux dents d'une même personne

deux dents d'une même personne

a travaillé 25 ans à Biraco deux dents d'une même personne;a travaillé 30 ans à Biraco

Comme on ne dispose que d'un nombre relativement restreint d'échantillons 226

et comme plusieurs paramètres peuvent avoir une influence sur la teneur en Ra des

dents (notamment l'âge, le lieu de travail, la direction des vents dominants), on

constate que, s'il est possible de dégager une tendance, il reste très difficilcde

tirer des conclusions certaines. Remarquons cependant que la concentration moyenne

en Ra des dents provenant de personnes habitant à proximité de l'usine est plus

81.

élevée que celle des dents relevées chez les personnes habitant à

plus de 2 km de l'usine; Ces résultats confirment la tendance qui

s'est dégagée de l'étude portant sur les dents de lait.

11 faut aussi noter que la valeur la plus élevée observée

dans cette étude provient d'une dent prélevée chez un ouvrier ayant

travaillé 35 années à l'atelier de l'usine de radium (échantillon

N° 68).

6.3. EVALUATION DE L'INGESTION ANNUELLE DE 226Ra PROVENANT DU REGIME

ALIMENTAIRE, POUR UN GROUPE CRITIQUE D'INDIVIDUS (Famille d'ex­

ploitants agricoles vivant dans la zone située entre la route

S.N.P.P.T. et la Kleine Nete - 1er secteur)

Le régime alimentaire de ce groupe est supposé identique à celui

servant de base à l'étude de la radiocontamination de la chaîne ali­

mentaire en Belgique

Deux cas sont considérés :

1) hypothèse d'ingestion maximale : pour chacune des catégories d'ali­

ments produits ou pouvant être produits à la ferme, l'exploitant ne

consommerait que ces aliments. Les valeurs maximales des teneurs 226

estimées du sol en Ra sont utilisées.

2) hypothèse d'ingestion probable : le régime alimentaire de l'exploi­

tant n'est .institué qu'en partie des produits de sa ferme ; pour

le reste il s'approvisionne à l'extérieur. Les valeurs utilisées 226

comme teneurs en Ra du sol labouré, sont les valeurs moyennes.

6.3. 1. Hypothèse d'ingestion maximale

Les données permettant le calcul de l'ingestion annuelle de 226

Ra, sont mentionnées au tableau 6.3./T1. 226

On arrive à une ingestion d'environ 1 uCi Ra/an. A titre de 226

comparaison, l'ingestion annuelle de Ra par le régime alimentaire

(x) G.E.Cantillon, Archives Belges de Médecine Sociale, Médecine do

Travail et Médecine Légale, 1965 n° 9-10 1968 n° 1.

82,

TABLEAU 6. 3./Tl

226 Ingestion annuelle de Ra pour un groupe "critique" d'individus

(Ingestion maximale)

— • - - • " " • -

Aliment

i Lait i

Fromage

Viande

Volaille

Poisson

légumes

Fruits

Pommes de terre

Oeufs . (xxx)

Farine

Eau (puits)

Bière

'—^^—^————

Quantité consom­mée / individu

kg/an

131,4

5,8

53,7

8,2

5

56

56

122

18

81

265

114

Concentration maximale

pCi Ra/kg mat. fraîche

20

120

2

150

2.000

2.500

?

250

300

11.000

0,4

?

Ingestion annuelle

pCi 226Ra

2.628

696

107

1.230

10.000

140.000

7

30.500

5.400

891.000

146

7

1.081.707

1,08 Ci

(x)

(xx)

(xxx)

Valeur relative à une poule entière provenant du site.

Valeur observée dans le 2ème secteur (voir 5.3.1.1.)

Valeur relative à l'orge (épi). Les teneurs en calcium de l'orge et du froment étant sensiblement les mêmes, on peut supposer que les teneurs en radium sont également du même ordre de grandeur.

(x) évaluée par Michelson pour la diète totale de quatre villes des

Etats Unis est de 1.100 pCi, le maximum étant de 1.600 pCi et le (Xx)

minimum de 800 pCi. En Allemagne Muth adnnt une valeur de 3 pCi/

jour soit une valeur analogue à celle des Etats-Unis.

(x)

(xx)

Michelson, Science,

Muth, Health l-uysics, 2, n°3, p. 239 (1960)

83.

(x) Par ailleurs, suivant l'I.C.R.P. la charge corporelle

pour des personnes professionnellement exposées est de 0,1 uCi de 2 2&n

Ra en 40 ans.

Cette charge sera pour la population avoisinante (A.R. du

28 février 1963) de 0,01 pCi. Donc on peut estimer en tenant compte

de l'organe critique, du coefficient de transfert, que cette charge

de 0,01 uCi correspond à une ingestion de 0,25 uCi en 40 ans, soit

6.250 pCi/an. Dans l'hypothèse de l'ingestion maximale, on arrive

donc à des valeurs du Ra 160 fois trop élevée, tandis que pour

l'ingestion probable, on arrive à une ingestion 1,4 fois trop élevée

(voir 6.3.2.). Ces deux ingestions sont donc toutes deux inadmissi­

bles.

6.3. 2. Ingestion probable

Une enquête portant sur l'origine des aliments consommés dans

six familles d'exploitants de fermes implantées dans le lotissement

"De Zegge" (Tableau 6.3./T2 ) a permis de déterminer les aliments

qui doivent être pris en considération pour évaluer l'ingestion an­

nuelle probable chez ces exploitations agricoles. 226

L'ingestion annuelle probable s'élève à 8.662 pCi Ra

(tableau 6.3./T3), soit 1,4 fois la valeur admise pour la population

voisinage.

TABLEAU 6.3./T 3 226

Evaluation de l'ingestion annuelle de Ra pour un groupe "critique" d'individus (ingestion probable)

Aliment

Lait

Viande

Légumes

Pommes de terre

Quantité consommé/

individu (kg/an)

131,4

53,7

56

122

Concentration moyenne

pCi Ra/kg mat.fr.

1

0,1

125

12,5

Ingestion annuelle pCi 226Ra

131,4

5,4

7.000

1.525

8.662

(x) Les nouveaux-nés ne consomment le lait produit à la ferme qu'à

partir de l'âge de six mois en/iron

(x) International Commission for Radiological Protection

TABLEAU 6.3./T2

Lait

Fromage

Viande

Volaille

Poisson

Légumes

Fruits

Pommes de terre

Oeufs m

Farine

Eau de ville

Bière

FERME I

AERTSBROEK Roerdomp l

3 enfants ? mariées i malades mentaux

(1) 1 (2)

x

x

x

X

X

X

X

X

X

X

X

X

1

FERME II

WOLKENHOF Roerdomp 2

4 enfants

1 malade mental

(1)

x

x

X

X

(2)

X

'<

X

X

X

X

X

X

FERME III

WORVENGRACHT Roerdomp 3

4 enfants

(1)

x

x

X

X

(2)

X

X

X

X

X

X

X

X

FERME IV

VARENBROEK Roerdomp 4

3 enfants

2 malades mentaux

(1)

x

X

X

X

(2)

X

X

X

X

X

X

X

X

FERME V

KROMPALEN Roerdomp 6

3 enfants

(1)

x

X

X

X

X

(2)

X

X

X

X

X

X

X

FERME VI

ECHELPOEL Roerdomp 7

8 enfants

1

(1)

X

x

X

X

X

(2)

X

X

X

X

X

X

X

(1) aliment produit dans l'exploitation

(2) aliment acheté

i

85.

6.4. IRRADIATION EXTERNE

Dans le but d'évaluer la dose d'irradiation que pourraient

recevoir des personnes qui séjourneraient le long du Bankloop (prin­

cipalement le long du tronçon MN; plan 1.1.1./PI), des dosimètres

MBLE, Type PNP 292 (CaF) ont été enterrés à une profondeur d'environ

10 cm et laissés à cet endroit pendant 33 jours. La dose accumulée

durant cette période varie, selon les endroits, de 17 à 180 niR ce

qui correspond à 0,02 -0,22 mR/h, le mouvement propice est de 10 à

30 mR pour cette période.

L'intensité de dose en dehors des zones contrôlées ne

peut dépasser 500 mR/an, soit 40 mR/mois ; les intensités de dose

mesurées sont donc jusqu'à 4 fois trop élevées. Toutefois, cette

irradiation n'est à considérer que pour des personnes qui séjourne­

raient un temps relativement long en ces endroits, il y a aussi

lieu de tenir compte des irradiations internes et externes que ces

mêmes personnes pourraient subir.

VII. TECHNIQUES DE MESURE

7.1. Mesure du radium-226 contenu dans divers échantillons

7.1. 1. Spectrométrie ganma

7.1. 2. Méthode radiochimique

7.2. Mesura de l'uranium naturel dans les phosphates calciques bruts

7.3. Prospection radiologique aérienne

7.4. Techniques autóradiographlques et histoautoradiographiques

87.

226 7.1. MESURE DU Ra CONTENU DANS DIVERS ECHANTILLONS

Suivant l'activité des échantillons, on utilise soit une

mesure directe de l'échantillon par spectrométrie gamma avec cristal

d'iodure de sodium, soit une mesure par radon-222 avec, si nécessai­

re, une mise en solution du radium-226. 222

La mesure par Rn permet de mesurer des échantillons -2

d'une activité de 10 pCi soit par exemple, pour des échantillons 3 -2

de 500 cm d'eau une concentration de 2.10 pCi/1 (la concentration

maximale admissible dans l'eau potable pour la population au voisi­

nage d'installations nucléaires est de 10 pCi/1) ou. pour des échan­

tillons solides de 10 g de matière minérale, une concentration de

10"3 pCi/g.

La mesure par spectrométrie y permet de mesurer des échan­

tillons d'une activité minimale de 15 à 200 pCi suivant les cristaux

utilisés. Ceux-ci dépendent du volume de l'échantillon disponible :

- en cas d'échantillons de grand volume, on utilise des bouteilles 3

de 3.000 cm à puits de 2" x 2", le cristal Nal étant placé dans ce puits ; la limite de détection est d'environ 200 pCi soit

3 7.10" pCi/cm

- en cas d'échantillons limités, on utilise des bouteilles de 250 cm'

placées dans un cristal de 61' x 7" à puits ; la limite de àt*ec--1 3

tion est de 50 pCi soit 2.10 îCi/cm ;

- en cas d'échantillons plus limités, on utilise des bouteilles de 3

20 cm placées dans un cristal de 3" x 3" à puits ; la limite de 3

détection est de 20 pCi soit 1 pCi/cm ;

- les échantillons les plus petits sont mesurés dans des flacons de 3

1 ou 5 cm placés dans les puits de cristaux de l"3/4 x 2" ; la

limite de détection est de 15 pCi.

Ces différentes limites de sensibilité peuvent être perturbées par

la présence de radionuclides des retombées d'explosions nucléaires.

88.

7.1. 1. Spectrotnétrie gamma

Comme indiqué plus haut, les échantillons sont mesurés en

spectrométrie y avec différents cristaux d'iodure de sodium. La pré­

sence de produits de fission provenant des retombées des bombes ato­

miques et du potassium-40, radionuclide r^turel, rend impossible

l'utilisation des mesures par simple comptage global. Par ailleurs,

les spectres y ces descendants du radium-226 présentent de nombreux

pics dans la gamme de 80 à 350 kéV, mais ces pics ne peuvent être

utilisés à cause des variations d'absorption dans l'échantillon, des

rayonnements y d'aussi basses énergies. On utilise le plus souvent

le pic de 610 keV du bismuth-214 (radium C), cette transition étant

assez abondante (environ 35 7B) et d'une énergie suffisante pour que

les différences d'absorption y au sein d'échantillons de boue, d'eaux

et de végétaux ne soient pas supérieures à 10 7o. Pour les échantillons

présentant une forte activité en produits dus à la retombée, la raie y

de 1,76 MeV du bismuth-214, quoique moins abondante (24 %) doit être

utilisée.

Les principaux produits de fission dont le rayonnement y perturbe la 214

mesure du radium au niveau du pic de 610 keV du Bi, sont :

103,. Ru

Rh

^ 7 n Cs

9 5^ Zr 144„

Ce et Pr

498 keV

513 keV et 624 keV

660 keV

750 keV

695 keV

L'efficience du cristal Nal décroit fortement en fonction

de l'énergie y principalement lorsque l'on utilise des cristaux de

petites dimensions ; par exemple pour un cristal de 1" 3/4 x 2" à

puits l'efficience sous le pic photo-électrique pour la raie de

1,76 MeV est de 2,6 "L alors que cette efficience est de 12 % pour la

raie de 610 keV. Pour un cristal de 3" x 3" à puits, l'efficience

pour la raie de 1,76 MeV est de 6,5 % alors qu'elle est de 20 % pour

la raie de 610 keV.

89.

3 Dans le cas d'un échantillon de 20 cm , mesuré au moyen d'un

cristal de 3" x 3" à puits de 32 mm de diamètre, on peut diminuer le

mouvement propre de l'installation en plaçant le cristal au centre d'un

scintillateur plastique de 30 cm de diamètre et de 30 cm de hauteur. Le

scintillateur plastique est couplé optiquement à 4 photomultiplicateurs

de 3" montés en parallèle et dont les signaux permettent de bloquer

l'impulsion provenant du détecteur Nal central. L'ensemble est protégé

par 10 cm de plomb, comme tous les autres cristaux Nal. La limite de 3

sensibilité est alors de 0,4 pCi/cm , soit du même ordre de grandeur

que celle obtenue avec un échantillon de 3 litres et un cristal de

2" x 2" , ce dernier cristal étant utilisé sur la raie de 610 keV.

Le cristal de 3" x 3" à puits, protégé par un plastifluor

est donc avantageux soit quand on ne dispose que d'un petit volume

d'échantillons soit quand les produits de fission sont présents en

qualité importante. L'activité du bismuth-214 est déterminée par plani -

métrie des pics photoélectriques de 610 keV ou 1,76 MeV en comparaison

avec celle d'un étalon pris dans les mêmes conditions.

Dans la chaîne de désintégration du radium-226 apparaît un

déséquilibre au niveau du radon-222 qui est gazeux et qui peut dif­

fuser hors de l'échantillon. Pour éviter ce déséquilibre partiel ou

l'évaluer, l'échantillon est placé dans un flacon étanche adapté au

cristal utilisé. L'activité en radium-226 peut être obtenue soit par

deux mesures à quelques jours d'intervalle (A. et A„ étant les ac-214

tivités observées en Bi et At l'intervalle de temps et X corres-222

pondant à la demi-vie du Rn

Ao

A *At v - Ai

AAt e

soit par une mesure effectuée par exemple 20 jours après mise sous

flacon étanche assurant une mise en équilibre à 3 % près. Le flacon-

nage utilisé est malheureusement soit en plastique soit en verre avec

bouchon de plastique ; or le plastique présente une non-étanchéité au

radon-222 et cela conduit à des erreurs de mesure par défaut pouvant

aller jusqu'à 30 % suivant la nature des échantillons. Le nombre

90.

d'échantillons est trop important pour qu'il soit possible de disposer

d'un flaconnage métallique ou entièrement en verre étanche. Pour des

échantillons secs, il suffit de compléter le remplissage par du

charbon actif qui retient le radon et permet ainsi d'atteindre l'équi­

libre.

7.1. 2. Méthode radiochimique

Cette mesure se fait par la méthode "à l'émanation" qui

est spécifique du Ra, grâce à la demi-vie du Rn, relativement 220„ _, 224 223„

longue par rapport à celles des Rn, provenant des Ra et Ra

qui peuvent être présents dans certains échantillons.

De plus, la sensibilité de cette méthode est accrue par le 222

fait que l'on mesure l'émission (X non seulement du Rn mais encore de deux de ses descendants, le polonium-218 et le bismuth-214 ou le

polonium-214.

(x)

La méthode décrite par Lucas a été appliquée en y appor­

tant quelques modifications tant dans le montage de la rampe de trans­

fert (Fig.l et 2 de la référence (xx)) que dans le détecteur. C'est

ainsi que pour les mesures à très bas niveau, nous avons utilisé, au

lieu de la cloche en acier à fenêtre de quartz décrite par Lucas, un (xx)

détecteur en lucite à bruit de fond plus bas . Un des impératifs de

cette méthode est que le radium à mesurer soit dissous et la solution

débarrassée de toute substance qui puisse adsorber le radium ou le

radon (SiO en particulier). Aussi, la préparation des solutions en

vue de la mesure varie-t-elle considérablement avec la nature même

des échantillons.

7.1. 2. 1. PlÉgaratign_des_échantillons

Eaux

L'échantillon est débarrassé des matières en suspension par filtration

ou par centrifugâtion et soumis à l'analyse après avoir simplement été

(x) H.F.LUCAS, Rev.Scientific Instruments, 2j8, 680-685 (1957)

(xx) E.R.Di FERRANTE, E.GOURSKI, R.BOULENGER, The natural radiation Environment, Chicago Press, 353-357 (1964)

91.

acidifié par l'acide nitrique ou chlorhydrique. On tratte généralement

un volume de 500 ml ; dans les cas où l'activité à mesurer est très I (

faible, on évapore à 500 ml, après acidification et addition de Ba

entraîneur une quantité d'eau plus importante. Les matières en sus­

pension sont traitées séparément en vue de mettre le radium en solution

et éventuellement d'éliminer la silice.

Denrées_alimentairesA_végétauxA_flitres

L'échantillon est préalablement séché (le lait et les oeufs sont mis

en poudre) , il est calciné à 600 °C, les cendres sont reprises par

le minimum d'acide nitrique concentré et la solution limpide est di­

luée à 500 ml par de l'acide nitrique 1 N.

Lait

Mesure directe sur le lait préalablement écrémé, les graisses retenant

le radon lors de la mesure.

OsA=dents

L'échantillon est scié en fragments de 2 à 3 cm, nettoyé des tissus

mous et du sang, d'abord par le grattage puis par ebullition dans

1'éthylènediamine et enfin dans l'eau distillée. Il est ensuite

séché à l'étuve puis calciné (les os à 600 °C, les .lents à 950 °C).

Les cendres finement broyées sont dissoutes dans l'acide nitrique

concentré et le volume de la solution est portée à 500 ml par de

l'acide nitrique 1 N.

Bouesx_sol|

L'échantillon est séché, broyé puis calciné à 600 °C, après addition

de barium conme entraîneur. On chauffe alors avec un mélange d'acides

sulfurique et fluorhydrique, jusqu'à fumées blanches (dans le cas de

matériaux à très forte teneur en silice, ce traitement doit être ré­

pété plusieurs fois).

Par chauffage au rouge sombre avec de l'acide phosphorique on trans­

forme le précipité de sulfate complexe de barium et de radium obtenu

en pyrophosphate soluble qui est alors repris par 500 ml d'acide

92.

nitrique 1 N.

Les échantillons à faible teneur en silice peuvent être simplement

traités par un mélange d'acide nitrique et fluorhydrique et repris

par 500 ml d'acide nitrique 1 N, après élimination de l'excès

d'acide fluorhydrique.

7.1. 2. 2. Transfert du radon et mesure

Les solutions obtenues par les différentes techniques de

préparation sont transférées dans des ballons de barbotage de 1 litre

222 d'azote (remise à zéro), le temps de croissance du Rn est compté

et elles sont purgées au radon qu'elles contiennent par un barbotage

d'azote (remise à zéro), le

depuis la fin du barbotage. 222

On laisse alors le Rn s'accumuler dans le barboteur fermé,

pendant un temps compris entre quelques jours et un mois ; la fraction 222 226

d'équilibre radioactif x du Rn par rapport au Ra atteint

après t jours la valeur 0,693 t _ , " 3,825

x = % - e

Le radon accumulé dans le barboteur est extrait par un bar­

botage à l'azote (purifié du radon qu'il pourrait contenir) et piégé

dans du charbon actif refroidi. Ce piège, toujours refroidi, est alors

mis sous vide puis chauffé à 450 °C et balayé par un courant d'hélium

qui transfère le radon désorbé dans la cloche de mesure. Toutes les

parties de la canalisation de transfert ont été, au préalable, soig­

neusement évacuées pour éviter une contamination de l'échantillon

par le radon atmosphérique.

Etant donné le temps relativement long qui s'écoule entre

l'extraction du radon du barboteur et son transfert dans la cloche

de mesure, les radon-220 et radon-219 ont eu le temps de disparaître

quasi complètement et seul le radon-222 est transféré avec un bon 222

r et ademen t. Le détecteur contenant le Ra est stocké pendant trois

heures avant que ne débute la mesure de telle sorte que l'équilibre

radioactif puisse s'établir entre le radon et ses descendants, à

1 exclusion du Pb.

93.

La mesure se fait en posant le détecteur sur un photomulti­

plicateur muni d'un préamplificateur et d'une échelle de comptage. 222

Connaissant le taux de croissance du Rn (pendant le temps

d'accumulation) et le taux de décroissance entre la fin du dernier

barbotage et le moment 4j}oyen du comptage, on peut calculer la teneur 226

des échantillons en Ra. Le rendement global de la méthode, déter-226

minée par la mesure de l'activité de solutions étalon de Ra est de

80 % pour le détecteur en acier et de 75 TL pour le détecteur en lueite.

Le bruit de fond des détecteurs en acier est de l'ordre de 10 eps ; -4

pour les détecteurs en lueite, il est de l'ordre de 10 cps.

A titre d'exemple, le radon provenant de 10 g d'un échan-

-14

tillon à 10 Ci/g donnerait lieu au comptage de 6CO impulsions en­

viron en 24 h alors que pendant le même temps on enregistrerait 5 à

10 impulsions pour le bruit de fond.

7.2. MESURE DE L'URANIUM NATUREL DANS LES PHOSPHATES CALCIQUES BRUTS

La mesure de l'uranium est effectuée selon les méthodes d'a-238 239

nalyse par activation. L'activation (n,?) de U donne de U qui 239 239

par désintégration 3 devient Np. Cependant, la mesure du Np est difficile à effectuer par suite de la présence de nombreux autres

239 le Np est assez faible et que ces y sont masqués par les spectres

radioéléments d'activation d'autant plus que l'énergie des y émis par 239

le Np est assez faible et que c

des autres radioéléments présents. 235

Par contre, la fission de U fournit de nombreux radio­éléments à partir desquels on pourra également effectuer le dosage.

14C 140 On a choisi le Ba- La, relativement facile à mesurer par spectro-

140 métrle y grâce au pic de haute énergie du La (1,6 MeV - 95 7.).

139 La présence dans les échantillons de La, qui, par acti-

140 47 vation (n,y) donne du La, ainsi que les fortes activités de Ca et de Se obligent à effectuer une séparation chimique en vue d'iso-

140 1er le Ba. Un délai de deux A trois jours entre 1a séparation chi-

140 inique et la mesure permet d'obtenir un équilibre partiel du La sur

lequel on effectue la mesure au moyen d'un cristal Na 3" x 3".

94.

7.2. 1. Irradiation

Des échantillons de 10 g environ sont irradiés pendant 1 h

12 2 dans un flux de 1,4.10 n/cm s.

7.2. 2. Séparation chimique

La méthode chimique consiste à attaquer le minerai par l'acide

nitrique pour mettre en solution les sels solubles, en particulier le

baryum provenant de la fission de l'uranium. Ensuite, on ajoute dif4

férents entraîneurs qui permettent, d'une part, la précipitation du

BaSO. et d'autre part, les entratneurs de maintien qui empêchent une 4

coprécipitation importante du Se et du La. On évite la précipitation

du Ca(OH). en amenant la solution à pH = 0, le précipité de BaSO. est 2 4

retenu par un filtre serré. La quantité de CaSO, entraîné est relati­

vement faible par suite de la grande différence entre les produits -10 -1

de solubilité du BaSO, (1.10 ) et du CaSO, (6,1.10 ). 4 4

7.3. PROSPECTION RADIOLOGIQUE AERISNNE

La prospection systématique des sites par hélicoptère a été

réalisée suivant la méthode suivante :

1. photographie aérienne de la région présentée sous forme de phr.o-

plan à l'échelle 1/5.000 ;

2. marquage du photo-plan au moyen de parallèles (lignes de vol)

distants de 100 mètres ;

3. repérage des lignes de vol sur le terrain, au moyen de petits pi­

quets enfoncés dans le sol ;

4. utilisation de ballons de 700 g (couleur blanche) gonflés à l'hy­

drogène. Ces ballons, montés à 40 m d'altitude, au-dessus de chaque

point de repérage, permettent à l'hélicoptère de s'aligner sur

l'axe de vol, à distance convenable de la zone à survoler ;

5. liaison radio entre les jeeps chargées de repérage des lignes de

vol et entre l'hélicoptère et une des jeeps ;

6. vois à 40 m d'altitude et à 40 noeuds. Navigation sur carte d'E.M.

au 1/25.000. Détection et enregistrement sur équipement 6.24

R Boulenger, X.de Maere, A.Osipenco, Prospection radiologique par hélicoptère, applicable à un rejet accidentel de produits de fis­sion dans la région de Mol, Rapport CEN R.2246.

95.

Les résultats font l'objet de calques superposés à la photo

aérienne au 1/5.000 utilisée lors des vols. Les îlots contaminés sont

ainsi rendus visibles et une prospection terrestre complémentaire

peut être réalisée en ces endroits.

7.4. TECHNIQUES AUTORADI0GRAPHIQUES ET HISTQAUTORADIOGRAPHIQüES '

7.4. 1. Préparation des sujets à autoradiographier

a. Etalement de la plante ou de l'organe entre deux feuilles de papier

Joseph et séchage, sous pression légère, environ un quart d'heure

à l'étuve.

b. Fixation, à l'aide de "Scotch Tape" , sur une feuille de Mylar.

c. L'ensemble est fixé sur une feuille de carton fort en veillant à

ce que le sujet soit placé entre le carton et le Mylar.

7.4. 2. Estimation de la durée d'exposition

a. A l'aide d'un tube GM à fenêtre mince, on prospecte la surface du

sujet et on note l'activité (impulsions/minute) des différentes

parties.

b. La connaissance des surfaces de la fenêtre et/ou de la partie pros-2

pectée permet de calculer l'activité par unité de surface (cm ).

c. Une règle de trois permet de calculer la durée d'exposition pour

obtenir enviro

film sensible.

2 obtenir environ 1 million de particules incidentes par cm de

7.4. 3. Exposition

a. En chambre noire, le sujet préparé est apposé contre un film photo­

graphique (ORSAY, X-ray film Gevaert) et le tout est introduit dans

une enveloppe étanche à la lumière.

b. L'enveloppe et son contenu sont placés sur une étagère d'exposition

entre deux plaques de bois et une brique de plomb assure un bon con*

tact film-préparation.

Int.J.Appl.Radiat.and Isotopes, 17_, 287-291 (1966).

Med.Landbouw en Opzoekingsstations van de Staat te Gent, Deel XXX

n°2, 1257-1269 (1965)

96.

7.4. 4. Développement

Le temps d'exposition écoulé, le film est traité selon la

méthode classique.

7.4. 5. Techniques du freeze substitution

- Congélation rapide des fragments végétaux dans 1'Isopentane (4-

méthyl-butane) refroiéi dans l'azote liquide (20 secondes maximum)

afin d'éviter la formation Je cristaux autour du fragment.

- Transposition des échantillons dans le methanol refroidi dans un

bain acétone-carboglace, durée une semaine, changement journalier

de methanol.

- Substitution du methanol par le toluène, à même température.

Changement journalier du toluène (1 semaine)

- Les échantillons sont ramenés à température ambiante après éclair­

cissement du toluène et ce, d'une manière progressive.

- Les échantillons sont alors inclus dans un bain toluène-paraffine

(12 h à 35 °C). Fusion de l'ensemble à 60°C. Ensuite deux bains

successifs de paraffine pure pendant une heure. Enrobage.

- Etalement des coupes sur lame gelatinée à l'aide de methanol ; eva­

poration lente du methanol sur plaque chauffante.

- Déparaffinage des coupes par le xylol (5 minutes) et rinçage à

l'alcool absolu.

- Autoradiographie.

Cette finition par le froid est valable pour des échantillons

très petits de l'ordre de 1 à 2 mm et pour autant que la remontée à

6 °C ambiante en fin de finition scit progressive.

TABLEAU POUR LA CORRESPONDANCE DES CARTES ET PLANS A CONSULTER

Numérotation

Nouvelle Ancienne

1.1.1./PI

1.2.1./G1

1.2.1./G2

1.2.1./G3

1.2.1./PI

1.2.1./P2

1.2.2./PI

1.2.2./P2

1.2.2./P3

1.2.2./P4

1.2.2./P5

1.2.2./P6etP7

1.2.2./P8

Plan 2730

Graphique A.Bk.

Graphique N.Bk.

Graphf.que P.N.

Plan 8917 Al

Plan 8917 Bl

Plan 2764 E/2

Plan 8921 A

Plan 8912

Plan 8913

Plan 2764 A

Sans référence

Sans référence

I. 0LEN

- Implantation générale ancien et nouveau Bankloop

- Evolution de la radioactivité dans l'Ancien Bankloop.

- Evolution de la radioactivité dans le Nouveau Bankloop depuis l'usine jusqu'au confluent avec la Kleine Nete.

- Evolution de la radioactivité dans la Kleine Nete

- Situation générale dans les cours d'eau. Résultats du mapping (scintilla-teur Berthold)

- Points de carottage dans les cours d'eau

- Mapping terrestre le long du Bankloop, dans la zone comprise entre la route S.N.P.P.T. et la Kleine Nete et sur le déversoir Dl.

- Emplacement des déversoirs sur le site d'Olen.

- Mapping terrestre en diagonale sur le déversoir D2.

- Mapping terrestre en diagonale sur le déversoir D3.

- Emplacement des points de forage sur les déversoirs.

- Survey aérien du site d'Olen

- Survey radiologique terrestre du quartier situé au sud de l'usine d'Ole*-

II. TESSENDERLO

1.3.1./Cl Graphique G.N.

1.3.1./G2 Graphique D

1.3.2./PletP2 Plan 8904/05

1.3.2./P3 Plan 8906

1.3.2./P4 Plan 8908 B

1.3.2./P5etP6

2.1. /PI Croquis 1

2.1. /P2 Croquis 2

5.2.1./PI

- Evolution de la radioactivité dans le Grote Beek-Grote Laak et la Grote Nete.

- Evolution de la radioactivité dans le Winterbeek-De Hulpe et le Demer.

- Activité d'une bande de terrain située de part et d'autre du Grote Beek aux environs des dé­charges 1-2 et 3.

- Activité d'une bande de terrain située de part et d'autre du Winterbeek aux environs des dé­charges 4 et 5.

- Survey aérien le long du Winter­beek-De Hulpe et du Demer.

- Survey radiologique aérien des zones 1 (Tessenderlo) et 2 (Kwaadmechelen).

- Etude physico-chimique de la dis­persion du 226^ dans ie site d'Olen.

- Etude physico-chimique de la dis­persion du 226Ra dans le site d'Olen.

- Etudes agronomiques - Disposition des champs d'essai.

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• p lante de bordure (réserve) * p l a n t e - s t a n d a r d (à analyser)

• plante de bordure (réserve) « p l a n te-standard (6 analyser)

N.B.: Les p lantes de bordure et les N.B.: id I p l an t es - s tandard constitueront 2 lots d i f fé rent au moment de la récol te.

• p lante de bordure (réserve) * p lante-standard (à anatyser)

N.B.: On récoltera séparément une zone de 20 cm de large en bordure et la zone centrale de la parcelle.

5 .2 .1 / P I