Le 17 septembre 2009, un exercice de crise national a eu lieu sur le site du Commissariatà l’énergie atomique (CEA) de Saclay. Le scénario choisi était la fusion à l’air d’unélément combustible du réacteur de recherche OSIRIS. L’objectif de cet exercice étaitd’atteindre le niveau d’intervention conduisant à la distribution d’iode stable àVilliers-le-Bâcle. Pour que l’exercice puisse se dérouler de façon optimale, il étaitimportant de simuler un ensemble d’appareils utilisés par les personnels réalisant lesmesures pour le compte des pouvoirs publics ou de l’exploitant et ceci à n’importe quelendroit de l’espace et moment de la mesure. Au vu du grand nombre de données à fournir entemps réel, il était illusoire de vouloir utiliser un logiciel de calcul de typedispersion atmosphérique le jour de l’exercice. En effet, les temps de réponse de ce typede code ne sont pas compatibles avec la réponse opérationnelle attendue par les acteurs del’exercice. Il a donc été décidé de mettre au point une méthode permettant de répondrerapidement à chacune des demandes des acteurs de terrain, quelle que soit la grandeurdemandée, l’heure de la demande et la position du point de mesure. Cet article décrit laméthode et les outils ayant permis de simuler ces grandeurs. Douze grandeurs ont étésimulées en 1000 points de mesures dans un domaine spatial de 60 km2 et pour 18instants de calcul, le tout représentant plus de 200 000 valeurs. La préparation a demandé6 semaines de travail. Ceci a permis aux scénaristes de répondre à l’ensemble dessollicitations des acteurs de terrain dans des temps très rapides. Les personnels assurantles mesures ont réalisé des mesures sur environ 250 points (dans l’espace et le temps)représentant de l’ordre de 1000 valeurs.

La directive européenne 2006/25/CE, relative à l’exposition des travailleurs auxrayonnements optiques, prévoit l’évaluation des risques au poste de travail par la mesureet/ou le calcul. L’objectif de cette étude était de permettre à des organismes de contrôlede mettre en œuvre la directive en mettant à leur disposition une méthodologie simpled’évaluation des risques in situ, compatible avec leurs moyens. Cette étude a doncconsisté à faire un état du marché, acquérir quelques appareils de mesure de coûtraisonnable (radiomètres et spectroradiomètres) et ensuite évaluer leurs performances. Lesrésultats des mesures effectuées sur 5 lampes de spectres divers, à l’aide de cesappareils, ont été comparés à ceux donnés par un spectroradiomètre de laboratoire priscomme référence. De cette étude il est ressorti qu’aucun d’eux ne permet de mesurer avecune précision acceptable le rayonnement émis par des sources de différentes natures surl’ensemble du domaine spectral compris entre 180 et 3 000 nm. Les radiomètres ne sont pasadaptés à la mesure de sources émettant sur un domaine spectral étroit. Lesspectroradiomètres à simple monochromateur ou à barrettes CCD linéaires présentent quant àeux des erreurs importantes attribuables à la lumière parasite (stray light). Cependant,l’approche d’une méthode de correction de cette lumière parasite a montré qu’il étaitpossible d’améliorer la précision de ces appareils.

La mise en œuvre des concepts de seuil de décision et de limite de détection pose souventdes problèmes aux métrologues des laboratoires d’analyse de biologie médicale chargés dela surveillance des salariés exposés aux rayonnements ionisants. Les problèmes mis enavant sont souvent relatifs au choix à faire entre diverses formules, dont les résultatsnumériques présentent cependant rarement des différences significatives. Les raisons plusprofondes des difficultés rencontrées sont en fait d’une part la signification etl’interprétation de ces tests statistiques, et d’autre part les valeurs utilisées dans cesformules parmi lesquelles l’estimation du bruit de fond reste la grandeur essentielle etla plus délicate à définir. L’objectif de ce premier article est de revenir dans unpremier temps sur les fondements des concepts de seuil de décision et de limite dedétection, en distinguant d’une part la méthode de détermination du seuil de décision basésur un risque d’erreur a priori de première espèce, d’autre partl’interprétation du résultat après mesure de l’échantillon. Nous exposerons ensuitequelques exemples d’optimisation de ces seuils et limites en spectrométrie gamma, où nousverrons que tout repose sur la recherche de la meilleure estimation possible du bruit defond qui nécessite bien plus une maitrise de la mesure que des outils de statistique. Unsecond article, mettant en œuvre les principes exposés ici, sera plus particulièrementconsacré à la démarche d’optimisation des seuils de décision en spectrométrie alpha pourles dosages d’uranium dans les urines.

Cette seconde partie s’appuie sur les principes de détermination et d’optimisation desseuils de décision (SD) développés dans la première partie. Il s’agitd’une application de ces principes sur des spectres alpha de type uranium urinaire, ausein d’un laboratoire d’analyses de biologie médicale. Nous avons vu que l’un desparamètres principaux dans l’évaluation de SD était la détermination la plus précisepossible du bruit de fond. La difficulté essentielle est ici d’estimer sur les spectreséchantillons la valeur du bruit de fond dans les régions d’intérêt des trois isotopes234U – 235U et 238U. Ces difficultés proviennent destrès faibles valeurs de comptages ainsi que des traînes générés par les phénomènesd’atténuation en énergie dans les échantillons. L’amélioration des SD et des limites dedécision (LD) a pu être obtenue par l’optimisation du marquage des zones d’intérêt ainsique l’optimisation de l’activité du traceur utilisé pour déterminer le rendement chimiquede la technique mise en œuvre. Cette étude s’est concrétisée par la réalisation d’uneinterface de présentation des résultats d’analyse, couplée à un logiciel de spectrométriealpha, permettant aux utilisateurs de disposer des informations nécessaires et suffisantespour juger au mieux et au plus bas niveau possible d’une éventuelle contaminationinterne.

Bitumen samples and soil samples around a bituminous deposit in Ondo State, Nigeria, wereanalysed for 40K, 226Ra and 232Th employing gamma-rayspectrometry. The activity concentrations of 40K, 226Ra and232Th in soil varied from (45.2 ± 5.3) to (484.2 ± 25.9), BDL (belowdetectable limit) to (27.7 ± 2.1) and (22.8 ± 2.7) to (62.4 ± 6.8) Bq.kg-1,respectively. The corresponding mean values were (240.2 ± 133.5), (13.3 ± 8.0) and (40.0 ±10.2) Bq.kg-1, respectively. The mean activity concentrations of theradionuclides in the bitumen were (58.4 ± 36.4), (16.1 ± 13.3) and (32.5 ± 13.1)Bq.kg-1, respectively, for 40K, 226Ra and232Th. The mean absorbed dose and effective dose for the soil samples were(41.5 ± 8.9) nGy.h-1 and (50.7 ± 10.9) μSv.y-1, respectively, whilethose of the bitumen samples were (29.5 ± 15.6) nGy.h-1 and (36.1 ± 19.1)μSv.y-1, respectively. For radiological hazard assessment, the radiumequivalent activity and the external hazard index were determined. The values of theradium equivalent activity and external hazard index obtained for the soil and bitumensamples were lower than the recommended limit.

La mesure du tritium sous ses différentes formes (gaz (HT), eau (HTO), ou solide(hydrures)), est une étape importante pour l’évaluation des risques sanitaires etenvironnementaux associés et in fine son estimation dosimétrique. Dansles échantillons du règne végétal ou animal, le tritium est associé à la fraction eaulibre et est inclus dans les composés organiques sous forme de tritium organiquement lié(TOL). Dans ce cas, 2 formes existent : (i) la fraction dite échangeable ou labile (TOL-E)liée à des atomes d’oxygène et d’azote ; (ii) la fraction dite non échangeable (TOL-NE)liée aux atomes de carbones. La technique de référence pour l’analyse du tritium est lascintillation liquide permettant de mesurer des concentrations de l’ordre de quelquesBq.L-1. Les normes (AFNOR, ISO) publiées à ce jour ne concernent quel’analyse du tritium dans l’eau. Seule une méthode CETAMA aborde la mesure du TOL dans desmilieux biologiques. Cette méthode a été testée depuis 2001 via descircuits d’intercomparaisons sur des échantillons d’herbe prélevés dans l’environnement.Concernant l’analyse du tritium dans les eaux, les principaux points forts sont lafiabilité de cette analyse pour des concentrations de l’ordre de 1 Bq.L-1, larobustesse et la simplicité de mise en œuvre. Les points faibles sont essentiellement liésà des problèmes de bruit de fond, de conservation et de contamination des échantillons.Concernant l’analyse du TOL, l’analyse est fiable pour des valeurs de l’ordre de 50Bq.kg-1 d’échantillon frais. Les points faibles sont des problèmes decontamination, de reproductibilité, de temps d’analyse (2 à 6 jours) et l’absence dematériaux de référence. La difficulté à ce jour est la séparation entre TOL-E et TOL-NEqui doit être validée expérimentalement.

The general objective of the OSPAR radioactive substances strategy is to preventpollution of the maritime area from ionising radiation through progressive and substantialreductions of discharges, emissions and losses of radioactive substances, so thatconcentrations in the environment are close to background for naturally occurringradioactive substances and close to zero for artificial radioactive substances. The thirdperiodic evaluation of progress towards the objective of the OSPAR radioactive substancesstrategy concludes that, due to issues concerning the availability of reported data, it isnot possible to come to firm conclusions as to whether the aims of the OSPAR radioactivesubstances strategy are currently being delivered. However, in general there is anindication of a reduction in average marine concentrations of selected radionuclidesassociated with the nuclear industry, while doses arising from these selectedradionuclides in the OSPAR maritime area to humans are well within internationallyrecommended limits and are below the lowest levels at which any effects are likely tooccur for marine biota.

The 12th European ALARA Network (EAN) workshop on “ALARA issues arising for safety andsecurity of radiation sources and security screening devices” took place in Vienna(Austria) in October 2009. The aim of that workshop was to consider how the implementationof ALARA, in terms of planned and emergency situations, involving worker and public doses,is affected by the introduction of security-related measures. In the case of new equipmentand procedures, there was also the question of whether exposures arising from securityscreening devices can be justified and optimised. This workshop consisted of invited oralpresentations, which highlighted the main issues, and half of the programme was devoted todiscussions within working groups on specific topics. During their discussions, theworking groups identified recommendations dealing with the following topics: theimplementation of the Code of Conduct and HASS – ensuring ALARA; balancing security andsafety – how to achieve an optimum solution; the management of an emergency exposuresituation from an ALARA perspective; the justification and optimisation of the use ofsecurity devices. The objective of this paper is to present the main conclusions andrecommendations produced during the workshop. Individual presentations (papers andslides) as well as the reports from the working groups are available to download on theEAN website (http://www.eu-alara.net).