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Fiche radionucléide

Cobalt 60 et environnement

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Dernière mise à jour le 7 août 2012

 

Sommaire

 

 

 

En résumé...

 

Le cobalt 60 est un produit d’activation, artificiel, normalement présent (avec les isotopes de plus courte période, 57Co et 58Co) dans les rejets liquides des centrales électronucléaires et des usines de retraitement des déchets. Son isotope stable présent naturellement dans l’environnement, le 59Co, participe à la nutrition azotée des végétaux de type légumineuses et joue un rôle important d’oligo-élément indispensable chez les animaux.

 

Les connaissances concernant le comportement des radio-cobalts, comme celui du cobalt stable dans la biosphère restent globales, contrairement aux études plus mécanistes qui concernent la géosphère. Dans l’environnement continental, le cobalt est un élément moyennement mobile et transférable. Son comportement dans les sols est intimement lié aux oxy-hydroxydes métalliques, et tout spécialement aux composés du fer et du manganèse. Sa mobilité est légèrement accrue dans les sols acides, alors qu’il peut être fortement immobilisé dans les sols organiques. Son transfert aux végétaux est moyen et varie, classiquement, avec le type de sol et de végétal et le mode d’apport. Les principaux paramètres radioécologiques du 60Co dans la chaîne sol -> plante -> aliment apparaissent assez complets d’un point de vue opérationnel.

 

Dans le cas des écosystèmes aquatiques continentaux, la mobilité du cobalt est conditionnée par sa grande affinité pour les matières en suspension et les sédiments, compartiments qui ont fait l’objet de nombreuses recherches. Son comportement y est fortement similaire à celui qu’il a dans les sols. La fraction échangeable de ce métal est donc très réduite dans ces environnements et son transfert s’en trouve limité dans les chaînes trophiques, dont la plupart des niveaux, à l’exception des végétaux supérieurs, ont été étudiés. Les facteurs de concentration du cobalt diminuent en s’élevant dans la chaîne trophique, pour atteindre des valeurs de l’ordre de l’unité pour les maillons supérieurs (poissons prédateurs).

 

Dans le milieu marin, le cobalt est essentiellement présent sous forme cationique dans l’eau de mer. Il s'associe aux particules sédimentaires, et, de ce fait, il est activement extrait de la colonne d'eau. Sa réactivité au cours de la diagenèse des sédiments est reconnue, mais cependant il est généralement considéré comme un élément peu mobile après enfouissement. Il a une forte affinité pour les oxy-hydroxydes de fer et de manganèse. à partir des années 1990, les niveaux de 60Co ont considérablement diminué dans les diverses matrices de l’environnement, ce fait étant lié à la diminution progressive des quantités rejetées en mer. En Manche, c’est l’un des rares radionucléides artificiels émetteurs gamma pouvant être détectés en 2008. Le 60Co présente des capacités de fixation assez importantes chez les espèces marines, variables selon les végétaux et les différents groupes d’animaux, exprimées par des facteurs de concentration situés entre 200 et 20 000, exprimés sur la base du poids frais.

 

Le cobalt, oligoélément essentiel, est cependant toxique en concentrations excessives. Les connaissances sur son écotoxicité permettent de dériver des critères de protection pour les écosystèmes terrestres et aquatiques. Sa composante radiotoxique est également connue pour ces milieux.

 

 

Caractéristiques 

 

Chimiques

 

Le cobalt est un métal gris, brillant et ferromagnétique. Il ne réagit ni avec l’eau, ni avec l’air à température ambiante. Les sels de cobalt forment des complexes et sont des oxydants.

 

En solution, le cobalt peut exister aux états d’oxydation +II et +III, l’état +II (Co2+) étant considéré comme le plus stable dans la plupart des conditions environnementales. Cependant, certains complexants organiques peuvent stabiliser la forme +III, habituellement instable et éviter sa réduction (Krupa et Serne, 2002).

 

 

Nucléaires

 

Le cobalt possède 37 radio-isotopes de masse 47 à 75, parmi lesquels figure un unique  isotope stable, le 59Co. Parmi les trois isotopes les plus produits par les activités humaines (57, 58 et 60), seul le 60Co a une période supérieure à l’année.

 

 

(CE Nucleonica 2009)

 

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Origines

 

 

 

 

 

Naturelle

 

Le cobalt stable, 59Co, est présent dans l’écorce terrestre, à une concentration variant entre 2 et 25 µg.g-1, respectivement pour les roches carbonatées et les roches ignées (Coughtrey et Thorne, 1983). Ses principaux minerais sont des minerais sulfurés ou sulfuro-arséniatés (cobaltite, smaltite et linnéite). Le cobalt entre dans la composition de nombreux alliages utilisés dans les industries électrique et aéronautique ; il est employé dans la fabrication d'aimants permanents, de métaux réfractaires, de pigments et comme additif en agriculture (Hamilton, 1994).

 

Les teneurs en cobalt dans les eaux océaniques varient de 0,5 à 10 ng.L-1 environ (Huynh Ngoc et Whitehead, 1986 ; Ellwood et Van der Berg, 2001). Dans les eaux côtières de surface de la mer du Nord, près des côtes anglaises, les teneurs en cobalt varient de 2 à 50 ng.L-1 environ (Achterberg et al., 2003). La concentration moyenne est de 1µg.L-1 dans les eaux douces et de 0,4 à 2,0 ng.m-3 dans l’air (ATSDR, 2004). Les origines naturelles principales de l’isotope stable sont l’érosion éolienne, les embruns, les éruptions volcaniques et les incendies de forêt. Les isotopes radioactifs résultent de l’activité humaine.

 

C’est un oligo-élément essentiel, notamment en tant que noyau de la vitamine B12 (cyanocobalamine), co-enzyme de nombreuses réactions enzymatiques dont celles de l'hématopoïèse.

 

 

Artificielle

 

Le cobalt 60 est un produit d’activation neutronique formé à partir des matériaux de structure des réacteurs nucléaires. Il peut aussi être produit industriellement à partir de l’activation neutronique du cobalt stable. Il est utilisé en médecine nucléaire.

 

On trouve les radiocobalts dans les réacteurs électronucléaires. Actuellement, les radiocobalts représentent environ 39% de l’activité gamma totale rejetée sous forme liquide dans les effluents, à raison de 2,7 ´ 10Bq de 58Co et 3,5 ´ 109 Bq de 60Co pour l’ensemble des centrales nucléaires EDF pour l’année 2007. Entre 2003 et 2007, les rejets ont diminué de 72 % pour le 58Co et de 35 % pour le 60Co (Bresson et al., 2009).

 

Dans les usines de retraitement, le cobalt provient des assemblages combustibles sur lesquels se sont fixés des produits d’activation, sous forme d’oxydes. Il est rejeté essentiellement avec les effluents liquides. Les activités des effluents en 60Co étaient en 2009 de 0,0877 TBq pour l’usine de La Hague : cette installation a rejeté en mer 7,2 TBq de 60Co epuis sa mise en service en 1967 - activité corrigée de la décroissance à la date du 01/01/2010 ; à Sellafied (UK), le rejet était en 2008 de 0,0721 TBq. Par ailleurs, jusqu’en 1997, l’usine de Marcoule a rejeté de 25 à 30 GBq.an-1 de 60Co dans le Rhône (Van der Stricht et Janssens, 2001). Enfin, le 60Co fait partie des radionucléides présents dans les déchets nucléaires.

 

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Concentrations dans l'environnement 

 

En l’absence de 60Co dans les retombées atmosphériques issues des essais d’armes nucléaires et de l’accident de Tchernobyl, il n’y a pas de « bruit de fond environnemental » pour ce radionucléide comme il en existe par exemple pour 90Sr, 137Cs ou les isotopes du plutonium. Sa présence dans l’environnement est donc essentiellement liée aux installations nucléaires.

 

Depuis une vingtaine d’années, les rejets atmosphériques autorisés de cobalt 60 par ces installations ne peuvent pas conduire à des activités de ce radionucléide suffisamment élevées pour qu’elles puissent être observées dans l’air ou dans l’environnement terrestre, sauf peut-être dans des conditions atmosphériques très particulières. Par exemple, les activités modélisées dans l’air du fait des rejets gazeux de l’usine AREVA de La Hague sont actuellement de l’ordre de 10-8 Bq.m-3 d’air alors que les limites de détection les plus performantes sont supérieures à 10-7 Bq.m-3. De même, les activités modélisées dans des denrées sensibles comme les salades sont de l’ordre de 5,0 x 10-5 Bq.kg-1 frais quand les meilleures limites de détection accessibles sont près de 1000 fois supérieures (2,0 à 5,0 x 10-2 Bq.kg-1 frais ; Renaud et Gurrarian, 2009). Enfin, les rejets gazeux des autres installations nucléaires, notamment ceux des Centres Nucléaires de Production d’Électricité (CNPE), se situent à des niveaux au moins 10 fois plus faibles que ceux de l’usine Areva de La Hague.

 

En revanche, le 60Co est mesuré en milieu aquatique sous influence des rejets d’effluents liquides des installations nucléaires.

 

En milieu fluvial, il est mesuré jusqu’à 20 km en aval des CNPE dans les sédiments (10-1 à quelques Bq.kg-1 sec) et des végétaux connus comme indicateurs biologiques de la contamination du milieu. En baisse régulière depuis 1983 (Eyrolle, 2009) parallèlement à la réduction des rejets (Figure 1), la concentration en 60Co de ces plantes est aujourd’hui dans plus de 70% des cas inférieure à la limite de détection, comprise le plus souvent entre 5,0 x 10-2 et 8,0 x 10-1 Bq.kg-1 frais. Le cobalt 60 n’a jamais été détecté dans la chair des poissons de rivière au cours des 20 dernières années, malgré des limites de détection de l’ordre de 3,0 x 10-2 à 6,0 x 10-2 Bq.kg-1 frais. Enfin, il faut noter que lorsqu’ils sont détectés, les isotopes 58 et 60 du cobalt présentent en milieu fluvial, sous influence des CNPE, des gammes de concentration similaires, ce qui est cohérent avec des activités rejetées également très proches.

 

 

Figure 1 : évolution des rejets en 60Co dans les effluents liquides et de sa concentration dans les végétaux d’eau douce prélevés par l’IRSN en aval des C.N.P.E. (1985-2006) d’après Eyrolle, 2009

 

Dans les années 80, les mesures de 60Co réalisées en Manche sous influence des rejets liquides de l’usine Areva de La Hague mettaient en évidence un marquage par ces rejets,  les concentrations dans l’eau variant de 1 à 40 mBq.L-1 (moyenne de 6 mBq.L-1). à partir des années 90, les niveaux ont considérablement diminué et sont maintenant difficilement détectables ; des mesures récentes indiquent des teneurs de l’ordre de 0,1 à 0,3 mBq.L-1 à proximité immédiate de l’émissaire de l’usine. Ailleurs, les teneurs en 60Co dans l’eau de mer ne sont pas détectables. La même tendance est observée sur les sédiments, dont les concentrations en 60Co ont varié de quelques dixièmes à quelques centaines de Bq.kg-1sec (Boust, 1999), voire quelques milliers de Bq.kg‑1sec à proximité immédiate de l'émissaire (IPSN, 1999 ; Germain et al, 2004). Maximales en 1990, ces concentrations décroissent depuis. Dans des sédiments d’estran sablo-vaseux du Nord Cotentin, les concentrations sont ainsi passées de 40 Bq.kg-1sec en 1993 à 1 Bq.kg‑1sec en 2003 (Fiévet et Germain, 2004). En mer d’Irlande, en 2008, les niveaux en 60Co des sédiments étaient inférieurs à 2 Bq kg-1sec, à proximité de l’usine de retraitement des combustibles usés de Sellafield (CEFAS, 2009).

 

Le 60Co est l’un des rares radionucléides artificiels émetteurs gamma pouvant être détecté dans le végétaux marins en 2008 (avec le 137Cs et parfois le 106Rh). Depuis 1987, les concentrations ont diminué d’un facteur 90 environ dans les algues Fucus serratus (Germain et al, 1990 ; Fiévet et Germain, 2004). Non détectables dans les algues du littoral atlantique et de la Manche occidentale, les concentrations de 60Co décroissent à l’est du Nord Cotentin. En 2009, elles étaient inférieures à 0,3 Bq.kg-1sec près du Pas de Calais. Les centrales électronucléaires côtières rejettent également un peu de 60Co et de 58Co, et participent à un léger marquage de l’environnement. En mer d’Irlande, en 2008, les niveaux en 60Co des algues étaient inférieurs à 0,4 Bq kg-1frais, à proximité de l’usine de de Sellafield (CEFAS, 2009).

 

Sous influence des rejets de l’usine Areva NC La Hague, les concentrations observées dans le Nord Cotentin étaient en 2009 inférieures à 1,5 Bq.kg-1 sec pour des chairs de mollusques (patelles). Comme pour l’ensemble du milieu marin, les concentrations ont diminué dans cette zone depuis les années 80, en lien avec la réduction des quantités rejetées en mer. En 1987, les concentrations variaient en effet chez les moules de 20 à 60 Bq.kg-1sec (Germain et al, 1990 ). En mer d’Irlande à proximité de l’usine de Sellafield, les niveaux en 60Co étaient en 2008 inférieurs à la limite de détection pour les poissons, et inférieurs à 2 Bq.kg-1frais pour les crustacés et mollusques (CEFAS, 2009).

 

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Métrologie, techniques d'analyse, limites de détection 

  

Compte tenu de l’énergie et de l’intensité d’émission élevées de son rayonnement photonique (Figure 1), quel que soit le type de détecteur gamma utilisé et la matrice solide, liquide ou gazeuse considérée (Afnor, 2008 ; ISO, 2007), le 60Co est en règle générale aisément mesurable par spectrométrie gamma dans les échantillons de l’environnement (Figure 2).

 

 

Figure 2 : exemple de spectre gamma obtenu sur un échantillon de l’environnement contenant du 60Co 

 

A titre d’exemple, en surveillance de l’environnement, les limites de détection couramment atteintes par les laboratoires de mesure sont inférieures à 1 Bq.L-1 ou kg-1 (échantillon en flacon de  500 mL, détecteur coaxial de type n, ≈ 50% d’efficacité, 24 h de mesure). Ainsi les techniques standards ont des limites de détection de l’ordre de 200 mBq.kg-1 frais (Renaud, 2010).

 

Lors de mesures effectuées au contact du détecteur (cas le plus fréquent), un facteur correctif peut devoir être appliqué pour corriger du phénomène de pertes de comptage par effet de somme (Le Petit et Granier, 2002). Ce phénomène correspond à l’arrivée simultanée dans le détecteur des deux rayonnements gamma, émis en cascade par le 60Co, dont les énergies s’additionnent, et qui, par conséquent, ne peuvent être prises en compte dans les fenêtres de détection de leurs énergies individuelles respectives. Pour une géométrie de 500 mL, au contact d’un détecteur de 50% d’efficacité, les corrections à appliquer peuvent être de l’ordre de 7 à 10%. Elles sont indépendantes du taux de comptage.

 

 

Mobilité et biodisponibilité en milieu terrestre

 

 

Sols

 

Le cobalt stable est présent dans les sols à une concentration variant de 1 à 50 mg.kg-1sec (Hamilton, 1994) ; des concentrations élevées ont été observées localement sur des zones hyperminéralisées (jusqu’à 5 000 mg.kg‑1sec) ou sur des sols formés sur serpentine (Coughtrey et Thorne, 1983). En France, les concentrations observées vont de 2 à 23 mg.kg‑1sec avec des valeurs extrêmes allant jusqu’à 150 mg.kg‑1sec dans des zones de « métallotectes » à fortes minéralisations, notamment dans le Morvan (Baize, 2000). Les sols agricoles de pâture sont souvent déficients en cobalt (< 1 mg.kg‑1sec) et doivent alors être supplémentés en cet oligo-élément pour assurer une nutrition correcte du bétail qui s’y nourrit (Hamilton, 1994).

 

De nombreuses études de spéciation et de sorption-désorption du cobalt ont été effectuées sur des milieux simples (oxydes métalliques en particulier) et pour des conditions applicables à certains stockages profonds (Brooks et al., 1998 ; Brooks et Carroll, 2003 ; Khan et al, 1995 ; Wang et Papenguth, 2001 ; Wang et al., 2003). En revanche, les études concernant le comportement du cobalt dans des sols restent plus globales.

 

En termes de spéciation, dans les conditions de pH et de potentiel redox similaires à celles des sols « moyens », le cobalt serait essentiellement sous forme de Co2+. Au-delà de pH 9,5, les hydroxydes de cobalt seraient dominants et tendraient à précipiter ; les sulfures n’apparaîtraient qu’en conditions réductrices (Eh < - 300 mV à pH 7) (Krupka et Serne, 2002 ; Deltombe et Pourbaix, 1966). Le cobalt forme des complexes très stables avec les ligands organiques, notamment les acides humiques et fulviques (Glaus et al., 2000), ce qui augmenterait sa mobilité. Il est reconnu que la chimie de l’élément est étroitement liée à celle du fer et du manganèse et qu’il est étroitement associé aux oxy-hydroxydes métalliques. Sa forte affinité pour les oxydes de fer induit une augmentation de sa mobilité en milieu réducteur, notamment hydromorphe ; cependant, le contrôle de sa mobilité dépend des oxy-hydroxydes métalliques, de la concentration en Ca2+, mais aussi de la présence de ligands organiques (Bresson et al., 2009 ; Krupka et Serne, 2002). La sorption du cobalt sur des phases minérales pures est modérée et décroît avec le pH en l’absence de ligands organiques, alors qu’en présence de complexants organiques la sorption du cobalt diminue par formation de complexes anioniques (Krupka et Serne, 2002 ; Wang et al. 2002).

 

Bien que dans les sols, le cobalt soit moyennement mobile, ses formes complexées sont très mobiles et facilement disponibles pour les plantes. Il serait majoritairement, soit faiblement adsorbé sur les argiles, en liaison avec les oxydes de fer et de manganèse, soit complexé par les acides humiques. Seuls 5 à 10 % du cobalt total d'un sol sont hydrosolubles ou facilement extractibles (Colle et al., 1991 ; 1996). Une évolution notable des fractions échangeables et des fractions très fortement fixées a été montrée par des extractions séquentielles sur des sols de rizière : le cobalt de ces deux fractions tendrait à diminuer en quelques mois, au profit d’une augmentation du cobalt associé aux oxydes de fer (Tagami et Uchida,1998). Par ailleurs, l’augmentation de la teneur en argiles s’accompagne d’une augmentation du Kd : ainsi, Gutierrez et Fuentes (1991) ont observé, pour des concentrations de cobalt de 1 mg.L-1 dans la solution du sol, des Kd respectifs de 151 et 318 L.kg-1sec pour des sols différant essentiellement par leur teneur en argile, i.e. 16 et 31 %.

 

La migration du cobalt dépend des caractéristiques du sol : en termes de pH, la mobilité diminue parallèlement à l'acidité ; dans les sols à faible capacité d'échange cationique (sablonneux acides, par exemple), le lessivage est modéré ; les sols ou horizons riches en matière organique fixeraient plus fortement et durablement le cobalt. La fraction remobilisable est dans ce cas d’environ 5 % par an avec une période (demi-vie) dans la couche humifère variant de 2 à 12 mois (Colle et al., 1991 ; 1996). La structure du sol en place est également un facteur important : des phénomènes particuliers de migration préférentielle et une valeur de Kd plus forte du cobalt lorsqu’il est mesuré en système batch, par rapport à une migration en lysimètres ont été mis en évidence par Albrecht et al. (2003).

 

 

Végétaux

 

Le cobalt est un oligo-élément qui jouerait un rôle vis-à-vis des bactéries symbiotiques fixatrices d'azote et dont l’excès pourrait provoquer une diminution des chlorophylles et de l’absorption du fer (Chatterjee et Chatterjee, 2000). L’absorption du cobalt par les plantes est conditionnée par la concentration du cobalt mobile du sol, de celui présent sur les sites échangeables et par sa forme chimique. Par analogie avec le nickel, le transporteur dans les plantes semble être l’histidine (Bresson et al., 2009). A l’exception de quelques plantes hyper-accumulatrices, la plupart des plantes terrestres ne montrent pas de bioconcentration du cobalt. Ses teneurs moyennes dans les plantes vont de 0,1 à 115 mg.kg‑1sec. Des concentrations 10 à 20 fois plus élevées ont été observées dans des légumineuses sur des sols hydromorphes (Coughtrey et Thorne, 1983) ; sur des sols riches en cobalt, les concentrations des végétaux naturels peuvent atteindre de 100 à 1 000 mg.kg-1sec, notamment chez  l’espèce arborée Nyssa sylvatica (Chatterjee et Chatterjee, 2003).

 

Les facteurs de transfert racinaire moyens sont de l’ordre de 0,1 kg.kg-1 (poids secs). Ils varient entre 10-4 et 5. La variabilité pour un même type de végétal est en moyenne de l’ordre d’un facteur 10 et elle peut être beaucoup plus forte selon le sol et entre différents végétaux.

 

L’absorption racinaire est réputée - comme pour la plupart des cations - augmenter faiblement avec la diminution du pH, ce qui apparaît dans les résultats de Gerzabek et al. (1994) ; à l’inverse, les résultats de Ban-nai et Muramatsu (2002) sur des radis cultivés sur 10 sols modérément acides (pH de 5,5 à 6,5) et ceux de Gerzabek et al. (1998) ne font pas apparaître de variation significative du transfert racinaire avec le pH du sol. Le fer, l'aluminium et le calcium influent sur l'absorption du cobalt par les végétaux par compétition sur les sites d’échange du sol (capacité d’échange). Dans une moindre mesure, la texture du sol et sa teneur en matière organique modifient l’intensité des transferts racinaires (Colle et al., 1996 ; AIEA, 2010). Le transfert aux dicotylédones est supérieur (en moyenne d’un facteur 15) au transfert aux monocotylédones. L’influence d’un apport de cobalt stable au sol a été mesurée lors des essais de Colle et al. (1991) en lysimètres de grande taille (16 bacs ´ 200 kg de sol brun calcaire). Les conclusions montrent qu’un apport de cobalt stable au sol entraîne une augmentation du facteur de transfert racinaire. Pour un amendement de 50 g de cobalt stable par kg de sol sec, le transfert du 60Co est approximativement multiplié par 8 pour les pailles de céréales et les gousses de haricots, par 4 pour les grains de céréales et par 2 pour les feuillages de légumes (salades, haricots, carottes). Un dépôt à la surface du sol augmente également le transfert comparativement à un apport incorporé de façon homogène dans la couche racinaire (Colle et al., 1983 ; 1996).

 

L’étude de l’influence du mode d’apport montre que le dépôt global sur les organes aériens (aspersion sur les feuillages) est de loin le plus pénalisant, puisqu’il aboutit à une augmentation des facteurs de transfert (exprimés en Bq.kg-1 de végétal par Bq.m-2 de surface cultivée) d’un facteur 102 à 103 relativement à un apport racinaire de même activité surfacique équivalente (Colle et al., 1991). Ces résultats sont cohérents avec ceux de Sabbarese et al., (2002) qui ont comparé les activités massiques de tomates irriguées par aspersion et à la raie : le ratio est de 6,5 environ pour les fruits, de 6,2 pour les tiges, de 5,3 pour les feuilles et de 2 pour les racines.

 

Lors d’une contamination foliaire occasionnelle, les résultats, rares, sont en outre très variables selon le stade végétatif lors de la contamination. Lors d’expérimentations sur les céréales contaminées par aspersion à divers stades végétatifs, Coughtrey et Thorne (1983) indiquent, classiquement, que le pourcentage initial de radionucléide retenu par le végétal au moment de la contamination dépend de la biomasse à ce stade alors que le pourcentage retenu par le végétal à la récolte est lié au délai séparant la récolte de la contamination. La contamination du grain passe par un maximum lorsque la contamination a lieu pendant la période de maturation puis diminue, alors que celle de la paille augmente lorsque la date de contamination s’approche de celle de la récolte. La translocation vers le grain s’effectuerait ainsi durant une courte période.

 

 

Animaux

 

La teneur moyenne des tissus des animaux en cobalt stable est d’environ 0,02 mg.kg-1 frais. Le cobalt incorporé sous forme organique serait 10 à 100 fois plus transféré aux produits d’origine animale que lorsqu’il se trouve sous forme inorganique (Coughtrey et Thorne, 1983).

 

Très peu d’études mentionnent les facteurs de transferts aux produits animaux ; les valeurs retenues par l’AIEA (2010) (valeurs moyennes) et le NRPB (Green et Woodman, 2003) (valeurs par défaut) sont relativement proches. Cependant, cette lacune est minime du fait que le cobalt n’est que sporadiquement présent (ou absent) dans l’environnement terrestre. De plus les facteurs de concentration pour la viande et le lait sont relativement faibles, respectivement au plus de 0,4 et 0,008 sur la base du poids frais (AIEA 2010).

 

 

Produits transformés

 

Comme pour d’autres radionucléides, les concentrations en cobalt des aliments consommés dépendent des processus de transformation appliqués aux récoltes. Les transformations alimentaires permettent d’abaisser notablement la radioactivité des aliments, avec des activités résiduelles dans les aliments de l’ordre de 50 % (Roussel-Debet et Réal, 1995 ; Colle et Roussel-Debet, 1994).

 

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Mobilité et biodisponibilité en milieu aquatique continental

 

 

 

Eaux

 

Dans les eaux naturelles, l’ion cobaltineux (Co2+) et ses complexes solubles sont les formes dissoutes dominantes. La mobilité du cobalt est faible en raison de l’importance des processus de sorption et de précipitation et est conditionnée par son affinité pour les matières en suspension et les sédiments. La biodisponibilité du cobalt dépend de la concentration en ions Ca2+ et de la matière organique dissoute. La fraction échangeable du cobalt dans les écosystèmes aquatiques continentaux est faible. Cet élément est fréquemment associé au dioxyde de manganèse. Toutefois, sa solubilité peut être accrue en milieu à tendance acide (faibles pH) ou en présence de ligands organiques (ATSDR, 2004), qui forment avec le cobalt des complexes neutres ou chargés négativement.

 

La concentration moyenne en 59Co dans les eaux douces est 1 µg.L-1 (ATSDR, 2004), mais des concentrations allant au-delà de 1 000 µg.L-1 ont été mesurées très localement dans des cours d’eau situés dans des zones agricoles ou d’industrie minière. En France, entre 1990 et 2003, la concentration théorique moyenne en 60Co de l'eau des grands cours d’eau a été estimée entre 0,02 et 1 mBq.L-1 (Eyrolle, 2009).

 

 

Sédiments

 

La concentration moyenne du cobalt dans les sédiments est inférieure à 20 µg·g-1 poids sec (CICAD, 2006). L’activité massique moyenne en 60Co des sédiments aquatiques continentaux est de l’ordre du Bq·kg-1 poids sec (Eyrolle et al., 2008).

 

La distribution du cobalt dans les compartiments abiotiques des écosystèmes aquatiques continentaux est caractérisée par une affinité importante pour les sédiments. Dans le cas de la colonne d’eau, les matières en suspension représentent 90 % de la contamination totale de l’eau brute par le cobalt, 10 % au plus du métal restant en solution (Albrecht, 2003).

 

Le cobalt s’associe aux particules sédimentaires et est donc activement extrait de la colonne d’eau. La sorption-désorption du cobalt sur les matières se joue en deux phases consécutives, l’une rapide et réversible caractérisée par un Kd, la seconde irréversible résultant de la fixation du métal sur des sites d’accès stérique difficile (Ciffroy et al., 2001). Plus le temps de contact est prolongé entre les particules (suspension et sédiment) et le cobalt, plus la fraction irréversiblement fixée augmente (Bunker et al, 2000). Seuls 10 % de la quantité fixée sont échangeables. La nature du sédiment joue un rôle prépondérant dans la rétention du cobalt et notamment ses teneurs en oxydes de fer et de manganèse, et en matière organique (Bunker et al, 2000). L’adsorption est plus importante sur les sédiments fins (< 0,1 mm). Les principaux processus de fixation sur le sédiment fin (< 4 µm) seraient, par importance croissante l’échange ionique, la co-précipitation et l’adsorption avec les oxy-hydroxydes de manganèse puis les carbonates, l’adsorption sur la matrice minérale et enfin les liaisons avec les oxydes et hydroxydes de fer ainsi qu’avec la matière organique et les sulfures (Borovec, 2000).

 

Les constantes de complexation du cobalt par des ligands organiques présents dans les eaux, comme l'acide tartrique, l'acide aspartique et la L-Cystéine ont été étudiées (Jensen et Jensen, 1988). La complexation du cobalt par les acides humiques montre une légère dépendance des constantes d’interaction avec le pH, la force ionique et la concentration en métal (Hummel et al., 2000). Dans la fraction de granulométrie comprise entre 4 et 63 µm, les processus dominants sont la fixation sur les carbonates (22 %) et sur la matrice minérale (32 %). Des études en laboratoire ont montré que le 60Co se lie majoritairement (45%) aux particules > 450 nm, où se trouvent les dioxydes de manganèse et les hydroxydes de fer, puis à la partie dissoute < 2 nm (30%) et enfin aux colloïdes (25%) (AIEA, 2009). La grande variabilité de la densité des sites de sorption et de la concentration des particules en suspension expliquerait donc la large variation des Kd reportés dans la littérature (Albrecht, 2003). Bien que de nombreux auteurs postulent une forte tendance du cobalt à la sorption, il semble qu’in situ cette propension soit beaucoup plus réduite, du fait d’une charge particulaire généralement très inférieure à celle des expériences en laboratoire (Albrecht, 2003).

 

En raison du caractère hydrolysable du cobalt, le pH est l’un des facteurs les plus importants dans les processus de sorption-désorption. La fixation du cobalt est plus intense en présence d’une activité biologique (notamment les processus d’oxydation gouvernés par les microorganismes), en raison de son accumulation par les organismes vivants, mais également en raison de sa sorption sur des précipités de carbonates induits par l’activité photosynthétique du phytoplancton (Fournier-Bidoz et Garnier-Laplace, 1994). L’ensemble de ces caractéristiques explique la variation saisonnière des paramètres d’échange du cobalt avec les matières solides et notamment la matière organique particulaire (Ciffroy et al., 2001 ; AIEA, 2010).

 

 

Végétaux

Les transferts aux végétaux sont gouvernés par un processus actif. La biosorption du cobalt est contrôlée par le mécanisme d’échange d’ions dans les algues, mais ce sont des processus métaboliques qui interviennent dans les champignons. L’accumulation du cobalt par les plantes est amplifiée par la lumière. La concentration moyenne du cobalt dans les plantes aquatiques est de 0,1 µg.g-1 (poids frais) (Adam, 1997).

Le facteur de concentration des végétaux varie largement. Pour des algues unicellulaires, il est fait mention de valeurs allant de 2 300 à 40 000 en poids sec (ATSDR, 2004). Plus généralement et exprimé en poids frais, il est compris entre 20 et 2 800 (Coughtrey et Thorne, 1983 ; Beaugelin-Seiller et al., 1995 ;  Adam, 1997).

L’activité massique moyenne en 60Co des végétaux des milieux aquatiques continentaux est de l’ordre du Bq·kg-1 poids sec (Eyrolle et al., 2008). Les algues unicellulaires sont caractérisées par un facteur de concentration (Bq·kg-1 poids sec/Bq·L-1 eau) de 18 000 (Corrisco et Carreiro, 1999) pour le 60Co. Les facteurs de concentration (poids frais) de ce radionucléide varient entre 700 et 1750 pour les autres végétaux (Adam, 1997).

 

 

Animaux

 

Généralement, le cobalt s’accumule peu dans les organismes d’eau douce. La concentration moyenne du cobalt dans les crustacés, mollusques et poissons est de l’ordre de 0,1 µg.g-1 (poids frais) (Adam, 1997). Chez les crustacés, après une contamination à partir de l’eau, le cobalt est principalement retrouvé dans la carapace et dans la glande digestive. Dans le cas des mollusques, la coquille représente plus de 95 % de la contamination totale et peu de cobalt se retrouve dans la partie comestible. Enfin, chez les poissons, le cobalt est retrouvé essentiellement dans les organes externes (peau, branchies), le foie et les reins, le muscle étant le tissu le moins contaminé.

 

Cependant, le 60Co n’a jamais été détecté dans la chair des poissons des systèmes aquatiques continentaux français. Le facteur de concentration est d’autant plus faible que le niveau trophique est élevé. Un facteur de concentration de 15 a été mesuré dans les moules d’eau douce (Nolan et Dahlgaard, 1991). Il varie de 265 pour des petits crustacés à 2 pour le muscle de la truite (Adam, 1997 ; Fraysse et al., 2002). Toutefois, pour les poissons d’eau douce, il varie entre 10 et 1 000 (ATSDR, 2004). La présence d’autres éléments métalliques peut interférer avec l’accumulation du cobalt par les animaux aquatiques : la présence de zinc, par exemple, réduit de 40 % le facteur de concentration du 57Co à un mollusque (Fraysse et al., 2002).

 

Concernant le 60Co, des facteurs de concentration (Bq·kg-1 poids frais/Bq·L-1 eau) compris entre 2 et 2000 ont été déterminés pour les animaux (Adam et al., 2001). Le transfert du 60Co par la voie alimentaire est très faible. Les facteurs de transfert trophique à l’équilibre varient de 0,01 à 0,2 (poids frais) pour les différents niveaux d’une chaîne trophique pélagique (Adam, 1997 ; Adam et al., 2001).

 

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Mobilité et biodisponibilité en milieu marin

 

 

 

 

Eaux

 

Dans l’eau de mer, le cobalt soluble est présent sous les formes ioniques Co2+ et CoCl+ et sous les formes neutres CoCO3 et CoSO4 dans les proportions respectives de 54 %, 31 %, 7 % et 7 %. Le cobalt serait donc présent dans l’eau de mer à 85 % sous forme cationique. Cependant, les formes cationiques du cobalt réagissent avec les acides organiques présents dans l’environnement pour former des complexes anioniques ou neutres (Gaudaire, 1999).

 

 

Sédiments

 

Les particules sédimentaires apportées à l'océan par l'eau et le vent ont une concentration en cobalt analogue à celle de la croûte terrestre, de l'ordre de 20 µg.g-1 (Turekian et Wedepohl, 1961). Différents processus (adsorption, coprécipitation…) ou sources intra-océaniques (hydrothermalisme) conduisent à une augmentation importante de la concentration en cobalt associé à différentes phases particulaires : 74 µg.g-1 dans les argiles pélagiques (Li, 1991), de 100 à 400 µg.g-1 dans les sédiments hydrothermaux (Plank and Langmuir, 1998), jusqu'à 2 700 µg.g-1 dans les nodules polymétalliques (Li, 1991). Dans les régions concernées par des apports anthropiques, le cobalt s'associe aux particules sédimentaires ; il est, de ce fait, activement extrait de la colonne d'eau. Comme c'est le cas pour de nombreux métaux, les concentrations en cobalt fixé sur les sédiments dépendent de la surface spécifique des particules, donc de leur taille et de leur composition minéralogique : elles peuvent donc être très variables sur un même site.

 

Les concentrations dans les sédiments décroissent en fonction de la distance à l'émissaire ; les zones de sédimentation fine sont relativement plus marquées (estuaires et baies). Ce marquage a été mis à profit pour estimer les vitesses de déplacement des sédiments en Manche (Boust et al., 1997) ; elles sont de l'ordre de quelques kilomètres à quelques dizaines de kilomètres par an.

 

Le cobalt a une forte affinité pour les oxy-hydroxydes de fer et de manganèse (Jenne, 1968 ; Murray, 1975). Dans les sédiments anoxiques, il s'associe aux sulfures de fer (Maes et al, 2003). Sa réactivité au cours de la diagenèse des sédiments a été très tôt reconnue (Heggie et Lewis, 1983 ; Heggie et al., 1983) ; il est cependant considéré comme un élément peu mobile après enfouissement (Gendron et al., 1986). Lors de remises en suspension massives de sédiments anoxiques, il peut être émis dans la colonne d'eau. Martino et al. (2002) ont observé des concentrations en cobalt dissous de l'ordre de 2 à 4 µg.L-1 dans la zone de turbidité maximum de l'estuaire de la Mersey.

 

Les coefficients de partage eau-sédiment (Kd, exprimés en L.kg-1sec) proposés par l’AIEA sont de 3 ´ 105 pour les marges océaniques et de 5 ´ 107 pour les fonds océaniques (AIEA, 2004). Les travaux de synthèse du Groupe Radioécologie Nord Cotentin (GRNC, 1999) recommandent une valeur de 4 ´ 104 L.kg-1 sec pour les sédiments côtiers. Le Kd proposé par le GRNC a été déterminé à partir de mesures in situ, en tenant compte du stockage sédimentaire qui intègre l’influence des rejets des années antérieures. L’influence des rejets passés est corrigée de la décroissance radioactive du radionucléide et prend en compte une période d’intégration sédimentaire (GRNC, 1999).

 

 

Végétaux

 

Des travaux concernant le 60Co chez les végétaux marins ont été menés dans une zone influencée par les rejets de l’usine de retraitement des combustibles usés d’Areva NC La Hague. Entre 2005 et 2009, les concentrations observées dans le Nord Cotentin étaient de l’ordre de 3 Bq kg-1sec dans des algues brunes Fucus serratus, espèce indicatrice largement utilisée en radioécologie et pour la surveillance. Dans cette zone, les concentrations ont diminué dans le temps, ce fait étant lié à la diminution progressive des quantités rejetées en mer depuis les années 1980.

 

Les rapports des activités des algues prélevées dans cette zone et de celles prélevées dans le Pas de Calais varient de 6 à 13 (Germain et al, 1990). Les valeurs de ce rapport sont supérieures à celles d’éléments essentiellement solubles tels 125Sb, 137Cs, 99Tc et 90Sr, traduisant ainsi l’influence de la forme physicochimique de l’élément sur sa distribution spatiale dans des espèces marines.

 

Les facteurs de concentration (en L.kg-1frais) recommandés par le GRNC (1999) et l’AIEA (2004) pour les algues sont de 6 000.

 

 

Animaux

 

Le cobalt est un élément biologique essentiel (fonctions catalytiques, activateur de nombreuses enzymes, constituant de métalloprotéines). Il peut être toxique pour certains organismes.

Le GRNC (1999) propose des facteurs de concentration de 5 000 pour les crustacés, de 2 000 pour les mollusques et 200 pour les poissons. L’AIEA (2004) recommande des valeurs de 700 pour les poissons, de 7 000 pour les crustacés, de 20 000 pour les mollusques (hors céphalopodes) et de 300 pour les céphalopodes.

 

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Mobilité et biodisponibilité dans les écosystèmes semi-naturels 

  

Ce paragraphe est basé sur la revue de littérature menée au plan international dans le cadre de la révision du guide relatif aux valeurs de paramètres pour la prédiction du transfert des radionucléides dans les environnements terrestres et aquatiques continentaux tempérés, entreprise à l’initiative de l’AIEA (AIEA, 2010).

 

 

Forêts

 

Il n’y a pas d’information particulière relative à la mobilité et à la biodisponibilité du cobalt dans les écosystèmes forestiers.

 

 

Écosystèmes arctiques

 

Il n’y a pas d’information particulière relative à la mobilité et à la biodisponibilité du cobalt dans les écosystèmes arctiques.

 

 

Écosystèmes alpins

 

Il n’y a pas d’information particulière relative à la mobilité et à la biodisponibilité du cobalt dans les écosystèmes alpins.

 

 

Dosimétrie environnementale

 

 

 

 

 

 

 

Les effets d’une exposition aux rayonnements ionisants sont caractérisés par la quantité d’énergie absorbée dans l’organisme cible, exprimée par un débit de dose (µGy.h-1). Son évaluation est obtenue par l’application de coefficients de conversion de dose (DCC, µGy.h-1 par Bq.unité-1 de masse ou de volume) aux concentrations du radionucléide dans les milieux d’exposition ou dans les organismes (Bq.unité-1 de masse ou de volume).

Les DCC caractéristiques de 60Co ont été déterminés hors filiation et sans pondération en fonction du type de rayonnement (RBE) avec le logiciel EDEN (Beaugelin-Seiller et al, 2006) dans sa version 2.3, en considérant forme, dimension et composition chimique des organismes et de leurs milieux de vie, ainsi que leurs relations géométriques. Les espèces modèles considérées ont été choisies à titre d’illustration. 

L’exposition interne est caractérisée par des DCC dont l’ordre de grandeur varie selon les organismes entre 10-6 et 10-3 µGy.h-1 par Bq.kg-1.

 

L’exposition externe est caractérisée par des DCC dont l’ordre de grandeur est majoritairement de 10-4 µGy.h-1 par Bq/unité de masse ou de volume, certains présentant toutefois des valeurs inférieures de 2 ordres de grandeur.

 

Pour plus de détails sur la manière de calculer les DCC, consulter la fiche « dosimétrie environnementale ».

 
 
 
Toxicité environnementale 

  

Chimiotoxicité de l'élément
 

Le cobalt est un microélément essentiel qui, lorsqu’il est présent en trop fortes concentrations, peut se révéler toxique pour les organismes vivants. Les données d’écotoxicité sont suffisantes pour qu’un certain nombre de critères de protection environnementaux aient été dérivés par diverses entités.

 

Ainsi, en France, l’Ineris (2006) propose pour les écosystèmes terrestres une valeur de PNECsol (concentration prédite sans effet) de 2,4 mg.kg‑1sec dérivée de mesures de toxicité sur des lombrics (concentration observée sans effet à 24 semaines - NOEC24 semaines - de 240 mg.kg-1sec, affectée d’un facteur d’extrapolation de 100), alors que l’Inra propose comme valeur de « seuil d'investigation » 30 mg.kg‑1sec (Baize, 2000). Aux États-Unis, l’EPA (2005) a établi des valeurs guides (i.e. concentration de cobalt dans les sols protégeant les organismes cibles)  variant de 120 à 1300 mg.kg-1 sec pour les oiseaux et de 230 à 2100 mg.kg-1 sec pour les mammifères.

 

Pour le milieu aquatique continental, l’Ineris (2006) a déterminé une PNEC de 0,5 µg.L-1 (facteur d’extrapolation de 10 appliqué à la plus faible des trois NOEC pour algues, poissons et invertébrés). Le CICAD (2006) présente une valeur guide de 8 µg.L-1 dans les milieux d'eau douce.

 

Pour le milieu marin, l’Ineris (2006) a recensé des données chroniques  pour deux niveaux trophiques (crustacés et poissons) en plus des  données chroniques disponibles pour trois niveaux trophiques d’espèces  d’eau douce. En appliquant un facteur d’incertitude de 50 à la plus faible des NOECs, l’Ineris détermine une PNEC eau marine de 0,1 µg.L-1.

 

 

Radiotoxicité de l'isotope radioactif 60Co

 

La radiotoxicité du cobalt 60 est essentiellement liée à ses émissions g très énergétiques. Elle ne se distingue cependant pas par ses effets de celle d’autres émetteurs de même type. Ainsi, les connaissances relatives aux effets des situations d’exposition chronique aux rayonnements g externes ont conduit à recommander au niveau européen un seuil de 10 µGy.h-1, protecteur de 95% des espèces d’un écosystème (Erica, 2007 ; Protect, 2008).

 

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Fiche environnement du Co60

Les autres fiches radionucléides

Contributeurs

 Révision en 2010

 

  • Écosystème terrestre

Frédéric Coppin

 

  • Écosystème aquatique continental

Béatrice Gagnaire

 

  • Écosystème marin

Philippe Laguionie

Dominique Boust

 

  • Métrologie

Xavier Cagnat

Romain Vidal

Jean-Louis Picolo

 

  • Concentrations dans l'environnement

Philippe Renaud

 

Vérification

Karine Beaugelin-Seiller

 

Bibliographie succincte

  • Achterberg EP, Van der Berg CMG et Colombo C (2003). High resolution monitoring of dissolved Cu an Co in coastal surface waters of the Western North Sea. Cont Shelf research, 23: 611-623.
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  • Adam C, Baudin JP, Garnier-Laplace J (2001). Kinetics of 110mAg, 60Co, 137Cs and 54Mn bioaccumulation from water and depuration by the crustacean Daphnia magna. Water Air Soil Poll, 125 : 171-188.
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  • AIEA (2004). Sediment distribution coefficients and concentration factors for biota in the marine environment. Technical reports series 422, AIEA, Vienne.
  • AIEA (2009). Quantification of Radionuclide Transfer in Terrestrial and Freshwater Environments for Radiological Assessments. TecDoc 1616. AIEA, Vienne. 616 p.
  • AIEA (2010). Handbook of parameter values for the prediction of radionuclide transfer in terrestrial and freshwater environments. Technical reports series 472. AIEA, Vienne. 194 p.
  • Albrecht A, Schultze U, Bugallo PB, Wydler H, Frossard E et Fluhler H (2003). Behavior of a surface applied radionuclide and a dye tracer in structured and repacked soil monoliths. J Environ Radioactiv, 68(1): 47-64.
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