SharePoint
Aide
Faire avancer la sûreté nucléaire

La Recherchev2

Fiche radionucléide

Tritium et environnement : annexes

Fermer

Authentification

Email :

Mot de passe :

 

Récapitulatif des méthodes de mesure

 

 

* temps de comptage associé à la limite de détection

 

 

Modèles radioécologiques usuels (à l'équilibre) : milieu terrestre

 

Les évaluations « classiques » de l’impact radioécologique du tritium dans les écosystèmes terrestres reposent sur le concept d’activité spécifique, formulé en termes de concentration du tritium dans l’eau, plutôt que du rapport de l’activité en tritium par la masse d’hydrogène dans un compartiment donné. La concentration en tritium organique (OBT) s’exprime en termes d’activité d’équivalent en eau de la matière sèche (i.e. la quantité d’eau produite après complète combustion de la matière sèche).

 

 

Sols

 

En première approche, il est possible d’utiliser un coefficient multiplicatif de la concentration en tritium de l’air afin d’estimer la concentration en eau tritiée de la couche racinaire d’un sol soumis à un dépôt sec et humide provenant du panache atmosphérique, selon l’équation suivante (AIEA, 2010) :

 

 

1 Ce paramètre est difficile à estimer, et dépend d’un grand nombre de facteurs locaux. La moyenne géométrique calculée à partir de données locales s’élève à 0,23, mais une valeur légèrement supérieure est utilisée comme référence en raison des incertitudes impliquées. Une valeur de 0,5 paraît conservative, même si des valeurs autour de 1 sont plausibles. Les données suggèrent que les régions du sud ou humides peuvent avoir des valeurs plus élevées. Des valeurs fondées sur des mesures locales devraient être utilisées, autant que possible (AIEA, 2010).

 

 

Végétaux

 

Dans le cas d’une exposition prolongée où les concentrations en tritium de la vapeur d’eau de l’air et de l’eau de la couche racinaire du sol sont approximativement constantes pendant une longue période de temps, la concentration en eau tritiée dans les végétaux est estimée à partir de l’équation suivante, qui considère explicitement une contribution par voie atmosphérique (via la diffusion à travers les stomates foliaires) et une contribution par voie racinaire (via la transpiration) (Murphy, 1984) :

 

 

 

 

L’expression précédente qui utilise les taux d'humidité relative s'applique spécifiquement aux feuilles des plantes, qui tirent la majorité de leur tritium de l'air. L’équation est conservative pour les fruits, racines et tubercules, qui tirent la majorité de leur tritium du sol, dont la contamination est moindre que celle de l’humidité de l’air dans le cas d’un rejet atmosphérique.

 

 

Proportion d’eau dans les végétaux terrestres (en L.kg -1  poids frais)

 

 

 

 

La concentration en tritium organique dans le végétal est estimée par la formulation suivante (AIEA, 2010) :  

 

 

2 Les valeurs de ce paramètre doivent être déterminées empiriquement dans des conditions stationnaires. Les estimations les plus fiables proviennent d’expérimentations de laboratoire contrôlées, où la plante est exposée à une concentration en HTO qui est maintenue constante ou faisant l’objet d'une surveillance continue. Les valeurs obtenues dans ces expériences sont toutes inférieures à 1, avec une moyenne géométrique de 0,54 et un écart-type géométrique de 1,16 pour les cultures considérées (maïs, orge et luzerne). En l'absence d'autres informations, une valeur de 0,54 est appliquée par défaut à tous les types de plantes.

 

 

Facteurs « équivalent en eau » pour les végétaux terrestres (L.kg -1 poids sec)3

 

 

3 Le facteur « équivalent en eau » est difficile à mesurer mais peut se calculer de façon fiable à partir de la teneur en hydrogène des protéines, lipides et glucides (7 %, 12 % et 6.2 %, respectivement) et des fractions de protéines, lipides et glucides dans la matière sèche de la plante (AIEA, 2010). Les valeurs ainsi calculées varient peu entre les différentes catégories de plantes.

 

 

Animaux

 

Les animaux peuvent ingérer du tritium sous forme de HTO dans l'alimentation et l'eau potable et sous forme d’OBT présent dans la fraction organique de leurs aliments. L’inhalation et l’absorption cutanée sont également des voies possibles d’apport de HTO à l’animal. Le tritium organique échangeable et HTO s’équilibrent rapidement avec l’eau du corps de l’animal. La majeure partie du HTO apportée à l’animal reste sous forme de HTO, avec une petite fraction convertie en OBT. En revanche, environ la moitié du tritium apporté à l’animal sous forme d’OBT est convertie en HTO, avec l’autre moitié restant sous forme organique (AIEA, 2010).

 

Les concentrations en tritium dans les produits d’origine animale peuvent être estimées à partir d’un modèle métabolique (Galeriu et al., 2007) selon lequel la principale variable de sortie est le rapport RCpa de la concentration dans le produit animal à la concentration dans les aliments et eau potable ingérés et l’air inhalé. Des rapports de concentrations distincts ont été déterminés pour les apports en HTO et en OBT à l’animal. Les concentrations totales en tritium (HTO+OBT) dans le produit d’origine animale sont données par les équations suivantes (AIEA, 2010) :

 

 

 

RCfHTO la somme des concentrations en HTO apporté à l’animal via les aliments, l’eau de boisson et la respiration (incluant l’absorption cutanée), pondéré par les contributions relatives de chacun de ces apports à l’apport d’eau total. De manière générale, l’inhalation représente environ 2-5 % des apports totaux en eau à l’animal, et l’eau métabolique environ 10%. La fraction d’eau provenant de l’alimentation dépend du régime de l’animal et doit être définie par l’utilisateur.

 

RCfOBTest une moyenne pondérée qui inclut des aliments non contaminés, ainsi que des aliments contaminés, puisque les sources locales d'approvisionnement ne représentent qu'une fraction du total de l'alimentation animale dans l'agriculture industrielle moderne.

 

Les rapports de concentration pour différents produits d’origine animale en climat tempéré sont présentés dans les deux tableaux suivants. Pour chaque produit, la meilleure estimation du rapport de concentration est définie au regard de la masse spécifique de l’animal et des niveaux de production et d’apport présentés dans le tableau. Les intervalles de valeurs ont été calculés en tenant compte de la variabilité de la masse des animaux, du niveau de production et de l'alimentation. Les valeurs les plus élevées sont conservatives and doivent être utilisées pour des animaux élevés en climat froid ou ayant une forte teneur en matière grasse dans leurs produits.

 

Rapports de concentration pour les apports en HTO 

 

 

 

 

Rapports de concentration pour les apports en OBT

 

 

 

 

La concentration en OBT dans le produit animal peut ensuite être estimée en multipliant la concentration totale par fOBT, fraction de tritium total sous forme OBT  dans le produit animal ; la concentration en HTO dans le produit animal est donc calculée en multipliant la concentration totale par (1- fOBT).

 

 

Transformations alimentaires

 

L’effet des transformations alimentaires est quantifié par un facteur de transfert, appelé aussi facteur de rétention, donnant la fraction de radionucléide retenue dans le produit après transformation.

 

Facteur de transfert par transformation alimentaire (Bq.kg-1 frais de produit transformé par Bq.kg-1 frais de produit brut) 

 

(AEIA, 2010)

 

 

Modèles radioécologiques usuels : eaux douces

 

Eaux et sédiments

 

La modélisation des processus physiques de transfert du tritium au sein des hydrosystèmes d’eau douce prend en compte la dispersion du tritium, décrite par les lois classiques de l’hydrodynamique au même titre que pour les autres radionucléides, à l’aide de modèles numériques de complexité variable. Les apports anthropiques directs, i.e. les rejets d’effluents liquides dans un milieu aquatique, constituent des données d’entrée pour la dispersion du tritium. Concernant les autres apports, principalement via le bassin versant, il existe peu de  travaux sur les fonctions de transfert dans le cas du tritium.

 

Des modèles d’échanges sont proposés pour décrire les  échanges avec l’atmosphère et les échanges avec l’eau interstitielle des sédiments (IRSN, 2009).   

 

  • Échanges avec l’atmosphère

 

Ils s’effectuent principalement selon deux mécanismes : les échanges entre l’eau tritiée de l’hydrosystème et la vapeur d’eau tritiée de l’atmosphère, ainsi que les apports par les précipitations.

 

Les apports par les précipitations s’expriment par le produit de l’intensité de la pluie et de l’activité en tritium de l’eau de pluie. Soit :

 

 

 

 

Concernant les échanges entre l’eau tritiée d’un hydrosystème et la vapeur d’eau tritiée de l’atmosphère, ils sont essentiellement liés aux processus de diffusion, d’évaporation et de condensation à l’interface de ces deux milieux. Bien qu’il existe quelques études qui ont soulevé la pertinence de ces mécanismes en identifiant des corrélations entre les activités de tritium dans l’atmosphère dans le champ proche d’hydrosystèmes contaminés par des rejets tritiés, ces échanges restent à ce jour peu documentés et sont rarement traités dans les modèles de transfert. Les échanges par diffusion s’appliquent en permanence mais sont plus ou moins prépondérants en fonction des conditions de saturation en humidité des couches d’air en contact avec la surface de l’hydrosystème : 1) sous-saturation, 2) saturation et 3) sursaturation.

 

Pour des conditions de sous-saturation (es>ea), les échanges sont essentiellement dus à l’évaporation de la surface d’eau et s’effectuent essentiellement de l’hydrosystème vers l’atmosphère. La modélisation peut alors s’appuyer sur le produit du flux d’évaporation de la nappe d’eau avec l’activité de tritium dans l’eau de l’hydrosystème :

 

 

 

 

Le flux d’évaporation d’une surface d’eau dépend de la température, de la pression atmosphérique, de la vitesse du vent et de l’écart entre les pressions de vapeur et de vapeur saturante de l’air. La formulation de Rohwer est souvent utilisée :

 

 

 

 

A la saturation (es = ea), le bilan des flux hydriques entre l’atmosphère et l’hydrosystème est nul. Les échanges de tritium s’effectuent principalement par diffusion en fonction du gradient des concentrations de tritium dans l’eau de l’hydrosystème et dans la vapeur d’eau de l’atmosphère.

 

 

 

 

Pour des conditions de sursaturation (es<ea), les mécanismes de transfert de l’atmosphère à l’hydrosystème (condensation de la vapeur d’eau de l’air, interception des gouttelettes d’eau à la surface de l’hydrosystème) peuvent jouer un rôle prépondérant. En plus des flux par diffusion, la modélisation doit aussi tenir compte de la cinétique de formation des gouttelettes d’eau et de leur vitesse de dépôt à la surface.

 

 

 

 

  • Échanges avec l’eau interstitielle des sédiments

 

Bien que les flux d’eau vers les sédiments puissent, dans certains cas, constituer la principale source de contamination des hydrosystèmes (Bolsunovsky et Bondareva, 2003), ils sont traités par les modèles de transfert qui s’intéressent la plupart du temps à l’activité massique ou surfacique des sédiments secs. Pourtant, les sédiments sont constitués d’eau et de particules solides et l’activité massique de ce mélange n’est pas nulle dès lors que du tritium se trouve dans l’eau interstitielle. On a alors :

 

 

 

 

Les variations de [HTO]its dépendent principalement de deux types de mécanismes : la diffusion interstitielle à l’interface de la colonne d’eau et du sédiment (échanges diffusifs), et les échanges avec la nappe.

 

 

 

 

Soumis à la nature des sols (poreux, fracturés, imperméables…) et aux conditions d’écoulements du fait des gradients de pression et de la perméabilité des milieux, les échanges avec la nappe sont complexes à modéliser. De ce fait, ils sont généralement appréhendés de façon empirique et parfois sur la base de mesures de tritium.

Pour les échanges diffusifs, la vitesse vits dépend des vitesses d’échange de l’hydrosystème (vhds) et du sédiment (vsed) à leur interface :

 

 

 

vhds peut être déduit de plusieurs formulations. A titre d’exemple, on citera la relation suivante (Higashino et al., 2004) :

 

 

 

 

vsed correspond au ratio de Dsed, le coefficient de diffusion de la couche superficielle du sédiment, sur hsed, l’épaisseur de cette couche (entre quelques mm et quelques cm).

 

 

 

 

Dsed (m2.s-1) est le coefficient de diffusion moléculaire au sein de la couche superficielle du sédiment. Il peut être relié à n, la porosité de cette couche (Shultz et Zabel, 2000).

 

 

Animaux

 

  • Tritium libre

 

Le principe de l’équilibre complet en termes d’activité spécifique, correspondant à une mise en équilibre rapide entre l’eau tritiée (HTO) du milieu aquatique environnant et le tritium libre de l’organisme vivant (TFWT), a été principalement appliqué aux poissons selon la formulation suivante (AIEA, 2010) :

 

 

 

Cette approche peut être considérée comme valide pour tous les organismes aquatiques.

 

  • Tritium organique

 

L’incorporation sous forme organique de tritium libre de l’eau dans les tissus des organismes exposés est le résultat de différents processus, dont la photosynthèse et la croissance. Le traitement de ces phénomènes est indispensable pour une modélisation correcte des transferts du tritium aux organismes vivants. Cette approche a notamment été appliquée par Myamoto et al. (1995), qui ont représenté les organismes comme une somme de deux compartiments, l’un correspondant au TFWT, échangeant avec le milieu extérieur, et l’autre à l’OBT, formé à partir du TFWT. Deux types de modélisation à l’équilibre correspondant à cette situation sont présentées ci-dessous (IRSN, 2009).

 

En supposant un régime permanent, les organismes sont immergés dans un environnement d’activité constante en HTO. Concernant la synthèse biologique de tritium organique lié à partir du tritium libre de l’eau, il est alors raisonnable de supposer que l’activité d’OBT dans leur eau de combustion est identique à l’activité de HTO dans le milieu, corrigée par un facteur traduisant cet équilibre.

 

La première approche est classiquement l’application d’un facteur de concentration équivalent, traduisant la mise à l’équilibre de la teneur en OBT dans l’organisme par rapport à l’activité de HTO dans le milieu, de par l’équation :

 

 

 

 

La deuxième approche consiste à appliquer un facteur de partition à l’activité de HTO dans l’eau. Ce facteur tient compte de la présence d’hydrogène échangeable dans l’eau de combustion et de la discrimination isotopique dans les échanges eau-organismes. Sous ces hypothèses, l’activité d’OBT formé à partir d’HTO est estimée dans le poisson frais par l’équation suivante (IRSN, 2009) :

 

 

 

 

  • Remarque

 

Des modélisations dynamiques du transfert de tritium sous forme libre et organique, sont proposées par différents auteurs. Ces modèles prennent en compte de façon spécifique le transfert aux producteurs primaires (phytoplancton) et aux poissons. Une synthèse de ces modèles est présentée dans un rapport IRSN dédié au tritium (IRSN, 2009).

 

 

Paramètres radiotoxicologiques

Coefficients de conversion de dose (DCC), exprimés en poids frais   

 

Milieu terrestre

 

 

*nd : DCC non déterminable en raison de la distance

 

 

Eaux douces

 

 

nd* : DCC  non déterminable en raison de la distance ou de la protection apportée par les sédiments

 

 

Eaux marines

 

 

nd* : DCC  non déterminable en raison de la distance ou de la protection apportée par les sédiments
 


Contact

Pour en savoir plus, écrivez à

IRSN Science

Fiche environnement du tritium

Les autres fiches radionucléides

Contributeurs

Révision en 2010

 

  • Écosystème terrestre

Séverine Le Dizès-Maurel

 

  • Écosystème aquatique continental

Christelle Adam-Guillermin

 

  • Écosystème marin

Pascal Bailly du Bois

 

  • Métrologie

Catherine Cossonnet

Rodolfo Gurriaran

Jeanne Loyen

Jean-Louis Picolo

 

  • Concentrations dans l'environnement

Philippe Renaud

 

Vérification

Karine Beaugelin-Seiller

Dominique Boust

François Paquet

Bibliographie succincte

  • AFNOR (2000a). Mesure de la radioactivité dans l'environnement. - Partie 1 : Mesurage de l'activité des émetteurs béta dans les eaux par scintillation liquide cas particulier du tritium. (indice de classement : M60-802-1). Norme NF M60-802-1, 15 p.
  • AFNOR (2000b). Mesure de la radioactivité dans l'environnement. - Partie 3 : Mesurage de l'activité des émetteurs béta dans les eaux par scintillation liquide cas particulier de la présence simultanée du tritium et du carbone 14 (indice de classement : M60-802-3). Norme NF M60-802-3,17 p.
  • AIEA (2010). Handbook of Parameter Values for the Prediction of Radionuclide Transfer in Terrestrial and Freshwater Environments, Technical Reports, Series No.472, IAEA, Vienna.
  • Balesdent J, Recous S (1997). Les temps de residence du carbone et le potentiel de stockage de carbone dans quelques sols cultives francais. Can J Soil Sci, 77 : 187-193.
  • Beaugelin-Seiller K, Jasserand F, Garnier-Laplace J, Gariel JC (2006). Modelling the radiological dose in non-human species : principles, computerization and application. Health Phys, 90 : 485-493.
  • Belot Y, Roy M et Metivier H (1996). Le tritium de l’environnement à l’homme. Éditions de Physique, Paris.
  • Blaylock BG, Hoffman FO et Frank ML (1986). Tritium in the aquatic environment. Radiat. Prot. Dosim. 16(1-2):65-71.
  • Bolsunovsky, A.Y. et Bondareva, L.G. (2003). Tritium in surface waters of the Yenisei River basin. J Environ Radioactiv, 66(3): 285-294.
  • Bonotto S, Gerber GB, Arapis G et Kirchmann R (1982). Modelisation of tritium transfer into the organic compartments of algae. Belg Ann Belg Ver, 7(3-4): 283-292.
  • Choi YH, Kim SB, Lim KM, Park HK, Lee WY (2000). Incorporation into organically bound tritium and the underground distribution of HTO applied to a simulated rice field. J Environ Radioactiv, 47 : 279-290.
  • Choi YH, Lim KM, Lee WY, Diabate S, Strack S (2002). Tissue free water tritium and organically bound tritium in the rice plant acutely exposed to atmospheric HTO vapor under semi-outdoor conditions. J Environ Radioactiv, 58 : 67-85.
  • Choi YH, Kang HS, Jun I, Keum DK, Lee H, Kim SB, Lee CW (2007). Fate of HTO following its acute soil deposition at different growth stages of Chinese cabbage. J Environ Radioactiv, 97 : 20-29.
  • Commission Européenne (2009). Nucleonica...web driven nuclear science.
  • Cossonet C, Gurrarian (2009). Projet de métrologie tritium par hélium 3. IRSN/dei, rapport STEME/2009-016.
  • Diabaté S et Strack S (1993). Organically Bound Tritium. Health Physics, 65(6) : 698-712.
  • Fiévet B. et Plet D. (2003) Estimating biological half-lives of radionuclides in marine compartments from environmental time-series measurements. J Environ Radioactiv 65:91-107.
  • Fiévet B., Voiseux C., Rozet M., Masson M., Bailly du Bois P. (2006). Transfer of radiocarbon liquid releases from the AREVA La Hague spent fuel reprocessing plant in the English Channel. J Environ Radioactiv 90: 173-196.
  • Galeriu D., A. Melintescu, N.A. Beresford, N.M.J.Crout, R. Peterson, H. Takeda (2007). Modelling 3H and 14C transfer to farm animals and their products under steady state conditions, J. Environ. Radioactiv. 98: 205–217.
  • Guétat P., Douche C. Hubinois JC (2008). Le tritium et l’environnement : sources, mesures et transferts. Radioprotection 43 : 547-569.
  • Harrison FL et Korranda JJ (1971). Tritiation of Aquatic Animals in an Experimental Freshwater Pool. Proceedings of Third National Symposium on Radioecology, Oak Ridge, Tennessee, May 1971.
    Higashino M., Gantzer C.J., Stefan H.G. (2004). Unsteady diffusional mass transfer at the sediment/water interface: theory and significance for SOD measurement, Water Research 38 (1): 1–12.
  • IRSN (2009). Le tritium dans l’environnement : synthèse critique des connaissances et perspectives de recherches. Rapport IRSN/DEI, 105p.
  • IRSN (2010). Le tritium dans l’environnement. Point de vue de l’IRSN sur les questions clés et sur les pistes de recherche et développement. IRSN, rapport DEI/2010-01, 23 p.
  • ISO - Organisation Internationale de Normalisation (2009). « Water quality – Determination of tritium activity concentration – liquid scintillation counting method ». Norme ISO/DIS 9698, en cours de validation.
  • Jean-Baptiste P, Fourré E, Dapoigny A, Baumier D, Baglan N, Alanic G (2010) 3He mass spectrometry for very low-level measurement of organic tritium in environmental sample. J Environ Radioactiv 101 : 185-190.
  • Keum D, Lee H, Kang H, Jun I, Choi Y, Lee C (2006). Prediction of tritium level in agricultural plants after short term exposure to hto vapor and its comparison with experimental results. Health Phys, 90 : 42-55.
  • Koranda JJ et Martin JR (1972). Movement of tritium in ecological systems. Nucl Sci Abstr, 26(5): 9485.
  • Lebaron-Jacobs L, Garnier-Laplace J, Lopez B, Adam-Guillermin C, Dublineau I, Roussel-Debet S, Antonelli C, Fievet B, Bailly du Bois P, Masson M (2009). « Tritium », in Chapitre 30, Toxicologie nucléaire environnementale et humaine. Ménager M.T., Garnier-Laplace J., Goyffon M. (Coord). Editions Tex&Doc – Lavoisier., 575-602.
  • Maro D., Tenailleau L. Fontugne M., Germain P., Hébert D., Rozet M., (2005). Tritium transfer between sea and atmosphere in the English Channel (North Cotentin and Bay of Seine). ECORAD 2004, Aix en Provence 6-10 septembre 2004. Radioprotection, ,40(1) : S589-S594
  • McCubbin D., Leonard K.S., Bailey T.A., Williams J., Tossell P., (2001). Incorporation of Organic Tritium (3H) by Marine Organisms and Sediment in the Severn Estuary/Bristol Channel (UK). Mar Pollut Bull  42 : 852-863.
  • Melintescu A, Galeriu D (2005). A versatile model for tritium transfer from atmosphere to plant and soil. Radioprotection,  40 : S437-42.
  • Moiseenko VV, Waker AJ, Hamm RN, Prestwich (2001). Calculation of Radiation-Induced Damage From Photons and Tritium Beta Particles Part II. Tritium RBE and damage complexity, Radiat. Environ. Biophys 40 : 33-38.
  • Momoshima N, Kakiuchi H, Okai T, Maeda Y (1999). Variation of tritium concentration in the course of the degradation of fresh pine needles on a forest floor. J Radioanal Nucl Ch, 242 : 173-175.
  • Mook, W.G. (2000). Environmental Isotopes in the hydrological cycle, Principles and applications. Technical Documents in Hydrology, 39(1), UNESCO, Paris.
  • Murphy CE, Jr, (1984) The relationship between tritiated water activities in air, vegetation and soil under steady-state conditions, Health Phys 47 : 635–639.
  • Myamoto K et Kimura K (1995). A transfer model of tritium in a local hydrosphere. Japan Fusion Technol, 28(3): 910-917.
  • Noguchi H, Yokoyama S (2003). Vertical profile of tritium concentration in air during a chronic atmospheric HT release. Health Phys, 84 :  344-353.
  • Pally M, Barre A et Foulquier L (1993). Tritium associé à la matière organique de sédiments, végétaux et poissons des principaux cours d’eau français. Verh Int Ver Limnol, 25: 285-289.
  • Pointurier F, Baglan N, Alanic G (2004). A method for the determination of low-level organic-bound tritium activities in environmental samples. Applied Radiation and Isotopes Low Level Radionuclide Measurement Techniques - ICRM, 61, 293-298.
  • Rodgers D (1986). Tritium dynamics in juvenile rainbow trout, Salmo gairdneri. Health Phys, 50 : 89-98.
  • Schulz, HD,  Zabel, M (2000). Marine geochemistry. Springer Verlag Berlin Heidelberg New York, 455 pp.
  • Strack S, Kistner G et Emeis CC (1979). Incorporation of tritium into planktonic algae in a continuous culture under dynamic conditions. In: Proceedings of an International symposium Behaviour of tritium in the environment, IAEA, Vienna, Austria, 219-230.
  • Strack S, Bonotto S et Krichmann R (1980) Radioactive Contamination of the Marine Environment: Uptake and Distribution of 3H in Dunaliella bioculata. Helgoländer Meeresunters. 33: 153-163.
  • Strack S, Kirchmann R, Luttke A et Bonotto S (1983). Selective accumulation of organically bound tritium in the marine unicellular algae Dunaliella bioculata and Acetabularia mediterranea. Int J Appl Radiat Isot, 34(5): 865-869.
  • Straume T et Carsten A (1993). Tritium radiobiology and relative biological effectiveness. Health Phys 65 : 657-672.
  • United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation (UNSCEAR) (2000). Sources and effects of ionizing radiation. Report Vol. I: sources.  United Nations publications, New York.
  • Wierczinski B, Müllen G, Türler A (2005). Tritium enrichment in the hydration sphere of humic substances. Fusion Sci Technol, 48 : 783-786.
  • Yankovich T.L., Kim S.B., Baumgärtner F., Galeriu D., Miyamoto K., Saito M. et Siclet F. (2006). EMRAS Tritium/C14 Workgin Group : the dynamic Perch Lake mussel transplantation scenario – Modelled-to-measured comparison. AECL ETB Technical Memorandum n° ETB-06-270 (rev.0).
  • Yokoyama S., Noguchi H., Ichimasa Y., Ichimasa M. (2004). Re-emission of heavy water vapour from soil to the atmosphere. J Environ Radioactiv, 71 : 201-213