Les positions de principe de la CIPR et du CERI sur la contamination interne
     L'approche de la CIPR consiste à établir une relation entre les niveaux d'incorporation des radionucléides et les pathologies incidentes par l'intermédiaire de la dose délivrée aux organes, aux tissus ou au corps entier. Le calcul de la dose délivrée aux organes et aux tissus est réalisé à l'aide de modèles biocinétiques qui décrivent l'absorption, la distribution et l'excrétion des radionucléides après incorporation. Ces modèles permettent de définir le temps de résidence d'un radionucléide donné au voisinage des cellules cibles et donc la dose délivrée à tous les tissus sensibles.
   La CIPR considère que le risque lié à une exposition à un rayonnement est indépendant de la position de la source de rayonnements. Elle considère donc que les risques d'apparition de cancers après exposition interne peuvent être dérivés des coefficients de risque calculés sur des populations exposées à des sources de rayonnements externes, comme les survivants d'Hiroshima et de Nagasaki. Cette approche est confortée par l'étude de Harrison et Muirhead (2003) qui montre que le risque d'apparition de cancers du poumon et du foie chez les personnes exposées respectivement au radon ou au thorotrast est correctement modélisé par cette approche. Dans certains cas, toujours selon ces auteurs, la CIPR surestime même le risque associé à l'incorporation des radionucléides puisque les cancers de l'os et les leucémies survenant chez des personnes exposées respectivement au radium et au thorium semblent être moins nombreux que ne le prédit la CIPR. 

     II.1. Questions soulevées par  le CERI
     Plusieurs questions soulevées par le CERI sont parfaitement pertinentes et ont conduit l'IRSN à étudier ce document dans un cadre pluraliste. 
     a. Indépendamment des expositions d'origine naturelle et d'origine médicale, les populations sont essentiellement soumises à des expositions internes prolongées à faibles doses et faibles débits de dose. Or les conséquences sanitaires possibles dans ces conditions d'exposition sont mal connues. Faute d'observations statistiquement significatives, les conséquences sanitaires des expositions à faibles doses sont estimées par extrapolation à partir des données d'exposition à débits de dose et à doses plus élevés. De même, peu de données épidémiologiques ont pu être exploitées pour évaluer les effets de l'exposition interne. Les risques ont donc été estimés à partir des conséquences sanitaires observées après exposition externe, en considérant que les effets étaient identiques que la source d'exposition soit à l'intérieur ou à l'extérieur du corps humain. Toutefois, l'intensité, voire la nature des effets pourraient être différentes.

     II.2. L'analyse de l'IRSN
     L'analyse menée porte uniquement sur l'aspect scientifique du document CERI, à savoir "l'évaluation de risque", et non sur "l'éthique et la philosophie de la gestion du risque". Le Groupe de travail de l'IRSN se propose de détailler un certain nombre de remarques et de commentaires qui ne prétendent pas être exhaustifs.

     II.2.1 - Relation dose-effet
     Il n'est pas recevable, dans un même document, à la fois d'affirmer que la relation linéaire sans seuil est "clairement fausse" (cf. Encadré 1) et d'utiliser cette relation pour des estimations de risque, même si, comme le mentionnent les auteurs, c'est un moyen facile d'effectuer des calculs de conséquences.

7.12 CALCUL DU TAUX DE CANCER MORTEL DANS UNE POPULATION EXPOSÉE
     Selon la CIPR, si nous supposons que la mortalité excédentaire liée au cancer est proportionnelle à la dose de rayonnement (le modèle linéaire sans seuil), alors le nombre de décès liés au cancer qui se produiront dans une population exposée à la radiation est donné par la formule:
     Décès = (nombre de personnes exposées x dose équivalente en Sv)x facteur de risque (par Sv)
Si la dose collective est connue (en Personne-Sievert), alors le terme de droite de l'équation peut être simplifié et devient:
     Dose équivalente collective (P-Sv) x facteur de risque (par Sv)
     Puisque le CERI a modifié le calcul de la dose équivalente en y incluant des facteurs de pondération pour l'efficacité du rayonnement quant à sa capacité à provoquer des mutations au niveau moléculaire, le calcul reste identique mis à part la substitution par la dose équivalente biologique. Le calcul CERI pour la mortalité excédentaire liée au cancer prend la forme suivante:
     Décès = nombre de personnes exposées x dose équivalente biologique(en Sv) x facteur de risque (par Sv)
Si la dose collective est connue (en Personne-Sievert), alors le côté droit de l'équation peut être simplifié et devient:
     Dose équivalente biologique collective (P-Sv) x facteur de risque (par Sv)

II.2.2 - Grandeurs dosimétriques
     Une des idées maîtresses du rapport CERI est l'introduction d'une nouvelle grandeur dosimétrique : la dose équivalente biologique. Cette proposition soulève plusieurs problèmes.
     Pour quantifier un détriment sanitaire comme l'apparition de cancers, Il faut corriger un paramètre physique, la dose, par un certain nombre de facteurs de pondération, qui permettent de rendre compte des effets de la plus ou moins grande efficacité des rayonnements incidents et de la plus ou moins grande sensibilité des tissus affectés par une même énergie déposée. Ces facteurs de pondération peuvent être soit macroscopiques et établis à partir de l'observation du détriment lui-même (par exemple incidence des cancers d'après les enquêtes épidémiologiques), soit être élaborés à partir de grandeurs microscopiques qui tiennent compte des mécanismes biophysiques, moléculaires, cellulaires et tissulaires mis en jeu.
     C'est cette dernière méthode qui est adoptée par le rapport CERI. Ce rapport propose deux facteurs microscopiques de pondération wJ et wK, l'un orienté sur des critères mécanistiques d'ordre biophysique (wJ) et l'autre sur des critères mécanistiques d'ordre biochimique (wK) (cf. Encadré 4 et 5). L'inconvénient de cette seconde méthode, à l'opposé de celle de la CIPR qui a délibérément choisi l'approche macroscopique, est la nécessité de connaître la quasi globalité des mécanismes mis en jeu à toutes les étapes du processus de cancérogenèse, depuis le dépôt d'énergie jusqu'à l'organisme, pour parvenir à obtenir une valeur représentative du détriment sanitaire.
     La stratégie qui consiste à remonter la chaîne des mécanismes au niveau sub-cellulaire ou cellulaire, tels ceux qui ont été pris en compte pour établir wJ et wK, rend indispensable d'établir un bilan aussi exhaustif que possible des mécanismes mis en jeu et de les quantifier pour déterminer les valeurs numériques des facteurs de pondération. Les auteurs n'ont ici pris en compte que quelques rares mécanismes biophysiques ou biochimiques, insuffisants pour rendre compte de la très grande complexité de la cancérogenèse radioinduite, et ont défini les valeurs numériques de leurs facteurs de pondération sur une échelle de plusieurs décades sans aucune justification scientifique du choix des mécanismes ni des valeurs numériques correspondantes.

     De plus, dans la formule donnant la dose équivalente biologique et la dose efficace biologique (cf. Encadré 6 et 7), les auteurs multiplient une grandeur macroscopique de la CIPR obtenue à partir de résultats des enquêtes épidémiologiques avec des grandeurs microscopiques wJ et wK, ce qui par définition est une erreur conceptuelle et détruit la cohérence du système. 

     La dose équivalente biologique B dans le tissu T résultant de l'exposition spécifique E d'une qualité R se définit comme suit:

     La dose efficace représente la somme des doses équivalentes pondérées à tous les tissus et organes du corps:

II.2.3 - Réévaluation du risque
     L'introduction dans le rapport CERI d'une nouvelle grandeur dosimétrique (dose équivalente biologique) pour l'estimation du risque aurait nécessité une réévaluation des coefficients de risque par unité de dose à partir des résultats d'expériences animales ou d'enquêtes épidémiologiques pertinentes, c'est-à-dire après exposition interne. En effet, une augmentation de la valeur numérique de la dose se traduit mathématiquement par une diminution d'autant des coefficients de risque par unité de dose, le résultat final étant une annulation pure et simple de la réévaluation du risque.
     Ainsi pour le calcul de la dose équivalente biologique en cas d'exposition interne,  le CERI propose des facteurs de correction de la dose (w_J et w_K ) qui peuvent varier de 1 à 1.000.000 (1.000 x 1.000 dans le cas de particules chaudes de Sr) ce qui donne une dose équivalente biologique considérablement élevée par rapport à celle délivrée par un rayonnement gamma en exposition externe. Si on applique cette dose équivalente biologique, qui peut avoir des valeurs considérables, à une situation d'exposition interne où l'impact sanitaire a été scientifiquement établi (par exemple mortalité par cancers radio-induits déterminée à l'aide d'une enquête épidémiologique), les coefficients de risque par unité de dose, définis par le simple rapport: nombre de cancers / dose équivalente, sont diminués d'un rapport égal à la valeur numérique des facteurs de correction. De même, dès lors que le nombre de cancers radio-induits dans les expérimentations animales en situation d'exposition interne est déterminé et fixé à certaines valeurs, l'utilisation de la dose équivalente biologique, majorée par l'application de ces facteurs ipso facto diminue d'autant le coefficient de risque par unité de dose.

     Par exemple, pour les effets génétiques:
     24 – 21 = 3 morts infantiles en excès, pour  une dose de 1 mSv estimée avec les coefficients de la CIPR (cf. Encadré 8).
     Si on considère à titre d'exemple que cette exposition est due en partie (de 0,5 à 50%) au strontium, il est possible de calculer les doses équivalentes biologiques correspondantes, en appliquant une pondération de 300, comme cela est indiqué dans le document CERI (cf. par exemple Tableau 13.1 page 164 et calcul du nombre de cancers en Bélarus):

% de la dose dû au Sr	Dose CIPR (mSv)	Dose CERI (mSv)
0	1	1
0,5	1	0,995 + 0,005 x 300 = 2,5
1	1	0,99 + 0,01 x 300 = 4
10	1	0,9 + 0,1 x 300 = 30,9
20	1	0,8 + 0,2 x 300 = 60,8
50	1	0,5 + 0,5 x 300 = 150,5

     Si l'on calcule l'excès de risque relatif (ERR) ici égal à (24 – 21) / 21 =  0,143 par unité de dose (mSv):

     La dosimétrie des dépôts hétérogènes de radionucléides.
     La CIPR propose de calculer une dose absorbée en moyennant l'énergie délivrée à l'ensemble de l'organe. Cette approche est recommandée pour la plupart des tissus car la CIPR fait l'hypothèse simplificatrice que les radionucléides et les cellules cibles sont distribués de façon uniforme. Une exception est consentie pour le tissu osseux, les systèmes respiratoire et digestif  où il est reconnu que les radionucléides peuvent être déposés de façon hétérogène (ICRP, 1989). Ces recommandations, lorsqu'elles ont été publiées, tenaient compte de l'état des connaissances en radiotoxicologie.  Aujourd'hui ce raisonnement peut être critiqué car on sait maintenant que de nombreux radionucléides se distribuent de façon très hétérogène dans tous les tissus. En revanche, un calcul  rigoureux de la dose aux cellules cibles demanderait de connaître avec précision à la fois cette distribution et la localisation des cellules cibles  et tout le monde reconnaît que les connaissances sur le sujet sont insuffisantes (ICRP, 1989). 

     L'EBR et le facteur de pondération w_R
     La probabilité d'apparition d'effets stochastiques dépend de la dose absorbée mais également du type et de l'énergie du rayonnement. Ce point est particulièrement important dans le cas des expositions internes et il a été pris en compte par la CIPR qui pondère la dose absorbée par un facteur qui reflète la nocivité du rayonnement. Ce facteur est appelé facteur de pondération pour les rayonnements et est désigné par l'abréviation w_R.  Les valeurs de ce facteur de pondération ont été choisies par la CIPR pour être représentatives des valeurs d'efficacité biologique relative (EBR) du rayonnement. La CIPR a ainsi défini des valeurs de w_R pour les photons, les électrons, les neutrons, les protons et les particules alpha (ICRP, 1990).
     La position de la CIPR est de fonder les facteurs de pondération sur le risque d'apparition d'effets stochastiques (ICRP, 2003). Elle considère que les valeurs de w_R sont identiques pour tous les tissus, tout en reconnaissant qu'aucune donnée de radiobiologie ne vient à l'appui de ce concept. Elle considère également que ces facteurs ne varient pas en fonction de l'énergie des photons, électrons, protons et particules alpha. Une exception est faite pour les neutrons pour lesquels les valeurs diffèrent en fonction de l'énergie (ICRP, 1990). 
     Les valeurs de ce facteur de pondération sont d'une importance majeure car elles définissent la dose reçue au niveau d'un tissu et donc, in fine, le risque pour la personne contaminée de développer une pathologie. Ces valeurs sont fondées sur l'état des connaissances en biophysique et en radiobiologie et peuvent donc évoluer. La CIPR elle même reconnaît que ces valeurs sont entachées de nombreuses incertitudes, particulièrement pour les neutrons et les particules alpha (ICRP, 2003). 
     La question sur le sujet mérite donc d'être posée et soulève le problème général de la détermination de l'efficacité biologique des rayonnements (EBR). Le concept d'EBR suppose que les effets diffèrent quantitativement d'un rayonnement à un autre mais pas qualitativement. Des études récentes mettent à mal ce raisonnement en montrant que les rayonnements de faible transfert linéique d'énergie (TLE) peuvent induire des effets sur l'ADN distincts de ceux causés par des rayonnements de TLE élevé.

     Les problèmes de spéciation et de toxicité chimique des radionucléides
     Influence de la spéciation sur les biocinétiques et la dosimétrie des composés
     La spéciation des radionucléides correspond à leur forme physico-chimique. Celle-ci peut varier en fonction des conditions environnementales et changer après incorporation dans l'organisme. La spéciation influence à la fois le devenir des radionucléides dans le corps humain et leur toxicité. 
     La CIPR reconnaît que les radionucléides incorporés par ingestion peuvent être absorbés plus facilement que les formes inorganiques (ICRP, 1989). De même, il est connu que la forme chimique des composés inhalés joue sur leur solubilité et donc sur leur transfert dans le compartiment systémique. Les données correspondantes sont intégrées dans les derniers modèles biocinétiques de la CIPR qui permettent de calculer la dose résultante d'une incorporation de radionucléide. Par contre, ces données sont le plus souvent limitées et ne tiennent pas compte de toutes les formes chimiques rencontrées dans l'environnement ou aux postes de travail. De plus, la spéciation d'un élément dans le corps humain influence sa rétention et son excrétion. Il a ainsi été démontré que la plupart des actinides sont transportés dans le sang grâce à un lien avec la transferrine plasmatique et que la constante de stabilité des complexes formés est inversement proportionnelle à la fois à la rapidité de distribution dans les tissus cibles et à leur excrétion urinaire (Durbin et al., 1997). Inversement, ces éléments ont tendance à se stocker dans les tissus possédant des récepteurs spécifiques de la transferrine. Ce phénomène joue donc sur les temps de rétention dans les tissus et donc sur la dose absorbée. 
     En outre, la spéciation d'un radionucléide dans le corps humain peut influencer sa toxicité et donc l'émergence d'une pathologie. Il a ainsi été récemment montré (Mirto et al., 1999) dans des études sur les interactions entre l'uranium et les cellules rénales (LLC-PK1) que le complexe UO₂(CO₃)₂^2-, une fois à l'intérieur du compartiment cytoplasmique, précipitait sous forme d'aiguilles de phosphate d'uranyle et induisait une réponse toxique en fonction de la concentration. Au contraire, l'uranium, introduit sous forme citrate ne précipitait pas et n'induisait aucune toxicité, quelle que soit la concentration utilisée. Ce phénomène n'est pas particulier aux radionucléides et tous les métaux sont concernés. Ce point est parfaitement connu et modélisé en toxicologie et en écotoxicologie. La difficulté à laquelle on est confronté est que les données concernant la spéciation des radionucléides sont peu nombreuses et ne peuvent pas, à ce stade, être utilisées dans les modèles dosimétriques. Ce phénomène doit être étudié avec attention car il peut modifier considérablement la réponse toxique d'un élément et donc fausser l'évaluation du risque associé aux contaminations internes. 

     Une illustration des difficultés rencontrées pour l'estimation des risques après exposition interne: les cas du radon et des électrons Auger
     Le radon est un gaz radioactif ubiquiste, concentré dans les mines d'uranium et dans les habitations bâties sur des sols uranifères. Les problèmes soulevés par le radon sont particulièrement importants puisque l'exposition au radon et à ses descendants radioactifs solides correspond à environ 40% de la dose totale de la population (UNSCEAR, 2000). 
     L'estimation du risque associé à l'exposition au radon a traditionnellement été réalisée selon deux approches. La première approche, épidémiologique, est fondée sur l'étude de cohortes de mineurs d'uranium et l'apparition des pathologies est étudiée en relation avec le niveau d'exposition au radon. Dans la seconde approche, dosimétrique, la dose au poumon est calculée à partir des modèles de la CIPR, puis comparée à une échelle de risque fondée essentiellement sur les données d'Hiroshima et de Nagasaki. Les modèles utilisés pour calculer la dose au poumon requièrent de nombreuses informations telles que les caractéristiques du radon et de ses produits de filiation (taille des particules, solubilité,...) et les paramètres de référence de la population exposée (débit ventilatoire, morphométrie des poumons, localisation des cellules cibles, etc.).
     L'utilisation conjointe de ces deux approches montre que leurs résultats en termes de risque d'apparition de cancer pulmonaire dans une population exposée diffèrent d'un facteur 3 (4mSv.WLM^-1 pour l'approche épidémiologique contre 15mSv.WLM^-1 pour l'approche dosimétrique). 
     Les électrons Auger sont émis par quelques radionucléides dont certains, comme le ¹²⁵I, ont la particularité de s'incorporer au niveau de l'ADN. Des auteurs ont fait remarquer à juste titre que ces électrons devaient, en raison de leur émission au sein même de l'ADN, avoir des EBR très élevées. Les études récentes montrent en effet que les EBR des électrons Auger peuvent varier entre 1,5 et 40 selon les radionucléides et les effets mesurés (Kasis et al., 1988). Ces chiffres sont très différents du facteur de pondération adopté pour les électrons (égal à 1) et confirment que les électrons Auger doivent faire l'objet d'une estimation particulière. Le problème majeur est que les connaissances sur le sujet sont éparses et qu'il faudrait acquérir de nombreuses données physiologiques et biophysiques sur l'incorporation, la localisation intracellulaire et le “ turn-over ” des radionucléides émettant des électrons Auger.

     III.2. La problématique des expositions chroniques 
     Dans le cadre du présent rapport, une exposition chronique peut être définie comme étant une exposition prolongée à des rayonnements. Cette exposition pourra avoir une origine externe ou interne, ce dernier cas étant le seul traité ici. 
     Les expositions internes chroniques concernent tous les êtres humains. Les individus sont exposés leur vie durant à des radionucléides naturellement présents dans l'air, l'eau de boisson et la nourriture. Ils concentrent de fait un certain nombre d'éléments dont le ⁴⁰K, le ¹⁴C, l'uranium et le thorium, qui irradient de façon continue le corps humain. 
     L''exposition chronique à des radionucléides artificiels concerne les travailleurs des installations industrielles, universitaires et hospitalières et les personnes du public vivant dans des territoires contaminés à des degrés divers par des produits radioactifs issus de l'activité humaine (extraction de minerais, rejets dans l'environnement, opérations militaires, accidents nucléaires, etc.). 

     III.2.1. La chronicité vue par la CIPR
     La chronicité des expositions n'est que partiellement évoquée par les instances traitant des problèmes de radioprotection et des effets des rayonnements, telles que la CIPR ou l'UNSCEAR (UNSCEAR, 1994 ; ICRP, 1999). La CIPR considère que les expositions chroniques ne concernent que les personnes du public et ne traite que des expositions "contrôlables", c'est-à-dire dont le niveau peut être diminué par des mesures de protection, en excluant donc tous les radionucléides ayant un rôle métabolique dans le corps humain (⁴⁰K par exemple). 
     La CIPR considère que l'outil de choix pour estimer les expositions chroniques est la dose efficace individuelle annuelle, qui somme les doses externes et internes reçues en 1 an et qui ne doit pas dépasser 1 mSv par an pour les individus du public. La méthode de calcul de la dose résultant de l'incorporation de radionucléides est fondée sur des modèles biocinétiques, qui décrivent le comportement des radionucléides après incorporation. La CIPR considère qu'une exposition chronique est équivalente à la somme d'expositions aiguës (ICRP, 1995). Elle recommande donc d'utiliser de façon itérative les fonctions de rétention et d'excrétion définies pour les expositions aiguës, de calculer la dose résultante d'une exposition prolongée et de sommer les doses provenant de diverses sources d'exposition (ICRP, 1997 et 1999). 
     La CIPR considère également que les effets déterministes ne peuvent pas intervenir avant une exposition prolongée à une dose supérieure à 0,5Gy/an, bien que pour certains organes plus sensibles (cristallin, moelle osseuse), ce niveau puisse être de 0,4Gy/an (ICRP, 1990). Elle conclut que, dans la grande majorité des cas, les doses efficaces individuelles annuelles résultant d'expositions chroniques seront toujours en dessous des seuils d'apparition des effets déterministes et que, par conséquent, les effets stochastiques seront les seuls effets observables.

     III.2.3. L'état des connaissances en radiotoxicologie
     Les données relatives à l'influence de la chronicité sur le comportement et la toxicité des radionucléides sont contradictoires. Ceci est dû en partie au fait que cette thématique recouvre deux problèmes différents qu'il faut traiter séparément. Le premier problème est de déterminer l'influence de la durée d'exposition aux radionucléides. Ceci ne peut être traité que de façon expérimentale. Il s'agit de comparer les effets d'une administration aiguë à ceux d'une administration chronique d'une même quantité finale de radionucléides. Dans ce cas, les conclusions les plus souvent avancées conduisent à une absence de nocivité des expositions chroniques, liée à la moindre quantité de radionucléides délivrée au quotidien. 
     Le second problème est d'analyser les effets d'une exposition continue à des radionucléides et de comparer ces effets à un niveau de référence, qui est généralement associé à l'irradiation naturelle. Ces études sont en général traitées par l'épidémiologie et peuvent être complétées par des études de laboratoire. Cette situation est à l'inverse de celle décrite précédemment puisque que, dans ce cas, la quantité de radionucléides ingérée ou inhalée croit graduellement avec le temps. Ce point précis a été largement exploité par certaines associations ou certains médias (Kempf, 2003) pour conclure au rôle néfaste des expositions chroniques. 
     Le point commun aux deux problèmes est qu'ils ont été largement négligés par la communauté scientifique. Dans le premier cas on avançait que les contaminations aiguës par des radionucléides -qui, elles, ont été largement étudiées- engendrent de toutes manières une exposition interne prolongée et qu'il n'y aurait pas lieu d'étudier spécifiquement des situations de contamination chronique. Cet argument est exact, mais n'est applicable que pour les radionucléides ayant une période biologique (Tb_1/2) longue dans l'organisme. Cela est donc vrai pour la majorité des actinides (Tb_1/2 comprise entre 2 et 50 ans) (ICRP, 1995) mais pas pour d'autres radionucléides comme le césium, l'iode ou le strontium (Tb_1/2 comprise entre 2 et 110 jours) (ICRP, 1993).
     Dans le cas des études épidémiologiques, beaucoup pensaient pouvoir extrapoler les connaissances acquises à la lumière des données d'Hiroshima et de Nagasaki aux situations de contamination interne chronique. L'accident de Tchernobyl, qui a joué un rôle révélateur dans ce domaine,  montre que les choses ne sont pas si simples. 
     Les jugements émis ces dernières années pourraient donc être révisés. La première raison à cela est qu'il est maintenant évident que la toxicité d'un élément est une variable complexe qui dépend en partie du produit de sa concentration dans l'organisme et de son temps de résidence. 

     L'influence de la chronicité sur les biocinétiques des radionucléides incorporés
     La difficulté pour trancher sans ambiguïté dans ce débat tient au fait que les recherches menées dans ce domaine sont très rares. Au niveau expérimental, quelques études ont tenté de comparer les cinétiques d'une même quantité de radionucléides après exposition aiguë ou chronique. Il a ainsi été démontré que la vitesse de l'épuration pulmonaire de l'oxyde de nickel chez le rat était inversement proportionnelle à la durée d'exposition (Benson et al., 1992). De même, l'excrétion du ⁹⁰Sr chez les personnes contaminées pendant des dizaines d'années dans les environs de la rivière Techa semble être beaucoup plus lente que celle mesurée chez des personnes contaminées de façon aiguë (Leggett et al., 1982 ; ICRP, 1993 ; Shagina et al., 2003). Enfin, il a été montré que chez le rat, des expositions chroniques au plutonium par de l'eau de boisson peuvent conduire à un dépôt spécifique sur les dents qui n'était pas observé après exposition aiguë (Renaud Salis et al., 1990).

     L'influence de la chronicité sur la toxicité des radionucléides incorporés
     Des modifications de la biocinétique des radionucléides doivent être considérées comme le signe précurseur d'une éventuelle toxicité. Il faut savoir que les études menées dans ce dernier domaine sont encore plus rares. Parmi les plus sérieuses figurent celles menées sur des chiens contaminés par injection intraveineuse de citrate de ²³⁹Pu (Lloyd et al., 2001). Les auteurs de cette étude ont montré que, à dose équivalente, des injections répétées de plutonium conduisaient à plus de cancers qu'une seule injection. 
     Les autres études menées dans ce domaine sont relatives à des populations exposées de façon chronique à un environnement contaminé. L'essentiel des données dans ce cas provient des études menées sur les mineurs d'uranium et sur les populations civiles exposées à un environnement contaminé naturellement (New Mexico (USA); Canada, Sud Finlande) ou accidentellement (Savannah river, Techa river, Belarus) en radionucléides. 
     Les plus médiatisées de ces études font état de nombreuses pathologies chez les résidents de Belarus touchant les systèmes cardiovasculaire, nerveux central, digestif, respiratoire, immunitaire, reproducteur ainsi que la thyroïde et les reins (Bandazhevsky, 2001). L'auteur relie ces pathologies à une exposition continue au ¹³⁷Cs présent sur le territoire. D'autres études, non controversées, font état d'une augmentation significative de cancers de la thyroïde chez les enfants des trois pays les plus contaminés (Belarus, Ukraine, Russie; UNSCEAR, 2000). Il faut remarquer, à ce sujet, que les expositions à l'iode ont été de courte durée, en raison de la courte période effective du ¹³¹I, ce qui n'est pas le cas du ¹³⁷Cs. En dehors de l'accident de Tchernobyl et de son impact, des études menées au Canada semblent montrer que l'ingestion chronique d'eau naturellement chargée en uranium (de 2 à 781 µg/L) altère la fonction rénale et conduit à une augmentation de la concentration de glucose urinaire (Zamora et al., 1998).  Enfin, des études très récentes semblent indiquer que l'uranium donné quotidiennement à des souris par ingestion d'eau de boisson contaminée à des niveaux proches des niveaux maximum existant naturellement en Finlande modifie l'expression des gènes au niveau des reins des animaux alors que les concentrations en uranium à ce niveau sont réputées non toxiques (Taulan, 2003)

     III.3. Données récentes de radiobiologie et de cancérologie susceptibles de modifier les estimations de risque 
     Les principes actuels de radioprotection sont fondés sur un modèle biologique simple. L'ADN est considéré comme la cible essentielle des rayonnements ionisants et les cassures double brin en sont la lésion critique.
     Une cellule impactée par un rayonnement peut réparer parfaitement les lésions et revenir à son état initial. Si les lésions de l'ADN sont trop nombreuses, elles ne pourront plus être réparées ce qui entraînera la mort de la cellule ; des effets déterministes d'atteinte des tissus et des organes surviennent lorsque le nombre de cellules éliminées est très élevé. Enfin, la cellule peut réparer imparfaitement et/ou incomplètement les lésions de l'ADN et donc survivre avec des modifications de son patrimoine génétique qui seraient à l'origine d'effets stochastiques (cancers et effets héréditaires) car ces altérations sont une première étape vers la transformation cancéreuse pour les cellules somatiques et peuvent être transmises à la descendance lorsqu'elles surviennent dans des cellules germinales.
     Il est possible de fixer des limites d'exposition pour éviter les effets déterministes qui surviennent à dose élevée au-delà d'un seuil. Les effets stochastiques représentent donc le risque essentiel à gérer dans des conditions normales.
     La probabilité, certes faible mais non nulle, pour une cellule porteuse de modification(s) du patrimoine génétique, d'être à l'origine d'effets stochastiques a été utilisée comme justification de la relation linéaire sans seuil. Or, certaines observations récentes en radiobiologie et en radiopathologie, pour la plupart postérieures à la rédaction de la CIPR 60, amènent à complexifier ce modèle de base, ce qui pourrait à terme conduire à une ré-estimation du risque d'exposition aux rayonnements ionisants. En fait, l'analyse de la littérature scientifique met en avant deux théories diamétralement opposées :

1. Certaines observations suggèrent que l'effet des expositions aux faibles doses est moins important que celui prédit à partir des effets des fortes doses. La relation dose-effet serait dans ce cas infra linéaire et pourrait même présenter un seuil:
     - Dans certains modèles expérimentaux, après expositions à de faibles doses, l'incidence des tumeurs est inférieure au taux spontané. Cependant, l'extrapolation à l'homme des données de cancérogenèse expérimentale doit être considérée avec la plus grande prudence, ces données ayant permis une étude comparative de l'efficacité des différents rayonnements, mais pas une quantification directe du risque. De plus, les résultats des enquêtes épidémiologiques chez l'homme se sont révélés êtres discordants. Ce phénomène d'hormesis a même conduit certains auteurs à suggérer un effet bénéfique des faibles doses de rayonnements ionisants.

     III.4. Evaluation des conséquences sanitaires par l'épidémiologie 
     L'épidémiologie des rayonnements ionisants s'est appuyée pendant de nombreuses années sur l'étude des effets à long terme observés dans la population des survivants de Hiroshima et Nagasaki. Cette étude de cohorte de plus de 80.000 personnes présente une puissance statistique suffisante pour étudier le risque en fonction de la dose d'irradiation, et ceci grâce à un suivi de plus de 40 ans. La qualité de cette étude repose sur un suivi sanitaire rigoureux (peu de perdus de vue, étude de la mortalité et de la morbidité menées parallèlement) et une estimation rétrospective individuelle de l'exposition, ayant suscité de nombreuses expertises au niveau international. Elle reste une possibilité unique d'étude du risque de cancer en fonction du temps depuis l'exposition, en fonction de l'âge au moment de l'exposition, en fonction du type de cancer et de son histologie au moment du diagnostic et, bien sûr en fonction de la dose reçue en 1945. L''incertitude de cette estimation dosimétrique a été discutée à de nombreuses reprises et on peut considérer que les résultats de cette étude de cohorte restent une base fiable pour la réglementation en radioprotection, au stade actuel de nos connaissances.
     Cependant, durant les dix dernières années, un certain nombre d'études d'autres cohortes ont été mises en place et soutenues au niveau international, afin de vérifier si les résultats d'Hiroshima et de Nagasaki sont extrapolables à d'autres populations que la population japonaise (prises en compte de co-facteurs, notamment liés au mode de vie et à l'alimentation). Les résultats observés après une exposition flash de quelques secondes, concernant le corps entier, ne sont pas obligatoirement identiques à ceux résultant d'une exposition étalée sur de longues périodes, qu'elle soit de type irradiation externe, corps entier, ou de type contamination interne visant préférentiellement un organe cible. 

     Etudes pertinentes pour une meilleure estimation du risque lié à l'exposition chronique 
     Pour la plupart des études impliquant une exposition chronique, donc étalée sur de nombreuses années, la qualité de l'étude dépend de la précision de l'exposition individuelle enregistrée dans le temps sur la base d'une exposition mensuelle, voire annuelle. Le but final est de tester la variation du risque sanitaire en fonction du niveau de l'exposition cumulée dans le temps, et de voir si le débit d'exposition peut modifier la relation dose-effet. Il faut noter que le débit, c'est-à-dire l'étalement de l'exposition dans le temps, ne doit pas être confondu avec la notion de fractionnement de dose utilisée en radiothérapie, l'échelle de temps étant très différente.
     Les études en milieu professionnel semblent être la meilleure approche pour l'étude du risque sanitaire après exposition chronique, même si l'exposition individuelle est forcément faible.
     Les études après exposition médicale peuvent également apporter une information dans ce domaine, à condition qu'il s'agisse d'expositions individuelles bien documentées et étalées sur de longues périodes, par exemple certaines maladies chroniques, qui nécessitent une surveillance radiologique systématique ou certaines expositions du jeune enfant.
     L'exposition à des sources naturelles de rayonnements ionisants a permis dans certains cas également une approche du risque après contamination interne. De larges études cas-témoins ont permis d'étudier le risque de cancer du poumon en reconstituant l'exposition au radon domestique au cours des 30 ans précédant le diagnostic de cancer. Il s'agit ici d'études de type analytique, demandant une large collaboration des patients choisis comme cas et comme témoins ; en effet, ces personnes ont accepté la mesure de leur exposition au radon à l'intérieur de leurs différentes habitations occupées durant les trente dernières années. De plus, ces études ont permis d'interroger de façon précise sur un facteur cancérigène fort, et parfois concomitant de l'exposition au radon, le tabagisme. Ces études permettent donc d'étudier le risque pour une exposition chronique sur une période de 30 ans, après ajustement sur le facteur tabac. Elles permettent également d'étudier le type d'interaction entre ces deux cancérigènes par la mise en oeuvre de modèles additifs ou multiplicatifs. Elles permettront de comparer les modèles de risque issus des études de mineurs à ceux issus de l'exposition domestique.

     IV. Conclusions et recommandations de l'IRSN 
     Les phénomènes de contamination interne par les radionucléides sont complexes car ils impliquent de nombreux mécanismes physico-chimiques, biochimiques et physiologiques insuffisamment connus et donc difficiles à modéliser. Cette complexité fait que le devenir des radionucléides dans l'organisme est souvent mal décrit et qu'il est difficile d'établir précisément une relation entre la dose délivrée par les radionucléides et les conséquences sanitaires observées. Ceci a conduit les spécialistes de radioprotection à utiliser le plus souvent les relations dose/risque établies à partir de l'étude des survivants de Hiroshima/Nagasaki, exposés dans des conditions très différentes de celles rencontrées dans les cas de contaminations internes. 
     Cet état de fait soulève de nombreuses questions qui doivent être considérées avec attention car une part importante de l'exposition du public dans certaines régions du monde est due aux contaminations internes chroniques et les données relatives à ces situations sont très parcellaires. 
     Le CERI a tenté de répondre à ces lacunes en proposant de modifier le système de radioprotection de la CIPR et de réduire arbitrairement les limites annuelles d'exposition. Si les questions posées par le CERI sont totalement recevables, il n'en demeure pas moins que les arguments présentés pour justifier ce changement de doctrine ne sont pas convaincants, car la démonstration dans son ensemble ne répond pas aux critères d'une démarche scientifique rigoureuse et cohérente. 
     La question de fond est de savoir si le système de radioprotection actuellement en vigueur, qui se veut être un "système enveloppe" prévu pour couvrir un grand nombre de situations, protège ou non, avec une marge de sécurité suffisante, les populations exposées par contamination interne. Les derniers travaux visant à confronter les coefficients de risque calculés à partir d'études menées sur les personnes exposées au radon-222, au thorium-232, aux isotopes du radium et au plutonium-239, à ceux prédits par le modèle actuel Hiroshima/Nagasaki semblent être rassurants sur cette question car ils montrent que le modèle en vigueur aurait tendance au contraire à légèrement surestimer le risque d'apparition de certains cancers après contamination interne par des émetteurs alpha (Harrison et Muirhead, 2003).