Modélisation de la contamination des espèces nectoniques

Description du modèle radioécologique 

Les modèles radioécologiques ont pour but d’estimer et de prédire la concentration d’un radionucléide dans des organismes ou des populations, ainsi que de comprendre les mécanismes d’échange entre l’organisme et son milieu environnant ou bien entre l’organisme et les différentes composantes de la chaîne trophique à laquelle il appartient. Ces modèles se basent généralement sur des paramètres biocinétiques d’accumulation et d’élimination du radionucléide ainsi que sur certains paramètres écologiques tels que le taux d’ingestion de la nourriture ou alors le taux de croissance. Certains de ces modèles s’intéressent uniquement à un seul organisme sans prendre en compte la variabilité de ses interactions avec d’autres espèces dans le milieu, alors que d’autres s’intéressent plutôt à étudier un ensemble d’organismes constituant, par leurs relations « prédateur/proie », une chaîne trophique bien structurée.

L’accumulation du radiocésium par les organismes marins supérieurs est un processus dynamique complexe qui est déterminé par différents paramètres environnementaux, écologiques et physiologiques tel que le degré de contamination des proies, l’intensité et l’efficacité de la prédation, la position de l’organisme dans la chaîne trophique, le sexe, la température, etc (Rowan and Rasmussen [1994] , Kryshev and Ryabov [2000] ). Ces facteurs plus ou moins importants dans la détermination des degrés de contamination de ces organismes, ne sont généralement pas pris en compte dans les modèles radioécologiques pour différentes raisons, comme par exemple la complexité ou le coût élevé en termes de calcul numérique.

Les caractéristiques physiologiques des organismes, leur efficacité alimentaire, leur comportement, ainsi que leurs habitudes alimentaires sont généralement liés à leur taille, ce qui montre l’importance de ce paramètre et la nécessité de sa prise en compte dans les modèles radioécologiques (Iibuchi et al. [2002]). Cette relation entre la taille et la concentration du radionucléide dans l’organisme a déjà été observée pour plusieurs espèces aquatiques comme la perche (Lindner et al. [1990]), la carpe argentée (Koulikov and Ryabov [1992]),la truite (Elliott et al. [1992]), le merlu européen (Harmelin-Vivien et al. [2012]), la limande (Kasamatsu and Ishikawa [1997]), etc. Par conséquent, plusieurs relations allométriques ont été établies pour permettre l’estimation de certains paramètres radioécologiques comme par exemple les paramètres d’élimination (Thomann [1981] ; Rowan and Rasmussen [1995] ; Hadderingh et al. [1996] ; Vives i Batlle et al. [2007] ), ou alors le facteur de bioconcentration (Vives i Batlle et al. [2007]).

Ce type de relation est de plus en plus présent dans les modèles permettant ainsi d’étudier et d’expliquer les effets potentiels de la taille d’un organisme sur son degré de contamination. Bien que ce paramètre apparaisse dans la modélisation des processus affectant la contamination de l’organisme, des approches de modélisation structurée en taille (ou en âge) avec une représentation explicite des différentes cohortes liées à chaque espèce ne sont toujours pas utilisées dans les modèles radioécologiques. Dans ce chapitre est présenté le modèle radioécologique dont l’objet est l’estimation ainsi que l’étude de la contamination en radiocésium des espèces nectoniques de la chaîne trophique marine. Le modèle étant structuré en taille, représente de façon explicite les différentes cohortes constituant chaque espèce considérée dans cette étude. Le nombre de cohortes relatives à chaque espèce dépend de sa durée de vie et de sa fréquence de reproduction annuelle. Cette description du modèle sera suivie par une présentation des paramètres utilisés, tout en justifiant le choix de chacun d’entre eux.

Description du modèle

Un organisme marin vivant dans un milieu contaminé en radionucléides accumule et élimine simultanément les radionucléides. L’accumulation peut se faire soit par absorption directe des contaminants à partir de l’eau ou bien par assimilation de proies contaminées. Les radionucléides incorporés seront ensuite éliminés biologiquement, par des processus naturels comme l’excrétion ou l’égestion, et physiquement par l’intermédiaire de la désintégration radioactive dont la vitesse est variable d’un radionucléide à un autre.

La variation de la concentration du radionucléide dans l’organisme au cours du temps peut être formulée par l’équation différentielle suivante : d[R]s,a dt = µs,a × [R]w + AEs,aX N i=1 Xn(i) j=1 IRs,a i,j [R]i,j − (λs,a + λR + Gs)[R]s,a Avec : [R]s,a (Bq g−1 ) la concentration du radionucléide R dans les organismes appartenant à la cohorte a de l’espèce s. [R]i,j (Bq g−1 ) la concentration du radionucléide R dans la proie appartenant à la cohorte j de l’espèce i. N représente le nombre de proies consommées par l’espèce s, alors que n(i) est le nombre de cohortes de la proie i. [R]w (Bq l−1 ) est la concentration du radionucléide dans l’eau IRs,a i,j (j −1 ) est le taux d’ingestion de l’organisme appartenant à la cohorte a de l’espèce s, qui se nourrit de la proie appartenant à la cohorte j de l’espèce i. µs,a (j −1 ) représente le taux d’accumulation du radionucléide à partir de l’eau par l’organisme appartenant à la cohorte a de l’espèce s. λs,a (j −1 ) est le taux d’élimination biologique du radionucléide par l’organisme appartenant à la cohorte a de l’espèce s, alors que λR (j −1 ) représente le taux de décroissance radioactive physique du radionucléide. AEs,a (sans unité) est l’efficacité d’assimilation du radionucléide par l’organisme appartenant à la cohorte a de l’espèce s.