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CĂ©sium 137

Le cĂ©sium 137, notĂ© 137Cs, est l'un des 40 isotopes du cĂ©sium connus, Ă©lĂ©ment qui a le plus grand nombre d'isotopes aprĂšs le francium. Son nombre de masse est Ă©gal Ă  137, son noyau atomique ayant 55 protons et 82 neutrons, avec un spin +7/2 dans son Ă©tat fondamental, pour une masse atomique de 136,907 089 g/mol. Sa pĂ©riode est de 30,08 ans. Il est caractĂ©risĂ© par un excĂšs de masse de −86 545 keV et une Ă©nergie de liaison nuclĂ©aire par nuclĂ©on de 8 388,96 keV[1].

CĂ©sium 137
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table

Général
Nom CĂ©sium 137
Symbole 137
55
Cs
82
Neutrons 82
Protons 55
Données physiques
Demi-vie 30,08 Â± 0,09 ans[1]
Produit de désintégration 137Ba, 137mBa
Masse atomique 136,9070893(3) u
Spin 7/2+
ExcĂšs d'Ă©nergie −86 545,8 Â± 0,3 keV[1]
Énergie de liaison par nuclĂ©on 8 388,958 Â± 0,002 keV[1]
Production radiogénique
Isotope parent Désintégration Demi-vie
137
54
Xe
ÎČ− 3,818(13) min
Désintégration radioactive
DĂ©sintĂ©gration Produit Énergie (MeV)
ÎČ− 137m
56
Ba
Ă  95,4 %
0,5120
137
56
Ba
Ă  4,6 %
1,174

Il a été découvert par Glenn T. Seaborg et Margaret Melhase[2].

Origine

  • Diagramme prĂ©sentant les retombĂ©es des 10 principaux essais nuclĂ©aires qui ont le plus exposĂ©s la population nord amĂ©ricaine au cĂ©sium 137.
    Diagramme présentant les retombées des 10 principaux essais nucléaires qui ont le plus exposés la population nord américaine au césium 137.

C’est l'un des nombreux produits de fission de l'uranium et sans doute le plus connu pour avoir Ă©tĂ© utilisĂ© dans les Ă©tudes hydrologiques et Ă©cologiques Ă  la suite d'une contamination gĂ©nĂ©rale de l'atmosphĂšre induite, Ă  partir de 1945, par l'utilisation des bombes atomiques et des essais nuclĂ©aires (puis l'accident de Tchernobyl), et, dans une moindre mesure, Ă  cause des rejets de centrales nuclĂ©aires ou de sites de retraitement, d'entreposage nuclĂ©aire (provisoire) ou de stockage durable des dĂ©chets radioactifs, etc.

Son suivi a par exemple permis de mesurer à quelle vitesse l'eau des nappes se renouvelait, la cinétique environnementale du césium (notamment dans la chaßne alimentaire) ou si une grotte était isolée du monde extérieur ou non.

Apparence

Quand il est pur, il se présente comme un métal alcalin argent-doré. Son point de fusion est assez proche de la température ambiante (CNTP) pour qu'il soit possible de l'obtenir à l'état liquide à cette température grùce à la surfusion (comme pour le gallium et rubidium)

Radioactivité

Produits de fission Ă  vie moyenne
Propriété :
Unité :
tœ
a
Rendement
%
Q *
keV
ÎČÎł
*
155Eu4,760,0803252ÎČÎł
85Kr10,760,2180687ÎČÎł
113mCd14,10,0008316ÎČ
90Sr28,94,5052826ÎČ
137Cs30,236,3371176ÎČÎł
121mSn43,90,00005390ÎČÎł
151Sm88,80,531477ÎČ

Un gramme de cĂ©sium 137 pur prĂ©sente une radioactivitĂ© de 3,204 TBq. Le cĂ©sium 137 se dĂ©sintĂšgre en baryum 137m, mĂ©tastable (de courte durĂ©e produit de la dĂ©gradation), puis en baryum 137 stable non radioactif.

Dans l'environnement, on le trouve rarement seul. Les déchets radioactifs, ou les retombées d'essais nucléaires atmosphériques ou de l'accident de Tchernobyl ainsi que de celui de la centrale nucléaire de Fukushima Daiichi peuvent également contenir du césium 135 (à trÚs longue période radioactive) et du césium 134 (période de 2 ans). Les isotopes 134 et 137 sont initialement présents à parité dans les produits de fission libérés à ces occasions[3], mais la décroissance plus rapide du césium 134 fait que le césium 137 (demi-vie de 30 ans) représente rapidement l'essentiel des formes du césium présentes.

Désintégration

Schéma de désintégration du césium 137.

Dans 94,6 % des cas, il donne l’isomĂšre 137mBa du baryum 137 par dĂ©sintĂ©gration ÎČ− avec une Ă©nergie de dĂ©sintĂ©gration de 512 keV et une pĂ©riode radioactive de 30,08 ans, lequel retombe Ă  son Ă©tat fondamental par transition isomĂ©rique Ă©mettant un rayonnement Îł de 661,7 keV avec une pĂ©riode de 2,552 min :

137
55
Cs
137m
56
Ba
137
56
Ba
.

Dans les 5,4 % des cas restants, il se dĂ©sintĂšgre directement en 137Ba avec une Ă©nergie de dĂ©sintĂ©gration de 1 174 keV.

Le rayonnement Îł Ă©mis par le 137mBa peut ĂȘtre utilisĂ© Ă  des fins mĂ©dicales ou industrielles, par exemple pour l’irradiation des aliments, mais le cĂ©sium 137 n’est en fait que trĂšs peu utilisĂ© en raison de son instabilitĂ© chimique bien plus grande que celle du cobalt 60, isotope bien meilleur pour ce type d’applications car chimiquement plus simple Ă  contrĂŽler et Ă©mettant un rayonnement plus puissant. On le trouve dans certains appareils de mesure de densitĂ© ou d’humiditĂ©, des dĂ©bitmĂštres et divers dĂ©tecteurs. En revanche il est trĂšs utilisĂ© pour la datation de vins Ă©laborĂ©s aprĂšs 1952[alpha 1], le rayonnement Îł Ă©mis permettant d'effectuer des mesures sans avoir Ă  ouvrir la bouteille[4] - [5].

Le césium 137 est facilement mesuré dans l'environnement par spectrométrie gamma à partir de la raie d'émission gamma de son fils le 137mBa

Sources de contamination, normes alimentaires en situation normale ou de crise nucléaire

C’est un produit de fission de l’uranium et, comme tel, des quantitĂ©s plus ou moins importantes de cet isotope ont Ă©tĂ© relĂąchĂ©es dans l’atmosphĂšre d'abord dans les annĂ©es 1940 et 1950 lors des essais nuclĂ©aires Ă  l’air libre, puis lors d’accidents nuclĂ©aires (Voir la Liste des accidents nuclĂ©aires). Les derniĂšres contaminations gĂ©nĂ©rales ou importantes de la biosphĂšre ont Ă©tĂ© induites par la catastrophe de Tchernobyl, le , qui reste aujourd’hui la principale contamination radioactive de la zone interdite et de certaines zones contaminĂ©es par le passage du nuage, puis par la catastrophe de Fukushima. La contamination des organismes vĂ©gĂ©taux, fongiques, animaux et humains se fait via l'eau, l'air et le sol, et chez l'homme via l'alimentation (nourriture, boisson), la respiration ou le contact avec des produits contaminĂ©s. Le gibier, les baies sauvages, les champignons sauvages, les produits laitiers et certaines Ă©pices, condiments ou plante mĂ©dicinales sont aussi des sources possibles[6] - [7].

Normes : elles ont variĂ© selon les pays, les Ă©poques et les produits (plus sĂ©vĂšres pour le lait que la viande, car le lait est davantage consommĂ© par les enfants, qui sont plus vulnĂ©rables au cĂ©sium 134 ou 137). À titre d'exemple, pour la viande :

  • 600 Bq/kg est la norme europĂ©enne actuellement en vigueur[8] Ă  ne pas dĂ©passer pour la venaison et la viande d'animaux d'Ă©levage ;
  • 500 Bq/kg est la norme pour le Japon[9];
  • 3 700 Bq/kg est la norme, beaucoup plus laxiste, Ă©dictĂ©e en URSS Ă  la suite de l'accident de Tchernobyl[10] avant d'ĂȘtre redescendue Ă  740 Bq/kg en Russie en 1990[10];
  • 592 Bq/kg est la norme actuelle pour les pommes de terre et la viande en BiĂ©lorussie, dĂ©cidĂ©e par le gouvernement, une fois la rĂ©publique devenue indĂ©pendante.

Cinétique dans l'organisme humain

Sur le long terme, la contamination se fait surtout par ingestion et absorption gastro-intestinale, mais en cas d'inhalation il y a aussi un passage direct dans le sang[11].

Le cĂ©sium est ensuite transportĂ© par le sang et se distribue de la mĂȘme maniĂšre que son analogue chimique, le potassium, principalement dans les muscles[11]. Le cĂ©sium est absorbĂ© par les cellules animales et vĂ©gĂ©tales en compĂ©tition avec le potassium, mais le cĂ©sium n'a pas de fonction bĂ©nĂ©fique connue; cependant, Ă  des concentrations Ă©levĂ©es, il peut entraĂźner une toxicitĂ© chez les plantes considĂ©rĂ©es comme des inhibiteurs de croissance. En effet, au cours de leur Ă©volution, les mammifĂšres ont commencĂ© Ă  distinguer le cĂ©sium non radioactif inutile du potassium, qui est essentiel dans la pompe Na + / K + des membranes cellulaires animales. Ceci est clairement visible dans la faible absorption et sĂ©lectivitĂ© du cĂ©sium dans le foie et les fƓtus dans les autoradiographies de Nelson[12]. Le corps humain excrĂšte le cĂ©sium par le rein (86%) et l'intestin (14%) via les glandes salivaires et le pancrĂ©as exocrine qui sont de puissants accumulateurs de cĂ©sium. Ils le filtrent et l'Ă©liminent avec de la salive et du suc pancrĂ©atique dans l'intestin. Selon Venturi (2020), le pancrĂ©as est plus sujet au cancer. En effet, le "bleu de Prusse" (ferrocyanure ferrique) dans l'intestin est capable de chĂ©later le cĂ©sium absorbĂ©, empĂȘchant sa rĂ©absorption, et de l'Ă©liminer dans les fĂšces[13] - [14].

Toxicité et écotoxicité

Le césium 137 présente une toxicité chimique considérée comme trÚs faible par l'IRSN[15].

En tant que radioélément[16], le césium 137 est par contre radiotoxique et écotoxique, essentiellement en raison de ses propriétés radiologiques[17].

Chez les bovins comme chez l'Homme, on a constaté qu'il est trÚs faiblement présent dans la graisse et les os[18], alors que chez le poisson, l'accumulation dans les os peut représenter jusqu'à 10 à 20 % du total[19].

Toxicité externe

La toxicitĂ© radiative externe du cĂ©sium 137 est liĂ©e Ă  l'exposition Ă  son rayonnement ionisant. Ce risque est relativement faible, car le rayonnement bĂȘta externe est absorbĂ© par une couche d'air d'un ou deux mĂštres d’épaisseur, ou est en partie bloquĂ© par l'Ă©paisseur des vĂȘtements, de l'Ă©piderme et du derme.

L'effet toxique externe requiert donc une exposition élevée, or le césium 137 présent dans l'atmosphÚre est négligeable face a d'autre radioéléments comme le radon 222, le débit de dose globale en France est de 100nSv/h[20].

Un cas particulier est la « toxicité de contact » (contact direct plus ou moins long avec la peau), qui se manifeste alors par des brûlures. Ce cas concerne surtout des expositions accidentelles (le cas de Goiùnia au Brésil, par exemple).

Toxicité interne et effets biologiques

« Les conséquences sanitaires d'une exposition chronique à ce radionucléide restent mal connues »[17]. Le degré d'exposition de diverses populations est également mal connu. Il a fait l'objet d'études avec des évaluations de la capacité de divers milieux (prairies, champs[21]) et de divers aliments végétaux et animaux ou fongiques à bioassimiler et éventuellement bioconcentrer ce radioélément (ex : tomates[22]).

La radiotoxicitĂ© du cĂ©sium 137 est principalement liĂ©e Ă  l'exposition interne de certains organes et de l'organisme, quand et parce que le rayonnement bĂȘta du cĂ©sium 137 est exprimĂ© Ă  l'intĂ©rieur de l'organisme, voire dans certaines cellules. Ce type de toxicitĂ© apparait quand il y a eu inhalation ou ingestion de cĂ©sium 137 (par des aliments ou la boisson).

Chez de nombreux animaux dont les mammifĂšres, cette radiotoxicitĂ© est exacerbĂ©e par le fait qu'une grande partie du cĂ©sium est assimilĂ©e dans l’organisme en tant qu'analogue du potassium. Il n'en est alors Ă©liminĂ© qu’avec une pĂ©riode biologique de 20 jours pour les enfants, 100 jours pour les femmes, 150 jours pour les hommes[11]. Certaines sources amĂ©ricaines donnent plutĂŽt une pĂ©riode de 70 jours[23]. Quand le cĂ©sium 137 est ingĂ©rĂ© par l'enfant, il se distribue d'abord comme chez l'adulte de maniĂšre homogĂšne dans l'organisme, mais avec une charge plus importante chez l’enfant que chez l’adulte[17]

De plus, dans un mĂȘme environnement, en raison d'un mĂ©tabolisme osseux plus actif que chez l'adulte (sous contrĂŽle d'hormones thyroĂŻdiennes et de la vitamine D et A notamment), l'enfant a des besoins en potassium plus Ă©levĂ©s que l'adulte[24] ; et il en absorbe et en fixe plus que ce dernier[24].

On cherche aussi Ă  mieux connaitre le taux de transfert placentaire et les risques pour le fƓtus quand la mĂšre a subi une contamination interne[25], ainsi qu'un Ă©ventuel effet mutagĂšne sur les graines de plantes cultivĂ©es[26]

En cas d'exposition chronique, la période radioactive de ce radioélément a pour effet une bioaccumulation jusqu'à homéostasie (quand la dose quotidiennement absorbée est égale à la dose excrétée, au bout d'un an environ)[11].

L'ingestion d'un becquerel correspond Ă  une dose d'exposition radioactive d'approximativement 12 nSv[27]).

Effets

Les effets des faibles doses d'irradiation sont discutés, mais chez l'Homme, les effets avérés des « fortes » doses sont :

À doses plus faibles, selon les Ă©tudes faites sur le modĂšle animal, et Ă  plus long terme, on lui reconnait aussi les effets suivants :

Les enfants semblent plus vulnérables à la toxicité du césium que les adultes[17].

D'autres effets, Ă  plus long terme (en cas d'exposition chronique) sont suspectĂ©s sur le cƓur, la paroi stomacale.

Un effet mutagĂšne semble exister pour l'embryon, avec un risque accru suspectĂ© de trisomie 21. Un nombre statistiquement anormalement Ă©levĂ© de trisomies 21 a en effet Ă©tĂ© constatĂ© en janvier 1987[31] dans des pays trĂšs touchĂ©s et pour les bĂ©bĂ©s conçus au moment du passage du nuage. Une nette augmentation (plus que le double) a Ă©tĂ© constatĂ©e en BiĂ©lorussie, avec 26 cas observĂ©s par le registre national des malformations congĂ©nitales pour 9,84 cas attendus[32] - [33] (pays le plus touchĂ© par les retombĂ©es), mais aussi Ă  Berlin-Ouest, oĂč la quasi-intĂ©gralitĂ© des trisomies signalĂ©es Ă  la naissance mais aussi en diagnostiquĂ©es avant, est consignĂ©e dans un registre, avec la distribution de l'Ăąge maternel. Ce registre montre une augmentation significative du nombre de cas en janvier 1987, soit neuf mois exactement aprĂšs la catastrophe de Tchernobyl. Mais dans les deux cas, ce phĂ©nomĂšne ne s'est pas prolongĂ© dans le temps. Il pourrait donc aussi ĂȘtre dĂ» Ă  l'iode radioactif (dont la dĂ©croissance radioactive est trĂšs rapide). Ce type de statistiques est par ailleurs d'utilisation dĂ©licate depuis, en raison du manque de registres prĂ©cis et homogĂšnes dans de nombreux pays, en raison du fait que de nombreux avortements volontaires ont suivi l'accident dans certains pays (par exemple, en BiĂ©lorussie) ou l'ont prĂ©cĂ©dĂ© (comme en SuĂšde[34]), que les populations des zones contaminĂ©es on fait beaucoup moins d'enfants (la BiĂ©lorussie est l'un des pays oĂč la natalitĂ© a le plus dĂ©clinĂ© dans le monde, etc. ; aux environs de Tchernobyl, la premiĂšre naissance dĂ©clarĂ©e a eu lieu 17 ans aprĂšs l'explosion) et enfin parce que les moyens de dĂ©tecter la trisomie prĂ©cocement et la possibilitĂ© d'alors dĂ©clencher un avortement mĂ©dical ont beaucoup Ă©voluĂ©. La prĂ©sence d'un pic de trisomies en janvier 1987, neuf mois aprĂšs le passage du panache, ainsi que des donnĂ©es expĂ©rimentales montrant une phase radiosensible de l'ovogenĂšse autour du temps de conception chez les mammifĂšres, suggĂšrent que ce « pic de janvier » peut ĂȘtre liĂ© au panache de Tchernobyl, mais pas nĂ©cessairement au seul cĂ©sium 137[31].

Prise en charge médicale (et vétérinaire)

Durant la pĂ©riode des essais nuclĂ©aires atmosphĂ©riques, pour limiter l'absorption du cĂ©sium ou d'autres radionuclĂ©ides, on a testĂ© comme additif alimentaire chez des animaux d'Ă©levage des hexacyanoferrates (ferrocyanure de sodium et de potassium) et des minĂ©raux (argiles) susceptibles d'adsorber le radiocĂ©sium en limitant son passage de l'intestin vers le sang, mais on a montrĂ© aprĂšs la catastrophe de Tchernobyl que l'utilisation rĂ©guliĂšre d'argile pouvait induire des carences alimentaires en certains oligoĂ©lĂ©ments[35] et posait des problĂšmes d'approvisionnement quand il fallait supplĂ©menter la nourriture de millions d'animaux[35]. Un autre produit s'est avĂ©rĂ© plus efficace ; une forme colloĂŻdale du « Bleu de Prusse » (analogue Ammonium-ferrique-cyanoferrate ou AFCF) est Ă©valuĂ©e comme Ă©tant 88 Ă  266 fois plus efficace que la bentonite ou Bolus alba Ă  poids Ă©gal[35]. Chez l'homme, il est le seul traitement mĂ©dicamenteux reconnu de la mĂ©decine nuclĂ©aire qui existe, basĂ© sur le bleu de Prusse (administrĂ© sous forme d'un mĂ©dicament (Radiogardase) pour « dĂ©corporer le 137Cs aprĂšs ingestion ». AprĂšs le passage d’une partie du nuage de Tchernobyl au-dessus de l'Allemagne de l'Ouest et de l'Autriche, il a Ă©tĂ© reconnu et autorisĂ© comme additif alimentaire par les autoritĂ©s sanitaires.

L'ingestion de pectine a été testée aprÚs Tchernobyl comme chélateur non toxique et peu couteux chez des enfants victimes de contamination interne au 137Cs dans les zones touchées par les retombées de Tchernobyl, mais il n'y a pas encore de consensus quant à son efficacité[17].

Par ailleurs dans les zones les plus touchées d'Ukraine et de Biélorussie on a tué le bétail déjà trÚs contaminé aprÚs l'accident, et on a ensuite cherché à alimenter ces animaux avec des aliments naturellement pauvre en radiocésium[35].

Thérapies

En cas d'absorption importante de 137Cs, le traitement chĂ©lateur prĂ©conisĂ© par la mĂ©decine nuclĂ©aire est le bleu de Prusse (Radiogardase) qui permet de dĂ©corporer le 137Cs ingĂ©rĂ© et disponible. L’administration interne de pectine est Ă©galement testĂ©e, notamment chez les enfants et sur le long terme dans certaines zones contaminĂ©es, mais son degrĂ© d'efficacitĂ© est encore discutĂ©. Le bleu de Prusse, mĂȘme s'il est efficace, est trĂšs toxique, et Ă  dĂ©conseiller pour l'alimentation humaine.

Contamination de l'environnement

Les essais nuclĂ©aires atmosphĂ©riques et certaines catastrophes (dont celles de Tchernobyl et de Fukushima) ont Ă©tĂ© sources d'importantes contamination de l'environnement. Le cĂ©sium peut ĂȘtre bio-accumulĂ©, par exemple par les mousses et lichens dans un premier temps, et Ă©ventuellement localement (concentrĂ© par le rĂ©seau trophique)[36]. Les poissons le bioaccumulent aussi (dans leur squelette en particulier) et de maniĂšre plus marquĂ©e chez les poissons prĂ©dateurs[36]. La contamination est d'autant plus importante que le potassium est rare dans le sĂ©diment ou sous forme dissoute dans l'eau ; Les poissons d’eau douce de ruissellement sont donc plus contaminĂ©s que ceux d’eaux dures sĂ©dimentaires et les poissons ocĂ©aniques en contiennent encore moins (effet dilution)[36]).

Les champignons jouent Ă  ce propos un rĂŽle particulier, et en particulier certaines espĂšces trouvĂ©es en surface ou sous le sol tels que les champignons Ă  fructification hypogĂ©e (sous le sol) (ex : truffes, dont la truffe du cerf (Elaphomyces granulatus), trĂšs consommĂ©e par les sangliers et les Ă©cureuils). GrĂące Ă  leur vaste zone de prospection dans les 30 premiers cm du sol, via leur rĂ©seau mycĂ©lien souterrain ou capable de coloniser le bois mort (lui-mĂȘme Ă©ventuellement contaminĂ©), ces champignons peuvent concentrer le cĂ©sium retombĂ© avec les pluies ou dĂ©pĂŽts secs ayant suivi les essais nuclĂ©aires ou certains accidents.
Par exemple, aprĂšs le passage du nuage de Tchernobyl, leur contamination a en France variĂ© de 15 Ă  50 000 Bq/kg, selon les sources officielles[37]. D'autres (ex : Suillus variegatus et Lactarius rufus[38]) remontent le cĂ©sium en surface via leur chapeau, ou pourraient le transfĂ©rer aux plantes via la mycorhisation[38].

En cas d'accident nuclĂ©aire suivi de redĂ©position importante de cĂ©sium 137, les seuils Ă  ne pas dĂ©passer dits « niveaux d'intervention » (activitĂ© massique des produits alimentaires, doses individuelles pour les populations ne dĂ©passant pas 1 mSv/a) pourraient ils ĂȘtre respectĂ©s ? C'est la question posĂ©e en 1993 par un exercice de crise franco-russe qui s'est dĂ©roulĂ© Ă  Saint-PĂ©tersbourg (21-25 juin 1993)[39], avec un scĂ©nario de radioactivitĂ© surfacique maximale de 3.700 kBq/m2 (100 Ci/km2). Les rĂ©sultats ont montrĂ© que 5 ans aprĂšs, avec une agriculture limitĂ©e aux zones Ă  moindre risque, et pour les produits les plus consommĂ©s ; c'est pour la viande de porc et de bƓuf et pour les champignons qu'il serait le plus difficile (impossibilitĂ© mĂȘme) de respecter les normes europĂ©ennes.

Cinétique environnementale

La demi-vie du cĂ©sium 137 Ă©tant de 30 ans, sa dĂ©croissance radioactive n'affecte sa cinĂ©tique environnementale qu'Ă  long terme. AprĂšs dĂ©pĂŽt du cĂ©sium 137 au sol (pluie, neige, dĂ©pĂŽts secs
), il y percole lentement ou circule horizontalement plus ou moins vite selon la nature du sol, la prĂ©sence d'eau et l'aciditĂ© (pH) de cette eau, et selon qu'il reste Ă  l’état libre ou qu'il soit plus ou moins durablement piĂ©gĂ© dans les complexes argilo-humiques, les mousses ou lichens ou les tourbes (qui peuvent, en zone contaminĂ©e, brĂ»ler comme on l'a vu lors des incendies de forĂȘt et de tourbiĂšres en Russie en 2010). AprĂšs Tchernobyl, en BiĂ©lorussie la plus grande partie des matiĂšres radioactives s'est d'abord concentrĂ©e dans la couche superficielle du sol. « Aujourd'hui, 90 % de la radioactivitĂ© a migrĂ© vers la litiĂšre et les horizons supĂ©rieurs. La strate herbacĂ©e, la litiĂšre et les couches de sol les plus superficielles forment conjointement le « champ d'absorption »[40] ou « couverture d'absorption »[41] le plus intense »[42].

Selon l'IRSN[43]« Dans les sols non labourĂ©s, et plus particuliĂšrement en forĂȘt, cette couche peut encore contenir, 20 ans aprĂšs, 70 % de l’activitĂ© en cĂ©sium 137 dĂ©posĂ©e en 1986. Ceci explique que la contamination des champignons est aujourd’hui (en 2004) 100 Ă  10 000 fois plus Ă©levĂ©e que celle des produits agricoles. En fonction de la contamination du sol et de l’espĂšce, elle varie de moins de 1 Bq/kg Ă  quelques centaines de Bq/kg ». Les sangliers et Ă©cureuils ou d'autres mycophages peuvent ainsi se contaminer (toujours selon l'IRSN[43], en 1996, 10 ans aprĂšs l'accident, « des activitĂ©s en cĂ©sium 137 de quelques centaines Ă  2 000 Bq/kg Ă©taient mesurĂ©es dans de la viande de sanglier des Vosges »). par le jeu de la bioconcentration, les doses de radioactivitĂ© de champignons et du sol (dans les creux, en montagne et forĂȘt pour des zones oĂč il a plu lors du passage du nuage) la radioactivitĂ© a mĂȘme pu continuer Ă  localement s'accroĂźtre dans les 15 ans ayant suivi le passage du nuage.

La richesse du sol en vers de terre, en champignons ou son remaniement influent sur les mouvements de ce radionuclĂ©ide dans le sol[44]. En moyenne, il s'enfonce dans la couche humique Ă  raison de cm par an environ et une partie peut pĂ©riodiquement ĂȘtre extraite du sol par les racines de plantes, puis y revenir via les feuilles mortes, le bois mort, les excrĂ©ments des animaux, etc. Ce n'est donc qu'aprĂšs un certain temps (15 Ă  25 ans ?) que les champignons le collecteront probablement le plus facilement.

Lysikov a montrĂ© (en 1995) prĂšs de la centrale de Tchernobyl que les activitĂ©s de fouissage du sanglier interfĂ©raient avec la circulation des radionuclĂ©ides (dont le cĂ©sium) dans l'environnement[45]. Le cĂ©sium est un cation chimiquement toxique[46], trĂšs soluble dans le bol alimentaire et qui traverse facilement la barriĂšre intestinale au niveau du petit intestin[47]. d'oĂč il gagne facilement toutes les parties du corps (comme s'il avait Ă©tĂ© inhalĂ©)[48] - [49]. L'excrĂ©tion du cĂ©sium via l'urine (des sangliers, Ă©cureuils) devient alors une source de recontamination de l'environnement, en surface. Les vers de terre peuvent aussi en remonter une certaine quantitĂ©.

L'INRA de Montpellier a tenté de modéliser la circulation du césium via les plantes et le sol dans les années 1990, sur la base de données montrant que le taux et la vitesse d'absorption par les plantes dépendaient des espÚces considérées, mais aussi comme on pouvait s'y attendre de la concentration en potassium du sol, de la densité racinaire et de la distribution profonde des racines.
La présence de matiÚre organique dans l'argile diminue la fixation du césium dans le sol et favorise son transfert vers la plante (jusqu'à 90 % en plus). Siobhan Staunton de l'INRA (ENSAM) notait néanmoins en 1996[50] qu'une grande part du césium pompé par la plante est excrétée et non transférée vers les parties supérieures.
Peu aprÚs une pollution de surface, ce sont les plantes à racines superficielles qui sont contaminées, puis 20 ans aprÚs en moyenne, ce sont les plantes se nourrissant plus profondément ou certains champignons.
On ignore encore si les symbioses arbre-champignons peuvent via la mycorhization faciliter la pĂ©nĂ©tration du cĂ©sium dans les arbres quand le cĂ©sium sera le plus accessible Ă  la couche racinaire et Ă  la zone la plus explorĂ©e par les mycĂ©liums d'espĂšces symbiotes des arbres (truffes en particulier, symbiotes du chĂȘne et du noisetier).

Contamination de l'alimentation du bétail

Depuis la catastrophe de Tchernobyl, en Finlande (pays fortement touchĂ© par le passage du nuage de Tchernobyl et oĂč il a fallu abattre de nombreux rennes contaminĂ©s), on a efficacement testĂ© chez le renne[51] l'adjonction de bentonite puis de plusieurs formes d'hexacyanoferrates (dont l'hexacyanoferrate ferreux d'ammonium ou l'hexacyanoferrate ferrique d'ammonium (AFCF, un dĂ©rivĂ© du Bleu de Prusse)) dans l’alimentation animale (ex. : lichens donnĂ©s Ă  manger aux rennes en Finlande), comme agent complexant (mais non chĂ©lateur, prĂ©sentant une certaine toxicitĂ©, mais limitant les transferts de la nourriture vers l'organisme de l'animal qui la mange ; ex. : le lait est alors jusqu'Ă  5 fois moins radioactif). Le taux de cĂ©sium des globules rouges des rennes a diminuĂ© de 50 % avec une dose quotidienne de mg/kg d'hexacyanoferrate ferreux d'ammonium par kilogramme (selon le poids de l'animal), soit le mĂȘme rĂ©sultat qu'avec 500 mg/kg de bentonite[51], mg/kg d'AFCF ou g/kg de bentonite rĂ©duisent Ă  la fois l'excrĂ©tion urinaire et les taux RBC de plus de 80 %[51]. Des zĂ©olites[52] et de la vermiculite a aussi Ă©tĂ© testĂ© comme contre mesure, avec le ferricyanure d'ammonium, en supplĂ©ment alimentaire du bĂ©tail[53]. Au dĂ©but des annĂ©es 1960, on avait dĂ©jĂ  identifiĂ© la capacitĂ© de complexation du cyanoferrate ferrique pour le cĂ©sium[54].

Le cas particulier des forĂȘts et produits forestiers

En raison de leur richesse en champignons, parce qu'elles ont mieux captĂ© le cĂ©sium lors du passage du nuage, et parce qu'elles protĂšgent les sols de l'Ă©rosion, les forĂȘts sont devenues des « rĂ©servoirs et sources de radiations »[42].

En effet, elles ont stockĂ© et localement mĂȘme reconcentrĂ© le cĂ©sium, ce qui fait que les aliments d'origine forestiĂšre (champignons, fruits, gibier) sont beaucoup plus contaminĂ©s que ceux provenant des champs cultivĂ©s. par exemple, aprĂšs la catastrophe de Tchernobyl, on a estimĂ© que les forĂȘts biĂ©lorusses ont « capturĂ© plus de 80 % des radionuclĂ©ides dispersĂ©s par la centrale de Tchernobyl (ceux dont la durĂ©e de vie est la plus longue Ă©tant le cĂ©sium 137, le strontium 90 et le plutonium 239, 240 et 241) ». Une grande partie de ces radionuclĂ©ides sont ensuite intĂ©grĂ©s dans le cycle forestier (ligneux → bois mort + feuilles mortes → champignons → humus → plantes ligneuses, etc[42]. Dans un cycle parallĂšle, la faune en capte une partie, qu'elle rend au sol via ses excrĂ©ments et les cadavres[40]. Seuls les oiseaux et poissons migrateurs contribuent Ă  exporter (et/ou Ă  importer ce cĂ©sium radiotoxique).
Ceci explique les trĂšs fortes teneurs en cĂ©sium 137 des aliments forestiers (baies, champignons et gibier, rĂ©guliĂšrement consommĂ©s par les villageois en BiĂ©lorussie et en Ukraine), qui Ă©tait de 20 Ă  50 fois supĂ©rieure Ă  celle des produits agricoles des mĂȘmes rĂ©gions[42].
Le monde scientifique cherche depuis plus de 20 ans Ă  rĂ©duire les risques et dangers liĂ©s Ă  ce fait, « mais aucune solution Ă  ce problĂšme n'a encore Ă©tĂ© trouvĂ©e » selon Victor A. Ipatyev (directeur de l'Institut forestier de l'AcadĂ©mie nationale des sciences de BiĂ©lorussie, Ă  Gomel, relayĂ© par la FAO[42]. Les forĂȘts humides (Ă©cologiquement trĂšs riches) semblent les plus vulnĂ©rables.

Le cas particulier des tourbiĂšres et marais

Les tourbiÚres alcalines sont des zones de stockage de radionucléides. Les tourbiÚres acides sont supposées au contraire favoriser la circulation des métaux dans l'eau.

À titre d'exemple, le tableau ci-dessous rapporte la radioactivitĂ© de fruits (mĂ»res, myrtilles, airelles) et champignons (Paxillus et Russula) rĂ©coltĂ©s en BiĂ©lorussie Ă  environ Ă  120 km de la centrale nuclĂ©aire de Tchernobyl, en zone expĂ©rimentale (zone humide eutrophe-mĂ©sotrophe, comprenant une zone drainĂ©e (nappe Ă  -56 cm) et non drainĂ©e (nappe Ă  -27 cm)). Ceux-ci Ă©taient, en 2000, beaucoup moins contaminĂ©s (2 Ă  3 fois moins) dans les zones oĂč ces marais avaient Ă©tĂ© drainĂ©es[42]. Le tableau montre que le drainage a limitĂ© l'accĂšs de ces plantes aux radionuclĂ©ides, mais comme on l'a vu en 2010, le drainage rend nĂ©anmoins les tourbiĂšres et forĂȘts plus vulnĂ©rables aux incendies et peut-ĂȘtre Ă  la fuite de radionuclĂ©ides vers les nappes ou cours d'eau, qui reçoivent les exutoires de drains et fossĂ©s de drainage.

Aliment Avec nappe phréatique
(à −27 cm)
Nappe phréatique drainée
(à −56 cm)
MĂ»res617 000 Bq/mÂČ312 000 Bq/mÂČ
Myrtilles709 000 Bq/mÂČ205 000 Bq/mÂČ
Airelles (fruit)888 000 Bq/mÂČ234 000 Bq/mÂČ
Airelles (plante)6 724 000 Bq/mÂČ630 000 Bq/mÂČ
Champignons Paxillus29 680 000 Bq/mÂČ10 640 000 Bq/mÂČ
Champignons Russula7 509 000 Bq/mÂČ3 683 000 Bq/mÂČ

Notes et références

Notes

  1. Le procĂ©dĂ© est d'autant plus intĂ©ressant que la prĂ©sence de cĂ©sium 137 mĂȘme Ă  l'Ă©tat de traces ne peut survenir dans des vins antĂ©rieurs aux premiĂšres explosions nuclĂ©aires, ce qui permet d'identifier des fraudes.

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Voir aussi

Articles connexes

Liens externes

Bibliographie

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