Guyane et Tchernobyl

lien de la pétition contre le double vol de l’or guyanais :

François Hollande : Orpaillage illégal en Guyane : non à la double peine. Signez la pétition !
https://www.change.org/p/fran%C3%A7ois-hollande-orpaillage-ill%C3%A9gal-en-guyane-non-%C3%A0-la-double-peine?recruiter=37769039&utm_source=share_petition&utm_medium=copylink

et petits détails intéressants en direct de Wikipedia pour les amateurs de champignons, de sangliers et autres plaisirs forestiers... :
les Isotopes du césium
Le césium possède 40 isotopes connus, de nombre de masse variant entre 112 et 151.
Le césium 135 a une période radioactive de 2,3 millions d’années et fait partie des déchets radioactifs à vie longue (on connaît surtout en la matière la période du plutonium : 24 000 ans…)
L’isotope radiogénique 137Cs (l’un des nombreux produits de fission de l’uranium) est le plus connu, car il a été utilisé dans les études hydrologiques et écologiques à la suite d’une contamination générale de l’atmosphère induite, à partir de 1945, par l’utilisation des bombes atomiques et des essais nucléaires (puis l’accident de Tchernobyl), et, dans une moindre mesure, à cause des rejets de centrales nucléaires ou de sites de retraitement, stockage, 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 chaîne alimentaire) ou si une grotte était ou non isolée du monde extérieur. Il a une période radioactive de 30,15 ans. Il se désintègre en baryum 137m, un isomère de courte période (2,55 min) qui se désintègre lui-même en baryum 137 stable.
Les déchets radioactifs, les retombées d’essais nucléaires atmosphériques ou de l’accident de Tchernobyl peuvent contenir du césium 135 à très longue période radioactive (2,3 millions d’années), du césium 134 (période de 2 ans), et du césium 137 (période de 30 ans).
Toxicité du césium 137 Pour le 137Cs, les effets des fortes doses ont été étudiés, mais les effets des faibles doses et des expositions chroniques étaient mal documentés. L’étude des conséquences de Tchernobyl a permis de montrer que :
• La charge corporelle en 137Cs est corrélée avec celle de l’alimentation.
• En zone contaminée, le lait maternel contient du 137Cs, et celui-ci passe dans le sang et l’organisme du nouveau-né. En zone contaminée de Biélorussie, la part du 137Cs ingéré par une mère transférée au bébé allaité est d’environ 15 % .
• Il existe une corrélation entre charge corporelle en césium et dérèglement de l’immunité humorale et cellulaire, selon une étude portant sur des enfants vivant en zone contaminée . Le césium peut contaminer le lait maternel et avoir des effets délétères chez l’enfant .
• Y. I. Bandazhevsky et d’autres ont plusieurs années après l’accident détecté une augmentation des pathologies cardiovasculaires .
• Une radiotoxicité est démontrée pour le foie et le rein, ce qui explique probablement les troubles du métabolisme de la vitamine D associés à de faibles doses de 137Cs (également observé chez le rat exposé au 137Cs en laboratoire). Ces troubles pourraient augmenter le risque de rachitisme et de défaut de la minéralisation (problèmes osseux, dentaires..). Chez le rat, alors que les faibles doses semblent sans effet sur le squelette de l’adulte, une contamination in utero des embryons, via une exposition chronique de la mère (à de faibles doses) durant la grossesse semble perturber le métabolisme de la vitamine D, tant au niveau hormonal que moléculaire et contrairement à ce qui avait été observé chez le modèle adulte, des troubles de la calcification du squelette sont observés .
• Dans le sol et la strate herbacée Dans les sols argileux, le radiocésium est fortement absorbé dans les argiles pures du sol. Il est alors peu mobile et ne contamine pas les eaux profondes ou superficielles (hormis en présence d’érosion).
• Il est par contre beaucoup plus biodisponible dans la couche humique ou argilo-humique, où il peut être mobilisé (absorbé) par les racines et les rhizomes de certaines plantes, et éventuellement concentré (fougères par exemple). Les mycéliums des champignons peuvent aussi l’absorber, dont ceux de champignons à fructification souterraine (truffes, truffe du cerf en particulier) qui peuvent le concentrer ou également le véhiculer via la rhizosphère et les mycorhizes vers les plantes.
• 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 espèces considérées, mais aussi de la concentration en potassium du sol, de la densité racinaire et de la distribution profonde des racines.
• La présence de matière 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 qu’une grande part du césium pompé par la plante est excrétée et non transférée vers les parties supérieures. Peu après une pollution de surface, ce sont les plantes à racines superficielles qui sont contaminées, puis, 10 à 20 ans après en moyenne, ce sont les plantes se nourrissant plus profondément ou certains champignons.
On ignore encore si les arbres seront concernés après quelques décennies ou quelques siècles, et combien de temps les sangliers resteront contaminés.
• C’est dans les écosystèmes forestiers que le césium 137 se montre le plus durablement présent (il y est moins lessivé), biodisponible et localement en voie de concentration (dans les régions où il a plu lors du nuage de Tchernobyl, les sols forestiers sont devenus le principal stock de césium, et notamment dans les creux et en montagne en pied de versant où il a pu s’accumuler au point d’y voir la radioactivité augmenter malgré la période radioactive du césium). Le césium est invisible, mais les analyses faites depuis 1986 montrent une gamme d’effets insidieux de contamination, avec un « degré exceptionnellement élevé de transfert de radiocésium dans les produits forestiers comme le gibier et certains produits végétaux comestibles ».
• Dans la pyramide alimentaire au sein des réseaux trophiques forestiers, les animaux consommant certaines racines, rhizomes et tubercules et surtout des champignons peuvent durablement se contaminer.
Plusieurs études laissent penser que le sanglier serait l’animal le plus vulnérable à la bioaccumulation, en raison de son comportement de mycophage fouisseur. Par exemple, dans les zones contaminées du sud et sud/ouest de l’Allemagne, dans les 20 ans qui ont suivi les retombées de l’accident de Tchernobyl, la radioactivité moyenne de la viande de chevreuil a régulièrement diminué, mais non celle du sanglier qui est resté constante, malgré le fait que la radioactivité ambiante moyenne diminuait aussi. Ainsi trouvait-on encore en Allemagne en 2008 des sangliers dont la chair dépassait plusieurs milliers de Bq/kg. Durant 10 ans (de 1998 à 2008), les analyses de 656 sangliers tués par des chasseurs dans les bois de l’Arrondissement de Ravensbourg (sud de l’Allemagne, à la frontière suisse) ont montré une très forte variabilité des teneurs en 137Cs, s’échelonnant de moins de 5 Bq/kg à 8 266 Bq/kg (soit plus de 13 fois le seuil légal pour la consommation), avec - (comme partout où ce type d’analyse a été fait) une tendance saisonnière (expliquée par les changements saisonniers de choix alimentaires, la fourniture d’agrainage en hiver, les conditions météorologiques, et peut-être un comportement particulier du césium chez le sanglier…).
Les valeurs de tag (Facteur de transfert agrégé) pour les sangliers de la région de Ravensburg ont varié de 0 008 m2kg-1 à 0 062 m2kg-1 pour la période 2000 - 2008.
• Cinétique dans l’organisme humain Sur le long terme, la contamination se fait surtout par ingestion et absorption gastro-intestinale. Le césium est ensuite transporté par le sang et tend à se fixer à la place de son analogue chimique, le potassium.