La biorremediación de residuos radiactivos o biorremediación de radionucleidos es una aplicación de la biorremediación basada en el uso de agentes biológicos bacterias , plantas y hongos (naturales o modificados genéticamente ) para catalizar reacciones químicas que permitan la descontaminación de sitios afectados por radionucleidos . [1] Estas partículas radiactivas son subproductos generados como resultado de actividades relacionadas con la energía nuclear y constituyen un problema de contaminación y radiotoxicidad (con graves consecuencias sanitarias y ecológicas ) debido a su naturaleza inestable de emisiones de radiaciones ionizantes .
Las técnicas de biorremediación de áreas ambientales como suelos , aguas y sedimentos contaminados por radionucleidos son diversas y actualmente se configuran como una alternativa ecológica y económica a los procedimientos tradicionales. Las estrategias físico-químicas convencionales se basan en la extracción de residuos mediante excavaciones y perforaciones, con un posterior transporte a larga distancia para su confinamiento final. Estas obras y transportes tienen costos de operación estimados a menudo inaceptables que podrían superar el billón de dólares en los EE. UU. y los 50 millones de libras en el Reino Unido . [2]
Las especies implicadas en estos procesos tienen la capacidad de influir en las propiedades de los radionucleidos como la solubilidad , biodisponibilidad y movilidad para acelerar su estabilización. Su acción está en gran medida influenciada por los donadores y aceptores de electrones , el medio nutritivo , la complejación de partículas radiactivas con el material y los factores ambientales . Se trata de medidas que pueden realizarse sobre la fuente de contaminación ( in situ ) o en instalaciones controladas y limitadas con el fin de seguir con mayor precisión el proceso biológico y combinarlo con otros sistemas ( ex situ ). [3] [4]
La presencia de residuos radiactivos en el medio ambiente puede causar efectos a largo plazo debido a la actividad y la vida media de los radionucleidos, lo que hace que su impacto aumente con el tiempo. [2] Estas partículas existen en varios estados de oxidación y se encuentran como óxidos , coprecipitados o como complejos orgánicos o inorgánicos , según su origen y formas de liberación. Lo más común es que se encuentren en forma oxidada, lo que las hace más solubles en agua y, por lo tanto, más móviles. [4] Sin embargo, a diferencia de los contaminantes orgánicos, no se pueden destruir y deben convertirse en una forma estable o extraerse del medio ambiente. [5]
Las fuentes de radiactividad no son exclusivas de la actividad humana. La radiactividad natural no proviene de fuentes humanas: abarca hasta tres cuartas partes de la radiactividad total en el mundo y tiene su origen en la interacción de elementos terrestres con rayos cósmicos de alta energía ( radionucleidos cosmogénicos ) o en los materiales existentes en la Tierra desde su formación ( radionucleidos primordiales ). En este sentido, existen diferencias en los niveles de radiactividad a lo largo de la corteza terrestre . La India y montañas como los Alpes se encuentran entre las zonas con mayor nivel de radiactividad natural debido a su composición de rocas y arena . [6]
Los radionucleidos más frecuentes en los suelos son de forma natural el radio-226 ( 226 Ra), el radón-222 ( 222 Rn), el torio-232 ( 232 Th), el uranio-238 ( 238 U) y el potasio-40 ( 40 K). El potasio-40 (hasta el 88% de la actividad total), el carbono-14 ( 14 C), el radio-226 , el uranio-238 y el rubidio-87 ( 87 Rb) se encuentran en las aguas oceánicas . Además, en las aguas subterráneas abundan radioisótopos del radio como el radio-226 y el radio-228 ( 228 Ra). [7] [8] También son habituales en los materiales de construcción los radionucleidos de uranio, torio y potasio (este último común a la madera ). [8]
Al mismo tiempo, los radionucleidos antropogénicos (causados por el hombre) se deben a reacciones termonucleares resultantes de explosiones y pruebas de armas nucleares , descargas de instalaciones nucleares , accidentes derivados del reprocesamiento de combustible comercial , almacenamiento de residuos de estos procesos y en menor medida, medicina nuclear . [9] Algunos sitios contaminados por estos radionucleidos son las instalaciones del Departamento de Energía de Estados Unidos (como el Sitio de Hanford ), las zonas de exclusión de Chernóbil y Fukushima y el área afectada del Óblast de Cheliábinsk debido al desastre de Kyshtym .
En las aguas oceánicas, la presencia de tritio ( 3 H), cesio-137 ( 137 Cs), estroncio-90 ( 90 Sr), plutonio-239 ( 239 Pu) y plutonio-240 ( 240 Pu) ha aumentado significativamente debido a causas antropogénicas. [10] [11] En los suelos, el tecnecio-99 ( 99 Tc), el carbono-14, el estroncio-90, el cobalto-60 ( 60 Co), el yodo-129 ( 129 I), el yodo-131 ( 131 I), el americio-241 ( 241 Am), el neptunio-237 ( 237 Np) y varias formas de plutonio y uranio radiactivos son los radionucleidos más comunes. [2] [8] [9]
La clasificación de residuos radiactivos establecida por el Organismo Internacional de Energía Atómica (OIEA) distingue seis niveles según la dosis equivalente , la actividad específica , el calor liberado y la vida media de los radionucleidos: [13]
La contaminación radiactiva es un peligro potencial para los organismos vivos y produce peligros externos, relacionados con fuentes de radiación fuera del cuerpo, y peligros internos, como resultado de la incorporación de radionucleidos dentro del cuerpo (a menudo por inhalación de partículas o ingestión de alimentos contaminados ). [14]
En humanos, dosis únicas a partir de 0,25 Sv producen primeras anomalías en la cantidad de leucocitos . Este efecto se acentúa si la dosis absorbida está entre 0,5 y 2 Sv, en cuyos primeros daños se sufren náuseas y caída del cabello . La franja comprendida entre 2 y 5 Sv se considera la más grave e incluye hemorragias , úlceras y riesgo de muerte ; valores superiores a 5 Sv implican muerte inmediata. [14] Si la radiación, asimismo, se recibe en pequeñas dosis durante largos periodos de tiempo, las consecuencias pueden ser igualmente graves. Es difícil cuantificar los efectos sobre la salud para dosis inferiores a 10 mSv , pero se ha demostrado que existe una relación directa entre exposición prolongada y riesgo de cáncer (aunque no existe una relación dosis-respuesta muy clara que permita establecer límites claros de exposición). [15]
La información disponible sobre el efecto de la radiación natural de fondo respecto a la contaminación antropogénica sobre la fauna silvestre es escasa y se refiere a muy pocas especies. Es muy difícil estimar a partir de los datos disponibles las dosis totales que pueden acumularse durante etapas específicas del ciclo de vida ( desarrollo embrionario o edad reproductiva), en cambios de comportamiento o en función de factores ambientales como la estacionalidad . [16] Los fenómenos de bioacumulación , bioconcentración y biomagnificación radiactiva , sin embargo, son especialmente conocidos a nivel del mar. Son causados por el reclutamiento y retención de radioisótopos por bivalvos , crustáceos , corales y fitoplancton , que luego ascienden al resto de la cadena alimentaria en factores de concentración bajos. [17]
La literatura radiobiológica y el OIEA establecen un límite seguro de dosis absorbida de 0,001 Gy / d para animales terrestres y de 0,01 Gy/d para plantas y biota marina , aunque este límite debería reconsiderarse para especies longevas con baja capacidad reproductiva. [18]
Las pruebas de radiación en organismos modelo que determinan los efectos de la alta radiación en animales y plantas son: [18]
Los efectos de la radiactividad sobre las bacterias se dan, al igual que en los eucariotas , por la ionización del agua y la producción de especies reactivas de oxígeno . Estos compuestos mutan las cadenas de ADN y producen daño genético , induciendo nuevamente la lisis y la posterior muerte celular . [20] [21]
Su acción sobre los virus, por otra parte, produce ácidos nucleicos dañados e inactivación viral. [22] Tienen un umbral sensorial que oscila entre 1000 y 10.000 Gy (rango que ocupa la mayoría de los organismos biológicos) que disminuye al aumentar el tamaño del genoma . [23]
La transformación bioquímica de los radionucleidos en isótopos estables por parte de las especies bacterianas difiere significativamente del metabolismo de los compuestos orgánicos provenientes de fuentes de carbono. Se trata de formas radiactivas altamente energéticas que pueden convertirse indirectamente mediante el proceso de transferencia de energía microbiana . [1]
Los radioisótopos pueden transformarse directamente a través de cambios en el estado de valencia al actuar como aceptores o al actuar como cofactores de las enzimas . También pueden transformarse indirectamente por agentes reductores y oxidantes producidos por microorganismos que causan cambios en el pH o el potencial redox . Otros procesos incluyen la precipitación y complexación de surfactantes , o agentes quelantes que se unen a elementos radiactivos. La intervención humana, por otro lado, puede mejorar estos procesos a través de la ingeniería genética y la ómica , o mediante la inyección de microorganismos o nutrientes en el área de tratamiento. [1] [5]
Según el elemento radiactivo y las condiciones específicas del sitio, las bacterias pueden inmovilizar enzimáticamente los radionucleidos de forma directa o indirecta. Su potencial redox es aprovechado por algunas especies microbianas para realizar reducciones que alteran la solubilidad y, por ende, la movilidad, la biodisponibilidad y la radiotoxicidad . Esta técnica de tratamiento de residuos denominada biorreducción o biotransformación enzimática es muy atractiva porque se puede realizar en condiciones benignas para el medio ambiente, no produce residuos secundarios peligrosos y tiene potencial como solución para residuos de diversa índole. [4]
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La reducción enzimática directa es el cambio de radionucleidos de un estado de oxidación más alto a uno más bajo realizado por anaerobios facultativos y obligados . El radioisótopo interactúa con los sitios de unión de las células metabólicamente activas y se utiliza como aceptor terminal de electrones en la cadena de transporte de electrones donde compuestos como el lactato de etilo actúan como donadores de electrones bajo respiración anaeróbica . [4]
El periplasma juega un papel muy importante en estas biorreducciones. En la reducción de uranio (VI) a uranio insoluble (IV), realizada por Shewanella putrefaciens , Desulfovibrio vulgaris , Desulfovibrio desulfuricans y Geobacter sulfurreducens , se requiere la actividad de los citocromos periplásmicos . La reducción de tecnecio (VII) a tecnecio (IV) realizada por S. putrefaciens , G. sulfurreducens , D. desulfuricans , Geobacter metallireducens y Escherichia coli , por otro lado, requiere la presencia de la compleja formiato hidrogenliasa, también situada en este compartimento celular. [2]
Otros actínidos radiactivos como el torio , el plutonio , el neptunio y el americio son reducidos enzimáticamente por Rhodoferax ferrireducens , S. putrefaciens y varias especies de Geobacter , y forman directamente una fase mineral insoluble. [2]
El fenómeno de reducción enzimática indirecta es llevado a cabo por bacterias sulfato-reductoras y disimiladoras de metales en reacciones de excreción de metabolitos y productos de degradación. Existe un acoplamiento de la oxidación de ácidos orgánicos —producida por la excreción de estas bacterias heterótrofas— con la reducción de hierro u otros metales y radionucleidos, lo que forma compuestos insolubles que pueden precipitar como minerales de óxido e hidróxido . En el caso de las bacterias sulfato-reductoras se produce sulfuro de hidrógeno, promoviendo el aumento de la solubilidad de los radionucleidos contaminantes y su biolixiviación (como residuo líquido que luego puede ser recuperado). [2] [4]
Existen varias especies de microorganismos reductores que producen secuestrantes indirectos y quelantes específicos , como los sideróforos . Estos secuestrantes son cruciales en la complejación de radionucleidos y en el aumento de su solubilidad y biodisponibilidad. La Microbacterium flavescens , por ejemplo, crece en presencia de radioisótopos como plutonio, torio, uranio o americio y produce ácidos orgánicos y sideróforos que permiten la disolución y movilización de radionucleidos a través del suelo. Parece que los sideróforos en la superficie bacteriana también podrían facilitar la entrada de estos elementos dentro de la célula. La Pseudomonas aeruginosa también secreta agentes quelantes que se unen al uranio y al torio cuando se cultiva en un medio con estos elementos. En general, también se ha descubierto que los sideróforos de enterobactina son extremadamente eficaces para solubilizar óxidos de actínidos de plutonio. [2] [4]
El citrato es un quelante que se une a ciertos metales de transición y actínidos radiactivos. Con el citrato y los radionucleidos se pueden formar complejos estables como los bidentados , tridentados (ligandos con más de un átomo unido) y complejos polinucleares (con varios átomos radiactivos), que reciben una acción microbiana. Anaeróbicamente, Desulfovibrio desulfuricans y especies de los géneros Shewanella y Clostridium son capaces de reducir complejos bidentados de uranil-citrato (VI) a uranil-citrato (IV) y hacerlos precipitar, a pesar de no poder degradar metabólicamente el citrato complejado al final del proceso. [2] En condiciones desnitrificantes y aeróbicas, sin embargo, se ha determinado que no es posible reducir o degradar estos complejos de uranio. La biorreducción no consigue su objetivo cuando se trata de complejos de metales mixtos de tipo citrato o cuando son complejos tridentados, monoméricos o polinucleares, ya que se vuelven recalcitrantes y persistentes en el medio. [4] [24] A partir de este conocimiento existe un sistema que combina la degradación del complejo radionucleido-citrato con la posterior fotodegradación del uranil-citrato reducido restante (previamente no biodegradado pero sensible a la luz ), lo que permite obtener precipitados estables de uranio y también de torio, estroncio o cobalto a partir de tierras contaminadas . [4]
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El conjunto de estrategias que comprenden la biosorción, bioacumulación y biomineralización están estrechamente relacionadas entre sí, pues de una u otra manera tienen un contacto directo entre la célula y el radionúclido. Estos mecanismos se evalúan con precisión utilizando tecnologías avanzadas de análisis como la microscopía electrónica , la difracción de rayos X y XANES , EXAFS y espectroscopias de rayos X. [1] [25]
La biosorción y la bioacumulación son dos acciones metabólicas que se basan en la capacidad de concentrar radionucleidos en más de mil veces la concentración del ambiente. Consisten en la complejación de residuos radiactivos con fosfatos , compuestos orgánicos y sulfitos para que se vuelvan insolubles y estén menos expuestos a la radiotoxicidad. Son particularmente útiles en biosólidos para fines agrícolas y enmiendas del suelo , aunque la mayoría de las propiedades de estos biosólidos son desconocidas. [26]
El método de biosorción se basa en el secuestro pasivo de radioisótopos con carga positiva por lipopolisacáridos (LPS) sobre la membrana celular (con carga negativa), ya sea de bacterias vivas o muertas. Su eficiencia está directamente relacionada con el aumento de la temperatura y puede durar horas, siendo un método mucho más rápido que la biorreducción directa. Se produce a través de la formación de limos y cápsulas, y con preferencia por la unión a los grupos fosfato y fosforilo (aunque también ocurre con grupos carboxilo , amina o sulfhidrilo ). Bacillota y otras bacterias como Citrobacter freudii tienen importantes capacidades de biosorción; Citrobacter lo hace a través de la interacción electrostática del uranio con los fosfatos de sus LPS. [2] [3]
Los análisis cuantitativos determinan que, en el caso del uranio, la biosorción puede variar en un rango entre 45 y 615 miligramos por gramo de peso seco celular . Sin embargo, es una técnica que requiere una alta cantidad de biomasa para afectar la biorremediación; presenta problemas de saturación y otros cationes que compiten por unirse a la superficie bacteriana. [3]
La bioacumulación se refiere a la absorción de radionucleidos en la célula, donde son retenidos por complejaciones con componentes intracelulares cargados negativamente, precipitación o formaciones de gránulos . A diferencia de la biosorción, este es un proceso activo : depende de un sistema de transporte dependiente de la energía. [ cita requerida ] Algunos metales o radionucleidos pueden ser absorbidos por bacterias accidentalmente debido a su semejanza con elementos dietéticos para las vías metabólicas . Varios radioisótopos de estroncio , por ejemplo, son reconocidos como análogos del calcio y se incorporan dentro de Micrococcus luteus . [4] El uranio , sin embargo, no tiene una función conocida y se cree que su entrada al interior de la célula puede deberse a su toxicidad (es capaz de aumentar la permeabilidad de la membrana ). [3]
Además, la biomineralización —también conocida como bioprecipitación— es la precipitación de radionucleidos a través de la generación de ligandos microbianos, lo que resulta en la formación de minerales biogénicos estables . Estos minerales tienen un papel muy importante en la retención de contaminantes radiactivos. Una concentración de ligando muy localizada y producida enzimáticamente está involucrada y proporciona un sitio de nucleación para el inicio de la precipitación biomineral. [27] Esto es particularmente relevante en las precipitaciones de biominerales derivados de la actividad de la fosfatasa , que escinden moléculas como el fosfato de glicerol en el periplasma . En los géneros Citrobacter y Serratia , esta escisión libera fosfatos inorgánicos (HPO 4 2− ) que precipitan con el ion uranilo (UO 2 2+ ) y causan la deposición de minerales policristalinos alrededor de la pared celular. [2] [28] Serratia también forma biopelículas que promueven la precipitación de chernikovita (rica en uranio) y adicionalmente, remueven hasta 85% de cobalto-60 y 97% de cesio-137 por sustitución de protones de este mineral. [25] En general, la biomineralización es un proceso en el cual las células no tienen limitaciones de saturación y pueden acumular hasta varias veces su propio peso como radionucleidos precipitados. [4]
Las investigaciones de aislamientos bacterianos terrestres y marinos pertenecientes a los géneros Aeromonas , Bacillus , Myxococcus , Pantoea , Pseudomonas , Rahnella y Vibrio también han demostrado la eliminación de radioisótopos de uranio como biominerales de fosfato en condiciones de crecimiento tanto óxicas como anóxicas . [25]
Además de la biorreducción, la biosorción, la bioacumulación y la biomineralización, que son estrategias bacterianas de atenuación natural de la contaminación radiactiva, existen también métodos humanos que aumentan la eficiencia o velocidad de los procesos microbianos. Esta atenuación natural acelerada implica una intervención en la zona contaminada para mejorar las tasas de conversión de los residuos radiactivos, que suelen ser lentas. Existen dos variantes: la bioestimulación y la bioaumentación. [30]
La bioestimulación es la adición de nutrientes con oligoelementos , donadores de electrones o aceptores de electrones para estimular la actividad y el crecimiento de las comunidades microbianas indígenas naturales. [4] [30] Puede variar desde una simple fertilización o infiltración (llamada bioestimulación pasiva) hasta inyecciones más agresivas al suelo, y se utiliza ampliamente en los sitios del DOE de EE . UU. [26] El nitrato se utiliza como nutriente para bioestimular la reducción de uranio , porque sirve como aceptor de electrones energéticamente muy favorable para las bacterias reductoras de metales . Sin embargo, muchos de estos microorganismos ( Geobacter , Shewanella o Desulfovibrio ) exhiben genes de resistencia a metales pesados que limitan su capacidad para biorremediar radionucleidos. En estos casos particulares, se agrega una fuente de carbono como el etanol al medio para promover la reducción del nitrato en primer lugar, y luego del uranio . El etanol también se utiliza en sistemas de inyección al suelo con recirculaciones hidráulicas : eleva el pH y promueve el crecimiento de bacterias desnitrificantes y reductoras de radionucleidos, que producen biopelículas y logran una disminución de casi el 90% en la concentración de uranio radiactivo. [2]
Se han utilizado varias técnicas geofísicas para monitorear los efectos de los ensayos de bioestimulación in situ, incluida la medición de: potencial de ionización espectral, potenciales propios , densidad de corriente , resistividad compleja y también modelado de transporte reactivo (RTM), que mide parámetros hidrogeológicos y geoquímicos para estimar las reacciones químicas de la comunidad microbiana. [3]
La bioestimulación, por otra parte, es la adición deliberada al medio ambiente de microorganismos con características deseadas para acelerar la conversión metabólica bacteriana de los residuos radiactivos. A menudo se añaden cuando las especies necesarias para la biorremediación no existen en el lugar de tratamiento. [4] [30] Esta técnica ha demostrado en ensayos de campo a lo largo de los años que no ofrece mejores resultados que la bioestimulación; tampoco está claro que las especies introducidas puedan distribuirse eficazmente a través de las complejas estructuras geológicas de la mayoría de los entornos del subsuelo o que puedan competir a largo plazo con la microbiota autóctona. [1] [26]
Las ómicas, especialmente la genómica y la proteómica, permiten identificar y evaluar genes , proteínas y enzimas implicadas en la biorremediación de radionúclidos, además de las interacciones estructurales y funcionales que existen entre ellos y otros metabolitos. La secuenciación genómica de diversos microorganismos ha descubierto, por ejemplo, que Geobacter sulfurreducens posee más de 100 regiones codificantes para citocromos de tipo c implicados en la biorremediación de radionúclidos, o que el gen NiCoT se encuentra significativamente sobreexpresado en Rhodopseudomonas palustris y Novosphingobium aromaticivorans cuando se cultivan en medio con cobalto radiactivo . [1] [2]
A partir de esta información, se están desarrollando diferentes técnicas de ingeniería genética y ADN recombinante para generar bacterias específicas para la biorremediación. Algunos constructos expresados en especies microbianas son fitoquelatinas , polihistidinas y otros polipéptidos mediante dominios de unión por fusión a proteínas ancladas a la membrana externa. [2] Algunas de estas cepas modificadas genéticamente derivan de Deinococcus radiodurans , uno de los organismos más resistentes a la radiación. D. radiodurans es capaz de resistir el estrés oxidativo y el daño del ADN por radiación, y también reduce el tecnecio , el uranio y el cromo de forma natural. Además, mediante la inserción de genes de otras especies se ha logrado que también pueda precipitar fosfatos de uranilo y degradar mercurio utilizando tolueno como fuente de energía para crecer y estabilizar otros radionucleidos prioritarios. [1] [3]
La evolución dirigida de proteínas bacterianas relacionadas con la biorremediación de radionucleidos también es un campo de investigación. La enzima YieF, por ejemplo, cataliza de forma natural la reducción del cromo con una amplia gama de sustratos . Sin embargo, tras la ingeniería de proteínas , también ha podido participar en la reducción del ión uranilo . [31]
El uso de plantas para eliminar contaminantes del medio ambiente o hacerlos menos nocivos se denomina fitorremediación. En el caso de los radionucleidos, es una tecnología viable cuando los tiempos de descontaminación son largos y los residuos se encuentran dispersos en bajas concentraciones. [32] [33]
Algunas especies vegetales son capaces de transformar el estado de los radioisótopos (sin sufrir toxicidad) concentrándolos en diferentes partes de su estructura, haciéndolos precipitarse por las raíces, volatilizándolos o estabilizándolos en el suelo. Al igual que en las bacterias, los procedimientos de ingeniería genética de plantas y la bioestimulación —llamada fitoestimulación— han mejorado y acelerado estos procesos, particularmente en lo que respecta a las plantas de crecimiento rápido. [33] El uso de Agrobacterium rhizogenes , por ejemplo, está bastante extendido y aumenta significativamente la captación de radionúclidos por las raíces . [ cita requerida ]
En la fitoextracción (también fitoacumulación, fitosecuestro o fitoabsorción) [34] las plantas transportan los residuos radiactivos desde el sistema radicular hasta el tejido vascular y se concentran en la biomasa de los brotes. Es una técnica que elimina los radionucleidos sin destruir la estructura del suelo, con un impacto mínimo en la fertilidad del suelo y válida para grandes áreas con un bajo nivel de radiactividad. Su eficiencia se evalúa a través del coeficiente de bioacumulación (BC) o eliminación total de radionucleidos por m 2 , y está comprobado que atrae cesio-137 , estroncio-90 , tecnecio-99 , cerio-144 , plutonio-240 , americio-241 , neptunio-237 y varios radioisótopos de torio y radio . [33] Por el contrario, requiere una gran producción de biomasa en cortos períodos de tiempo. [ cita requerida ]
Especies como el brezo común o el amaranto son capaces de concentrar cesio-137, el radionucleido más abundante en la zona de exclusión de Chernóbil . En esta región de Ucrania , las hojas de mostaza podrían eliminar hasta el 22% de los niveles promedio de actividad de cesio en una sola temporada de crecimiento. De la misma manera, el bok choy y las hojas de mostaza pueden concentrar 100 veces más uranio que otras especies. [33]
La rizofiltración es la adsorción y precipitación de radionucleidos en las raíces de las plantas o la absorción de los mismos si son solubles en efluentes. Tiene gran eficiencia en el tratamiento de cesio-137 y estroncio-90 , particularmente por algas y plantas acuáticas , como los géneros Cladophora y Elodea , respectivamente. Es la estrategia más eficiente para las tecnologías de biorremediación en humedales , [34] pero debe tener un control continuo y riguroso del pH para que sea un proceso óptimo. [35]
A partir de este proceso se han diseñado algunas estrategias basadas en secuencias de estanques con un flujo lento de agua para limpiar aguas contaminadas con radionucleidos. Los resultados de estas instalaciones, para caudales de 1000 litros de efluente son de alrededor del 95% de retención de radiación en el primer estanque (por plantas y lodos ), y más del 99% en sistemas de tres bases. [33]
Las plantas más prometedoras para la rizofiltración son los girasoles , capaces de eliminar hasta el 95% del uranio del agua contaminada en 24 horas, y los experimentos en Chernóbil han demostrado que pueden concentrar en 55 kg de peso seco de la planta toda la radiactividad del cesio y el estroncio de una superficie de 75 m 2 (material estabilizado apto para su traslado a un depósito de residuos nucleares). [33]
La fitovolatilización implica la captura y posterior transpiración de radionucleidos a la atmósfera . No elimina los contaminantes sino que los libera en forma volátil (menos nociva). A pesar de no tener demasiadas aplicaciones para los residuos radiactivos, es muy útil para el tratamiento del tritio , porque explota la capacidad de las plantas de transpirar enormes cantidades de agua. [33] [34]
El tratamiento aplicado al tritio (protegido por aire produce casi nula exposición a la radiación externa, pero su incorporación al agua presenta un peligro para la salud al ser absorbido por el organismo) utiliza efluentes contaminados para regar freatófitos . Se convierte en un sistema con un bajo costo de operación y bajo mantenimiento, con ahorros de alrededor del 30% en comparación con los métodos convencionales de bombeo y recubrimiento con asfalto . [33]
La fitoestabilización es una estrategia especialmente válida para la contaminación radiactiva basada en la inmovilización de radionucleidos en el suelo por la acción de las raíces. Esto puede ocurrir por adsorción, absorción y precipitación dentro de la zona radicular, y asegura que los residuos radiactivos no puedan dispersarse por erosión o lixiviación del suelo . Es útil en el control de relaves de minas de uranio a cielo abierto y a cielo abierto, y garantiza la recuperación del ecosistema . [33] [34] Sin embargo, tiene inconvenientes importantes como las grandes dosis de fertilizante necesarias para reforestar la zona, además de que la fuente radiactiva (lo que implica un mantenimiento a largo plazo) permanece en el mismo lugar. [ cita requerida ]
Varias especies de hongos tienen valores de resistencia radiactiva iguales o mayores que las bacterias más radioresistentes; realizan procesos de micorremediación. Se informó que algunos hongos tenían la capacidad de crecer, alimentarse, generar esporas y descomponer trozos de grafito del reactor destruido N° 4 de la Central Nuclear de Chernóbil , que está contaminado con altas concentraciones de radionucleidos de cesio , plutonio y cobalto . Se les llamó hongos radiotróficos . [36]
Desde entonces, se ha demostrado que algunas especies de Penicillium , Cladosporium , Paecilomyces y Xerocomus son capaces de utilizar la radiación ionizante como energía a través de las propiedades electrónicas de las melaninas . [36] [37] En su alimentación bioacumulan radioisótopos, creando problemas en las paredes de hormigón de depósitos geológicos profundos . [38] Otros hongos como los hongos ostra pueden biorremediar plutonio-239 y americio-241 . [39]
Las investigaciones actuales sobre técnicas de biorremediación están bastante avanzadas y los mecanismos moleculares que las gobiernan son bien conocidos. Sin embargo, existen muchas dudas sobre la efectividad y posibles adversidades de estos procesos en combinación con la adición de agroquímicos . En los suelos, el papel de las micorrizas sobre los residuos radiactivos está poco descrito y los patrones de secuestro de radionucleidos no se conocen con certeza. [40]
Se desconocen los efectos de longevidad de algunos procesos bacterianos, como el mantenimiento del uranio en forma insoluble debido a biorreducciones o biomineralizaciones. Tampoco existen detalles claros sobre la transferencia electrónica de algunos radionucleidos con estas especies bacterianas. [3]
Otro aspecto importante es el cambio de procesos ex situ o a escala de laboratorio a su aplicación real in situ , en los que la heterogeneidad del suelo y las condiciones ambientales generan deficiencias en la reproducción del estado bioquímico óptimo de las especies utilizadas, hecho que disminuye la eficiencia. Esto implica encontrar cuáles son las mejores condiciones en las que llevar a cabo una biorremediación eficiente con aniones, metales, compuestos orgánicos u otros radionucleidos quelantes que puedan competir con la captación de residuos radiactivos de interés. [2] Sin embargo, en muchos casos la investigación se centra en la extracción de suelo y agua y su tratamiento biológico ex situ para evitar estos problemas. [4]
Por último, el potencial de los OGM está limitado por las agencias reguladoras en términos de responsabilidad y cuestiones bioéticas . Su liberación requiere apoyo en la zona de acción y comparabilidad con las especies autóctonas. La investigación multidisciplinaria se centra en definir con mayor precisión los genes y proteínas necesarios para establecer nuevos sistemas libres de células que puedan evitar posibles efectos secundarios sobre el medio ambiente por la intrusión de especies transgénicas o invasoras . [2]
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