Biorremediación de residuos radiactivos

La biorremediación de residuos radiactivos o biorremediación de radionúclidos 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 radionúclidos. Estas partículas radiactivas son subproductos generados como consecuencia de actividades relacionadas con la energía nuclear y constituyen un problema de contaminación y radiotoxicidad (con graves consecuencias sanitarias y ecológicas) debido a su carácter inestable de las emisiones de radiaciones ionizantes.

Las técnicas de biorremediación de espacios ambientales como suelos, aguas y sedimentos contaminados por radionúclidos son diversas y actualmente se están configurando como una alternativa ecológica y económica a los procedimientos tradicionales. Las estrategias fisicoquímicas convencionales se basan en la extracción de residuos mediante excavación y perforación, con un posterior transporte a larga distancia para su confinamiento final. Estas obras y el transporte tienen a menudo costos de operación estimados inaceptables que podrían superar un billón de dólares en los EE. UU. y 50 millones de libras en el Reino Unido.

Las especies involucradas 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 influenciada en gran medida por los donantes y aceptores de electrones, el medio nutritivo, la complejación de las partículas radiactivas con el material y los factores ambientales. Son medidas que se pueden realizar en la fuente de contaminación (in situ) o en instalaciones controladas y limitadas para seguir con mayor precisión el proceso biológico y combinarlo con otros sistemas (ex situ).

Áreas contaminadas por radiactividad

Tipología de radionucleidos y residuos contaminantes

La presencia de residuos radiactivos en el medio ambiente puede causar efectos a largo plazo debido a la actividad y vida media de los radionucleidos, haciendo que su impacto crezca con el tiempo. 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. Por lo general, se encuentran en forma oxidada, lo que los hace más solubles en agua y, por lo tanto, más móviles. Sin embargo, a diferencia de los contaminantes orgánicos, no pueden destruirse y deben convertirse en una forma estable o extraerse del medio ambiente.

Las fuentes de radiactividad no son exclusivas de la actividad humana. La radiactividad natural no proviene de fuentes humanas: cubre hasta ¾ 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 en toda 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.

Los radionucleidos más frecuentes en los suelos son, naturalmente, el radio-226 (Ra), el radón-222 (Rn), el torio-232 (Th), el uranio-238 (U) y el potasio-40 (K). El potasio-40 (hasta el 88% de la actividad total), el carbono-14 (C), el radio-226, el uranio-238 y el rubidio-87 (Rb) se encuentran en las aguas oceánicas. Además, en las aguas subterráneas abundan radioisótopos como el radio-226 y el radio-228 (Ra). También son habituales en los materiales de construcción los radionucleidos de uranio, torio y potasio (este último común a la madera).

A su vez, los radionucleidos antropogénicos (causados ​​por el hombre) se deben a reacciones termonucleares resultantes de explosiones y ensayos de armas nucleares, vertidos de instalaciones nucleares, accidentes derivados del reprocesamiento de combustible comercial, almacenamiento de residuos de estos procesos y en menor medida, medicina Nuclear. Algunos sitios contaminados por estos radionúclidos son las instalaciones del DOE de EE. UU. (como el sitio de Hanford), las zonas de exclusión de Chernobyl y Fukushima y el área afectada del Óblast de Chelyabinsk debido al desastre de Kyshtym.

En aguas oceánicas, la presencia de tritio (H), cesio-137 (Cs), estroncio-90 (Sr), plutonio-239 (Pu) y plutonio-240 (Pu) se ha incrementado significativamente por causas antropogénicas. En suelos, tecnecio-99 (Tc), carbono-14, estroncio-90, cobalto-60 (Co), yodo-129 (I), yodo-131 (I), americio-241 (Am), neptunio-237 (Np) y varias formas de plutonio y uranio radiactivos son los radionúclidos más comunes.

Frecuencia de aparición de radionucleidos seleccionados en las instalaciones del DOE de EE. UU.
agua subterránea	Suelos/Sedimentos
Fuente: Departamento de Energía de los Estados Unidos, Gobierno de los Estados Unidos (1992)

La clasificación de residuos radiactivos establecida por el Organismo Internacional de Energía Atómica (OIEA) distingue seis niveles según dosis equivalente, actividad específica, calor liberado y vida media de los radionucleidos:

• Residuos exentos (EW): Residuos que cumplen los criterios de exclusión del control reglamentario con fines de protección radiológica.
• Residuos de vida muy corta (VSLW): residuos con vidas medias muy cortas (a menudo utilizados con fines médicos y de investigación) que pueden almacenarse durante un período limitado de hasta unos pocos años y, posteriormente, eliminar el control reglamentario.
• Residuos de actividad muy baja (VLLW): Residuos como tierra y escombros (con niveles bajos de concentración de actividad) que también pueden contener otros residuos peligrosos.
• Residuos de baja actividad (LLW): residuos que están por encima de los niveles de autorización y requieren aislamiento y contención robustos durante períodos de hasta unos pocos cientos de años y son adecuados para su eliminación en instalaciones diseñadas cerca de la superficie. Los LLW incluyen radionucleidos de vida corta a niveles más altos de concentración de actividad y también radionucleidos de vida larga, pero solo a niveles relativamente bajos de concentración de actividad.
• Residuos de nivel intermedio (ILW): Residuos con radionucleidos de período largo que requieren un mayor grado de contención y aislamiento a mayores profundidades.
• Residuos de actividad alta (HLW): Residuos con grandes cantidades de radionucleidos de período largo que deben almacenarse en formaciones geológicas profundas y estables, generalmente a varios cientos de metros o más por debajo de la superficie.

Consecuencias ecológicas y para la salud humana

La contaminación radiactiva es un peligro potencial para los organismos vivos y genera 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).

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 cuyo primer daño se sufren náuseas y caída del cabello. La franja que oscila entre 2 y 5 Sv se considera la más grave e incluye sangrado, úlceras y riesgo de muerte; los valores superiores a 5 Sv implican la muerte inmediata. Si la radiación, igualmente, se recibe en pequeñas dosis durante largos períodos 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 la exposición prolongada y el riesgo de cáncer (aunque no existe una relación dosis-respuesta muy clara para establecer límites claros de exposición).

La información disponible sobre el efecto de la radiación natural de fondo con respecto a la contaminación antropogénica en la vida 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 dependiendo de factores ambientales como la estacionalidad. Los fenómenos de bioacumulación, bioconcentración y biomagnificación radiactivos, sin embargo, son especialmente conocidos a nivel del mar. Son causados ​​por el reclutamiento y la retención de radioisótopos por parte de bivalvos, crustáceos, corales y fitoplancton, que luego ascendieron al resto de la cadena alimentaria en factores de concentración bajos.

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 debe reconsiderarse para especies longevas con baja capacidad reproductiva.

Las pruebas de radiación en organismos modelo que determinan los efectos de alta radiación en animales y plantas son:

• Aberraciones cromosómicas.
• Daño en el ADN.
• Cáncer, particularmente leucemia.
• Leucopenia.
• Reducción del crecimiento.
• Deficiencias reproductivas: esterilidad, reducción de la fecundidad y aparición de anomalías en el desarrollo o reducción de la viabilidad de la descendencia
• Reducción de la germinación de semillas.
• Tejidos quemados expuestos a la radiación.
• Mortalidad, incluida tanto la letalidad aguda como la reducción a largo plazo de la esperanza de vida.

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 hebras de ADN y producen daño genético, induciendo una nueva lisis y la posterior muerte celular.

Su acción sobre los virus, por otro lado, da como resultado ácidos nucleicos dañados e inactivación viral. Tienen un umbral sensorial que oscila entre 1000 y 10 000 Gy (rango que ocupan la mayoría de los organismos biológicos) que disminuye al aumentar el tamaño del genoma.

Biorremediación bacteriana

La transformación bioquímica de radionúclidos en isótopos estables por especies bacterianas difiere significativamente del metabolismo de compuestos orgánicos provenientes de fuentes de carbono. Son formas radiactivas altamente energéticas que pueden convertirse indirectamente mediante el proceso de transferencia de energía microbiana.

Los radioisótopos pueden transformarse directamente a través de cambios en el estado de valencia actuando como aceptores o como cofactores de las enzimas. También pueden ser transformados indirectamente por agentes reductores y oxidantes producidos por microorganismos que provocan cambios en el pH o potencial redox. Otros procesos incluyen la precipitación y la formación de complejos de tensioactivos 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.

Bioreducción

Según el elemento radiactivo y las condiciones específicas del sitio, las bacterias pueden inmovilizar enzimáticamente los radionúclidos directa o indirectamente. Su potencial redox es aprovechado por algunas especies microbianas para realizar reducciones que alteran la solubilidad y por tanto, la movilidad, biodisponibilidad y radiotoxicidad. Esta técnica de tratamiento de residuos llamada 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.

La reducción enzimática directa es el cambio de radionúclidos de un estado de oxidación superior a uno inferior 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 donantes de electrones en la respiración anaeróbica.

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 del complejo formiato hidrogenoliasa, también colocado en este compartimiento de celdas.

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.

El fenómeno de la reducción enzimática indirecta es llevado a cabo por bacterias reductoras de sulfato y reductoras de metales disímiles en las reacciones de excreción de metabolitos y productos de descomposición. 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 radionúclidos, 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 una mayor solubilidad de los radionucleidos contaminantes y su biolixiviación (como residuos líquidos que luego pueden ser valorizados).

Hay varias especies de microorganismos reductores que producen agentes secuestrantes indirectos y quelantes específicos, como los sideróforos. Estos agentes secuestrantes son cruciales en la formación de complejos de radionúclidos 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. Pseudomonas aeruginosatambién segrega agentes quelantes que se encuentran con el uranio y el torio cuando se cultivan en un medio con estos elementos. En general, también se ha encontrado que los sideróforos de enterobactina son extremadamente efectivos para solubilizar óxidos de actínidos de plutonio.

Complejos de citrato

El citrato es un quelante que se une a ciertos metales de transición y actínidos radiactivos. Con citrato y radionucleidos se pueden formar complejos estables como bidentados, tridentados (ligandos con más de un átomo unido) y complejos polinucleares (con varios átomos radiactivos), que reciben una acción microbiana. Anaerobiamente, 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 ciclo. el proceso.Sin embargo, en condiciones aeróbicas y desnitrificantes, se ha determinado que no es posible reducir o degradar estos complejos de uranio. La biorreducción no tiene cabeza cuando son complejos de citrato complejos mixtos de metales o cuando son complejos tridentados, monoméricos o polinucleares, ya que se vuelven recalcitrantes y persistentes en el medio ambiente. A partir de este conocimiento existe un sistema que combina la degradación del complejo radionúclido-citrato con la posterior fotodegradación del uranil-citrato reducido remanente (anteriormente no biodegradado pero sensible a la luz), lo que permite precipitados estables de uranio y también de torio, estroncio o cobalto a partir de tierras contaminadas.

Biosorción, bioacumulación y biomineralización

El conjunto de estrategias que comprenden la biosorción, la bioacumulación y la biomineralización están íntimamente relacionadas entre sí, ya que de una forma u otra tienen un contacto directo entre la célula y el radionúclido. Estos mecanismos se evalúan con precisión utilizando tecnologías de análisis avanzadas como la microscopía electrónica, la difracción de rayos X y las espectroscopias de rayos X, EXAFS y XANES.

La biosorción y la bioacumulación son dos acciones metabólicas que se basan en la capacidad de concentrar radionúclidos en mil veces la concentración del medio ambiente. Consisten en la complejación de residuos radiactivos con fosfatos, compuestos orgánicos y sulfitos para que se vuelvan insolubles y menos expuestos a la radiotoxicidad. Son particularmente útiles en biosólidos para fines agrícolas y enmiendas del suelo, aunque se desconocen la mayoría de las propiedades de estos biosólidos.

El método de biosorción se basa en el secuestro pasivo de radioisótopos cargados positivamente por lipopolisacáridos (LPS) en la membrana celular (cargada negativamente), ya sea de bacterias vivas o muertas. Su eficacia está directamente relacionada con el aumento de temperatura y puede durar horas, siendo un método mucho más rápido que la biorreducción directa. Se produce mediante la formación de limos y cápsulas, y con preferencia por la unión a los grupos fosfato y fosforilo (aunque también se da con los 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.

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 gran cantidad de biomasa para afectar la biorremediación; presenta problemas de saturación y otros cationes que compiten por unirse a la superficie bacteriana.

La bioacumulación se refiere a la absorción de radionúclidos en la célula, donde son retenidos por complejaciones con componentes intracelulares cargados negativamente, precipitación o formación de gránulos. A diferencia de la biosorción, este es un proceso activo: depende de un sistema de transporte dependiente de energía. Algunos metales o radionúclidos pueden ser absorbidos por las bacterias accidentalmente debido a su similitud con los elementos de la dieta en las rutas metabólicas. Varios radioisótopos de estroncio, por ejemplo, se reconocen como análogos de calcio y se incorporan dentro de Micrococcus luteus. 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).

Además, la biomineralización —también conocida como bioprecipitación— es la precipitación de radionúclidos 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. 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) que precipitan con ion uranilo (UO ₂) y causar la deposición de minerales policristalinos alrededor de la pared celular. Serratia también forma biopelículas que favorecen la precipitación de chernikovita (rica en uranio) y adicionalmente, eliminan hasta un 85% de cobalto-60 y un 97% de cesio-137 por sustitución protónica de este mineral. En general, la biomineralización es un proceso en el que las células no tienen limitaciones de saturación y pueden acumular hasta varias veces su propio peso en forma de radionúclidos precipitados.

Las investigaciones de aislados 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.

Bioestimulación y bioaumentación

Además de la biorreducción, la biosorción, la bioacumulación y la biomineralización, que son estrategias bacterianas para la atenuación natural de la contaminación radiactiva, también existen métodos humanos que aumentan la eficiencia o la 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: bioestimulación y bioaumentación.

La bioestimulación es la adición de nutrientes con oligoelementos, donantes de electrones o aceptores de electrones para estimular la actividad y el crecimiento de las comunidades microbianas autóctonas naturales. Puede variar desde una simple fertilización o infiltración (llamada bioestimulación pasiva) hasta inyecciones más agresivas en el suelo, y se usa ampliamente en los sitios del DOE de EE. UU. El nitrato se utiliza como nutriente para bioestimular la reducción de uranio, ya que sirve como aceptor de electrones energéticamente muy favorable para las bacterias reductoras de metales. Sin embargo, muchos de estos microorganismos (Geobacter, Shewanella o Desulfovibrio) presentan genes de resistencia a los metales pesados ​​que limitan su capacidad para biorremediar radionúclidos. En estos casos particulares, se añade al medio una fuente de carbono como el etanol para favorecer la reducción de nitrato primero y luego de 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 radionúclidos, que producen biopelículas y logran disminuir casi un 90% la concentración de uranio radiactivo.

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 reacciones químicas de la comunidad microbiana.

La bioaumentación, por otro lado, es la adición deliberada al medio ambiente de microorganismos con características deseadas para acelerar la conversión metabólica bacteriana de los desechos radiactivos. A menudo se agregan cuando las especies necesarias para la biorremediación no existen en el lugar de tratamiento. 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 de manera efectiva a través de las complejas estructuras geológicas de la mayoría de los ambientes subterráneos o que puedan competir a largo plazo con la microbiota autóctona.

Ingeniería genética y ómica

Las ómicas, especialmente la genómica y la proteómica, permiten identificar y evaluar genes, proteínas y enzimas implicados en la biorremediación con radionúclidos, además de las interacciones estructurales y funcionales que existen entre ellos y otros metabolitos. La secuenciación del genoma de varios microorganismos ha descubierto, por ejemplo, que Geobacter sulfurreducens posee más de 100 regiones codificantes para citocromos de tipo c involucrados en la biorremediación de radionúclidos, o que el gen NiCoT se sobreexpresa significativamente en Rhodopseudomonas palustris y Novosphingobium aromaticivorans cuando se cultivan en un medio con cobalto radiactivo.

A partir de esta información, se están desarrollando diferentes técnicas de ingeniería genética y ADN recombinante para generar bacterias específicas para la biorremediación. Algunas construcciones expresadas en especies microbianas son fitoquelatinas, polihistidinas y otros polipéptidos mediante dominios de unión por fusión a proteínas ancladas a la membrana externa. Algunas de estas cepas modificadas genéticamente se derivan de Deinococcus radiodurans, uno de los organismos más resistentes a la radiación. D. radioduranses capaz de resistir el estrés oxidativo y el daño del ADN por la 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 conseguido que también pueda precipitar fosfatos de uranilo y degradar mercurio utilizando tolueno como fuente de energía para cultivar y estabilizar otros radionucleidos prioritarios.

La evolución dirigida de proteínas bacterianas relacionadas con la biorremediación de radionúclidos también es una investigación de campo. La enzima YieF, por ejemplo, cataliza naturalmente la reducción de cromo con una amplia gama de sustratos. Sin embargo, siguiendo la ingeniería de proteínas, también ha podido participar en la reducción del ion uranilo.

Biorremediación de plantas

El uso de plantas para eliminar contaminantes del medio ambiente o hacerlos menos dañinos se denomina fitorremediación. En el caso de los radionúclidos, es una tecnología viable cuando los tiempos de descontaminación son largos y los residuos se encuentran dispersos en bajas concentraciones.

Algunas especies de plantas son capaces de transformar el estado de los radioisótopos (sin sufrir toxicidad) concentrándolos en diferentes partes de su estructura, haciéndolos precipitarse por las raíces, volviéndolos volátiles o estabilizándolos en el suelo. Al igual que en las bacterias, los procedimientos de ingeniería genética vegetal y la bioestimulación —llamada fitoestimulación— han mejorado y acelerado estos procesos, particularmente en lo que respecta a las plantas de rápido crecimiento. El uso de Agrobacterium rhizogenes, por ejemplo, está bastante extendido y aumenta significativamente la absorción de radionúclidos por las raíces.

Fitoextracción

En la fitoextracción (también fitoacumulación, fitosesecuestro o fitoabsorción) las plantas transportan residuos radiactivos desde el sistema radicular hasta el tejido vascular y se concentran en la biomasa de los brotes. Es una técnica que elimina 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 radionúclidos por m, y se ha demostrado que atrae cesio-137, estroncio-90, tecnecio-99, cerio-144, plutonio-240, americio-241, neptunio-237 y varios radioisótopos de torio y radio. Por el contrario, requiere una gran producción de biomasa en cortos periodos de tiempo.

Especies como el brezo común o los amarantos son capaces de concentrar cesio-137, el radionúclido 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 cultivo. De la misma manera, el bok choy y las hojas de mostaza pueden concentrar 100 veces más uranio que otras especies.

Rizofiltración

La rizofiltración es la adsorción y precipitación de radionúclidos en las raíces de las plantas o la absorción de los mismos si son solubles en los efluentes. Tiene gran eficacia 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, pero debe tener un control continuo y riguroso del pH para que sea un proceso óptimo.

A partir de este proceso se han diseñado unas estrategias basadas en secuencias de balsas con flujo lento de agua para limpiar aguas contaminadas con radionúclidos. Los resultados de estas instalaciones, para caudales de 1000 litros de efluente, son de una retención de radiación del orden del 95% en la primera balsa (por plantas y lodos), y superior al 99% en sistemas de tres bases.

Las plantas más prometedoras para la rizofiltración son los girasoles. Son capaces de eliminar hasta el 95% del uranio del agua contaminada en 24 horas, y los experimentos en Chernobyl han demostrado que pueden concentrar en 55 kg de peso seco de la planta toda la radiactividad de cesio y estroncio de un área de 75 m (material estabilizado apta para su transferencia a un depósito de residuos nucleares).

Fitovolatilización

La fitovolatilización implica la captura y posterior transpiración de radionúclidos a la atmósfera. No elimina los contaminantes, pero los libera en forma volátil (menos dañina). A pesar de no tener demasiadas aplicaciones para residuos radiactivos, es muy útil para el tratamiento del tritio, ya que aprovecha la capacidad de las plantas para transpirar enormes cantidades de agua.

El tratamiento aplicado al tritio (protegido por el aire casi no produce exposición a la radiación externa, pero su incorporación en el agua presenta un peligro para la salud cuando se absorbe en el cuerpo) utiliza efluentes contaminados para irrigar las freatofitas. Se convierte en un sistema de bajo costo de operación y bajo mantenimiento, con ahorros de alrededor del 30% en comparación con los métodos convencionales de bombeo y cubrimiento con asfalto.

Fitoestabilización

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 de raíces, y asegura que los desechos radiactivos no puedan dispersarse debido a la erosión o lixiviación del suelo. Es útil para controlar los relaves de las minas de uranio a cielo abierto y a cielo abierto, y garantiza la recuperación del ecosistema. Sin embargo, presenta importantes inconvenientes como la necesidad de grandes dosis de fertilizante para reforestar la zona, además de la permanencia de la fuente radiactiva (lo que implica un mantenimiento a largo plazo) en el mismo lugar.

Biorremediación fúngica

Varias especies de hongos tienen valores de resistencia radiactiva iguales o mayores que las bacterias más radiorresistentes; realizan procesos de micoremediación. Se informó que algunos hongos tenían la capacidad de crecer, alimentarse, generar esporas y descomponer piezas de grafito del reactor No. 4 destruido en la central nuclear de Chernobyl, que está contaminado con altas concentraciones de radionúclidos de cesio, plutonio y cobalto. Se les llamó hongos radiotróficos.

Desde entonces, se ha demostrado que algunas especies de Penicillium, Cladosporium, Paecilomyces y Xerocomus son capaces de utilizar la radiación ionizante como energía gracias a las propiedades electrónicas de las melaninas. En su alimentación bioacumulan radioisótopos, creando problemas en las paredes de hormigón de los depósitos geológicos profundos. Otros hongos, como los hongos ostra, pueden biorremediar el plutonio-239 y el americio-241.

Formas de investigacion

La investigación actual sobre técnicas de biorremediación está bastante avanzada 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, la función de las micorrizas en los desechos radiactivos está mal descrita y no se conocen con certeza los patrones de secuestro de radionucleidos.

Se desconocen los efectos de longevidad de algunos procesos bacterianos, como el mantenimiento del uranio en forma insoluble debido a biorreducciones o biomineralizaciones. Tampoco hay detalles claros sobre la transferencia electrónica de algunos radionúclidos con estas especies bacterianas.

Otro aspecto importante es el cambio de procesos a escala ex situ o 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 para llevar a cabo una biorremediación eficiente con aniones, metales, compuestos orgánicos u otros radionúclidos quelantes que puedan competir con la captación de residuos radiactivos de interés. No obstante, en muchos casos la investigación se centra en la extracción de suelo y agua y su tratamiento biológico ex situ para evitar estos problemas.

Finalmente, 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 especies autóctonas. La investigación multidisciplinar 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 en el medio ambiente por la intrusión de especies transgénicas o invasoras.