Биоремедиация радиоактивных отходов - Bioremediation of radioactive waste

Биоремедиация радиоактивных отходов или же биоремедиация радионуклидов это приложение биоремедиация на основе использования биологических агентов бактерии, растения и грибы (натуральный или генетически модифицированный ) катализировать химические реакции которые позволяют обеззараживать участки, пораженные радионуклиды.[1] Эти радиоактивные частицы являются побочными продуктами, образующимися в результате деятельности, связанной с ядерная энергия и представляют собой загрязнение и радиотоксичность проблема (с серьезным здоровье и экологический последствия) из-за его нестабильного характера выбросы ионизирующего излучения.

Технологии биоремедиации экологических территорий как почва, воды и отложения загрязненные радионуклидами, разнообразны и в настоящее время рассматриваются как экологическая и экономическая альтернатива традиционным процедурам. Традиционные физико-химические стратегии основаны на извлечении отходов путем земляных работ и бурения с последующей транспортировкой на большие расстояния для их окончательного удержания. Эти работы и транспорт зачастую имеют неприемлемую оценку. затраты на эксплуатацию это может превышать триллион доллары в нас и 50 миллион фунты в Великобритания.[2]

Виды, участвующие в этих процессах, обладают способностью влиять на свойства радионуклидов, таких как растворимость, биодоступность и мобильность для ускорения его стабилизации. На его действие во многом влияют доноры электронов и акцепторы, питательная среда, комплексообразование радиоактивных частиц с материалом и факторы окружающей среды. Это меры, которые можно предпринять в отношении источника загрязнения (на месте ) или в контролируемых и ограниченных объектах, чтобы следовать биологический процесс точнее и совместить с другими системами (ex situ ).[3][4]

Зоны, загрязненные радиоактивностью

Основная статья: Радиоактивное загрязнение

Типология радионуклидов и загрязняющих отходов

Основная статья: Радиоактивные отходы

Присутствие радиоактивных отходов в окружающей среде может вызвать долгосрочные последствия из-за Мероприятия и период полураспада радионуклидов, что приводит к увеличению их воздействия со временем.[2] Эти частицы существуют в различных состояния окисления и находятся как оксиды, соосаждение, или как органический или же неорганический комплексы по своему происхождению и способам освобождения. Чаще всего они находятся в окисленной форме, что делает их более растворимыми в воде и, следовательно, более подвижными.[4] Однако, в отличие от органических загрязнителей, они не могут быть уничтожены и должны быть преобразованы в стабильную форму или извлечены из окружающей среды.[5]

Источники радиоактивности связаны не только с деятельностью человека. В естественная радиоактивность не исходит из человеческих источников: он покрывает до общей радиоактивности в мире и возникает во взаимодействии земных элементов с высокой энергией космические лучи (космогенные радионуклиды ) или в имеющихся материалах по земной шар с момента его образования (первичные радионуклиды ). В связи с этим существуют различия в уровнях радиоактивности по всему региону. земной коры. Индия и горы как Альпы относятся к районам с самым высоким уровнем естественной радиоактивности из-за их состава горные породы и песок.[6]

Наиболее частыми радионуклидами в почвах являются естественные радий-226 (226Ра), радон-222 (222Rn), торий-232 (232Th), уран-238 (238U) и калий-40 (40К). Калий-40 (до 88% от общей активности), углерод-14 (14C), радий-226, уран-238 и рубидий-87 (87Rb) находятся в океан воды. Более того, в грунтовые воды изобилуют радиоизотопами радиуса, такими как радий-226 и радий-228 (228Ра).[7][8] Они также привычны в строительные материалы радионуклиды урана, тория и калия (последние общие для дерево ).[8]

В то же время, антропогенные радионуклиды (вызванные людьми) связаны с термоядерные реакции в результате взрывы и ядерное оружие испытания, выписки из ядерные объекты, аварии, связанные с переработкой коммерческих топливо, хранение отходов этих процессов и, в меньшей степени, ядерная медицина.[9] Некоторые загрязненные этими радионуклидами участки являются США DOE объекты (например, Хэнфорд сайт ), Чернобыль и Фукусима зоны отчуждения и пораженный участок Челябинская область из-за Кыштымская катастрофа.

В океанических водах наличие тритий (3ЧАС), цезий-137 (137Cs), стронций-90 (90Sr), плутоний-239 (239Pu) и плутоний-240 (240Pu) значительно увеличился из-за антропогенных причин.[10][11] В почвах, технеций-99 (99Tc), углерод-14, стронций-90, кобальт-60 (60Co), йод-129 (129Я), йод-131 (131Я), америций-241 (241Являюсь), нептуний-237 (237Np) и различные формы радиоактивного плутония и урана являются наиболее распространенными радионуклидами.[2][8][9]

Частота встречаемости отдельных радионуклидов в США DOE удобства
Грунтовые водыПочвы / отложения
Источник: Министерство энергетики США, Правительство США (1992)[12]

Классификация радиоактивных отходов, установленная Международное агентство по атомной энергии (МАГАТЭ) различает шесть уровней в соответствии с эквивалентная доза, специфическая деятельность, высокая температура выпущен и период полураспада радионуклидов:[13]

  • Освобожденные отходы (EW): Отходы, отвечающие критериям исключения из регулирующего контроля в целях радиационной защиты.
  • Очень короткоживущие отходы (VSLW): Отходы с очень коротким периодом полураспада (часто используются в исследовательских и медицинских целях), которые могут храниться в течение ограниченного периода до нескольких лет, а затем освобождены от регулирующего контроля.
  • Очень низкоактивные отходы (ОНАО): Отходы, как почва и щебень (с низким уровнем концентрации активности), которые также могут содержать другие опасные отходы.
  • Низкоактивные отходы (НАО): Отходы, превышающие допустимые уровни очистки, требующие надежной изоляции и локализации на период до нескольких сотен лет и подходящие для захоронения в специально спроектированных приповерхностных сооружениях. НАО включают короткоживущие радионуклиды с более высокими уровнями концентрации активности, а также долгоживущие радионуклиды, но только с относительно низкими уровнями концентрации активности.
  • Промежуточные отходы (СОО): Отходы с долгоживущими радионуклидами, требующие большей степени локализации и изоляции на больших глубинах.
  • Высокоактивные отходы (ВАО): Отходы с большим количеством долгоживущих радионуклидов, которые необходимо хранить в глубоком, стабильном геологические образования обычно несколько сотен метров и более под поверхностью.

Последствия для экологии и здоровья человека

Радиоактивное загрязнение представляет собой потенциальную опасность для живых организмов и приводит к внешним опасностям, связанным с источниками излучения вне тела, и внутренним опасностям в результате включения радионуклидов внутрь организма (часто вследствие вдыхание частиц или проглатывание из зараженная еда ).[14]

У человека разовые дозы от 0,25 Sv произвести первые аномалии в размере лейкоциты. Этот эффект усиливается, если поглощенная доза составляет от 0,5 до 2 Зв, при первом повреждении тошнота и потеря волос страдают. Полоса от 2 до 5 Зв считается самой серьезной и включает кровотечение, язвы и риск смерть; значения, превышающие 5 Зв, влекут немедленную смерть.[14] Аналогичным образом, если радиация принимается в малых дозах в течение длительного времени, последствия могут быть столь же серьезными. Трудно количественно оценить влияние на здоровье доз ниже 10. мЗв, но было показано, что существует прямая связь между длительным воздействием и рак риск (хотя не существует очень четкой зависимости доза-реакция для установления четких пределов воздействия).[15]

Имеющаяся информация о влиянии естественного радиационного фона в отношении антропогенного загрязнения на дикая природа встречается редко и относится к очень немногим видам. На основе имеющихся данных очень сложно оценить общие дозы, которые могут накапливаться на определенных этапах жизненный цикл (эмбриональное развитие или репродуктивного возраста), в изменении поведение или в зависимости от факторы окружающей среды Такие как сезонность.[16] Явления радиоактивного биоаккумуляция, биоконцентрация и биомагнификация, однако, особенно известны на уровне моря. Они вызваны набором и удержанием радиоизотопов двустворчатые моллюски, ракообразные, кораллы и фитопланктон, который затем составил остальную часть пищевая цепочка при низких факторах концентрации.[17]

Радиобиологический литература и МАГАТЭ установить безопасный предел поглощенной дозы 0,001 Гр /d за наземные животные и 0,01 Гр / сут для растения и морская биота, хотя этот предел следует пересмотреть для долгоживущих видов с низкой репродуктивной способностью.[18]

1909 исследование, в котором влияние радиоактивного радия на люпины Показано. Радиологическая активность была одинаковой для всех саженцы, но не продолжительность воздействия (по убыванию слева направо, четвертый как контроль ). Те, кто подвергались более длительному воздействию, получили больший ущерб и более высокий рост и прорастание недостатки.[19]

Радиационные испытания в модельные организмы которые определяют воздействие высокой радиации на животных и растения:[18]

Влияние радиоактивности на бактерии даны, как в эукариоты, к ионизация воды и производство активные формы кислорода. Эти соединения мутируют Нити ДНК и производить генетическое повреждение, побуждая вновь лизис и последующие смерть клетки.[20][21]

С другой стороны, его действие на вирусы приводит к повреждению нуклеиновые кислоты и вирусная инактивация.[22] У них есть сенсорный порог в диапазоне от 1000 до 10000 Гр (диапазон, охватывающий большинство биологических организмов), который уменьшается с увеличением размер генома.[23]

Бактериальная биоремедиация

Биохимическое превращение радионуклидов в стабильные изотопы путем виды бактерий существенно отличается от метаболизма органические соединения поступающие из источников углерода. Это высокоэнергетические радиоактивные формы, которые могут косвенно преобразовываться в процессе микробной передача энергии.[1]

Радиоизотопы могут быть преобразованы напрямую через изменения в валентное состояние действуя как акцепторы или действуя как кофакторы к ферменты. Они также могут быть преобразованы косвенно сокращение и окислители производятся микроорганизмами, вызывающими изменения в pH или же окислительно-восстановительный потенциал. Другие процессы включают осадки и комплексирование поверхностно-активные вещества, или же хелатирующие агенты связывающиеся с радиоактивными элементами. С другой стороны, вмешательство человека может улучшить эти процессы за счет генная инженерия и омики, или путем инъекции микроорганизмов или питательные вещества в зону обработки.[1][5]

Биоредукция

Основная статья: Биотрансформация

В зависимости от радиоактивного элемента и конкретных условий на месте бактерии могут ферментативно иммобилизовать радионуклиды прямо или косвенно. Их окислительно-восстановительный потенциал используется некоторыми видами микробов для сокращения, которое изменяет растворимость а значит, мобильность, биодоступность и радиотоксичность. Этот метод обработки отходов, называемый биовосстановлением или ферментативной биотрансформацией, очень привлекателен, потому что его можно проводить в мягких для окружающей среды условиях, не образуются опасные вторичные отходы и есть потенциал в качестве решения для различных видов отходов.[4]

Изображение прямого ферментативного восстановления. Микроорганизмы используют органические соединения в качестве лактат, ацетат или же форматировать в качестве доноры электронов уменьшить и оставить радионуклиды в нерастворимой форме.[2]

Прямое ферментативное восстановление - это изменение радионуклидов с более высокой степенью окисления на более низкую, производимое факультативный и облигатные анаэробы. Радиоизотоп взаимодействует с сайтами связывания метаболически активных клеток и используется в качестве терминальный акцептор электронов в электронная транспортная цепь где такие соединения, как этиллактат вести себя как доноры электронов под анаэробное дыхание.[4]

В периплазма играет очень важную роль в этих биовосстановлениях. В сокращении уран (VI) в нерастворимый уран (IV), полученный Shewanella putrefaciens, Desulfovibrio vulgaris, Desulfovibrio desulfuricans и Геобактер серы, активность периплазматических цитохромы необходимо. Уменьшение технеций (VII) в технеций (IV), производимый С. putrefaciens, Г. сераreducens, D. desulfuricans, Geobacter Metallireducens и кишечная палочка, с другой стороны, требует наличия комплекса формиат гидрогенлиаза, также помещенный в этот отсек для кюветы.[2]

Прочие радиоактивные актиниды Такие как торий, плутоний, нептуний и америций ферментативно восстанавливаются Родоферакс ферриредусенс, С. putrefaciens и несколько видов Геобактер, и непосредственно образуют нерастворимый минеральная фаза.[2]

Явление непрямого ферментативного восстановления осуществляется сульфатредуцирующий и диссимиляционные металлоредуцирующие бактерии на выделение реакции метаболиты и продукты распада. Есть соединение окисление из органические кислоты - образуется в результате выделения этих гетеротрофные бактерии - с уменьшением утюг или другой металлы и радионуклиды, которые образуют нерастворимые соединения, которые могут выпадать в осадок в виде окись и гидроксид минералов. В случае сульфатредуцирующих бактерий образуется сероводород, способствующий повышенной растворимости загрязняющих радионуклидов и их биовыщелачивание (в виде жидких отходов, которые затем можно утилизировать).[2][4]

Существует несколько видов редуцирующих микроорганизмов, производящих непрямые секвестрирующие агенты и конкретные хелаторы, Такие как сидерофоры. Эти связывающие агенты имеют решающее значение в комплексообразовании радионуклидов и повышении их растворимости и биодоступности. Microbacterium flavescens, например, растет в присутствии радиоизотопов, таких как плутоний, торий, уран или америций, и производит органические кислоты и сидерофоры, которые способствуют растворению и мобилизации радионуклидов через почву. Похоже, что сидерофоры на поверхности бактерий также могут способствовать проникновению этих элементов внутрь клетки. Синегнойная палочка также выделяет хелатирующие агенты, которые встречаются с ураном и торием при выращивании в среде с этими элементами. В целом также было обнаружено, что энтеробактин Сидерофоры чрезвычайно эффективны при растворении актиноидных оксидов плутония.[2][4]

Цитратные комплексы

Цитрат хелатор, который связывается с определенными переходные металлы и радиоактивные актиниды. Стабильные комплексы, такие как двузубый, трезубец (лиганды с более чем одним связанным атомом) и полиядерные комплексы (с несколькими радиоактивными атомами) могут быть образованы с цитратом и радионуклидами, которые обладают микробным действием. Анаэробно, Desulfovibrio desulfuricans и виды родов Shewanella и Clostridium способны восстанавливать бидентатные комплексы уранил-цитрат (VI) в уранилцитрат (IV) и заставляют их выпадать в осадок, несмотря на то, что они не могут расщеплять метаболически комплексный цитрат в конце процесса.[2] Однако в условиях денитрификации и аэробных условий было определено, что восстановление или разложение этих урановых комплексов невозможно. Биовосстановление не имеет смысла, когда они представляют собой смешанные комплексы металлов цитратного комплекса или когда они представляют собой тридентатные, мономерные или полиядерные комплексы, поскольку они становятся непокорный и стойкий в окружающей среде.[4][24] На основании этих знаний существует система, сочетающая разложение радионуклидно-цитратного комплекса с последующим фотодеградация оставшегося восстановленного уранилцитрата (ранее не разлагался, но чувствителен к свет ), что позволяет получать стабильные осадки урана, а также тория, стронция или кобальта с загрязненных земель.[4]

Биосорбция, биоаккумуляция и биоминерализация

Стратегии биосорбции, биоаккумуляции и биоминерализации с определенной ролью для каждого клеточного компартмента.[3]
Основные статьи: Биосорбция, Биоаккумуляция, и Биоминерализация

Набор стратегий, которые включают биосорбцию, биоаккумуляцию и биоминерализацию, тесно связаны друг с другом, потому что так или иначе имеют прямой контакт между клеткой и радионуклидом. Эти механизмы точно оцениваются с использованием передовых технологий анализа, таких как электронная микроскопия, дифракция рентгеновских лучей и КСАНЕС, EXAFS и Рентгеновские спектроскопии.[1][25]

Биосорбция и биоаккумуляция - это два метаболических действия, основанных на способности концентрировать радионуклиды в тысячу раз больше, чем в окружающей среде. Они состоят из комплексообразования радиоактивных отходов с фосфаты, органические соединения и сульфиты так что они становятся нерастворимыми и менее подверженными радиотоксичности. Они особенно полезны в биологические твердые вещества за сельскохозяйственный цели и поправки на почву, хотя большинство свойств этих твердых биологических веществ неизвестны.[26]

Метод биосорбции основан на пассивной секвестрации положительно заряженных радиоизотопов липополисахариды (LPS) на клеточная мембрана (отрицательно заряжены), живые или мертвые бактерии. Его эффективность напрямую связана с повышением температуры и может длиться часами, будучи гораздо более быстрым методом, чем прямое биовосстановление. Происходит за счет образования слизь и капсулы, и с предпочтением связывания с фосфат и фосфорил группы (хотя это также происходит с карбоксил, амин или же сульфгидрил группы). Фирмикуты и другие бактерии, такие как Citrobacter freudii обладают значительными биосорбционными способностями; Citrobacter делает это через электростатическое взаимодействие урана с фосфатами их ЛПС.[2][3]

Количественный анализ показывает, что в случае урана биосорбция может варьироваться в диапазоне от 45 до 615. миллиграммы на грамм клетки сухой вес. Однако это метод, который требует большого количества биомассы для воздействия на биоремедиацию; это представляет проблемы насыщенность и другие катионы, которые конкурируют за связывание с бактериальной поверхностью.[3]

Биоаккумуляция относится к поглощению радионуклидов клеткой, где они удерживаются за счет образования комплексов с отрицательно заряженными внутриклеточными компонентами, осаждения или гранулы образования. В отличие от биосорбции, это активный процесс: это зависит от энергозависимой транспортной системы.[нужна цитата ] Некоторые металлы или радионуклиды могут случайно поглощаться бактериями из-за их сходства с диетические элементы за метаболические пути. Несколько радиоизотопов стронций, например, признаны аналогами кальций и включены в Micrococcus luteus.[4] Уран однако не имеет известной функции и считается, что его проникновение внутрь клетки может быть связано с его токсичностью (он способен увеличивать проницаемость мембраны ).[3]

Черниковчанин и метаавтономный, радиоактивные минералы - результат возможной биоминерализации.

Кроме того, биоминерализация - также известная как биопреципитация - это осадки радионуклидов за счет образования микробных лигандов, что приводит к образованию стабильных биогенные минералы. Эти минералы играют очень важную роль в удержании радиоактивных загрязнителей. Участвует очень локализованная и продуцируемая ферментативно концентрация лиганда, которая обеспечивает сайт зарождения для начала биоминеральных осадков.[27] Это особенно актуально при осадках фосфатаза биоминералы, производные от активности, которые расщепляют молекулы, такие как глицерин фосфат на периплазма. В Citrobacter и Серратия родов, это расщепление высвобождает неорганические фосфаты (HPO42−), который осаждается с ионом уранила (UO22+) и вызвать отложение поликристаллические минералы вокруг клеточной стенки.[2][28] Серратия также формируют биопленки которые способствуют осаждению черниковита (богатого ураном) и, кроме того, удаляют до 85% кобальт-60 и 97% цезий-137 к замещение протона этого минерала.[25] В общем, биоминерализация - это процесс, при котором клетки не имеют ограничений по насыщению и могут накапливаться в несколько раз больше собственного веса в виде осажденных радионуклидов.[4]

Исследования наземных и морских бактериальных изолятов, принадлежащих к родам Aeromonas, Бациллы, Миксококк, Пантоя, Псевдомонады, Rahnella и Вибрион также продемонстрировали удаление радиоизотопов урана как фосфатных биоминералов в обоих ядовитый и аноксический условия роста.[25]

Биостимуляция и биоаугментация

Основные статьи: Биостимуляция и Биоаугментация
Эволюция старой винтовки UMTRA Сайт (Колорадо, нас ) с 1957 г. (вверху) по 2008 г. (внизу), в которых выполнялись задачи биостимуляции.[29]

Помимо биовосстановления, биосорбции, биоаккумуляции и биоминерализации, которые представляют собой бактериальные стратегии для естественного ослабления радиоактивного загрязнения, существуют также человеческие методы, которые увеличивают эффективность или скорость микробных процессов. Это ускоренное естественное ослабление включает в себя вмешательство в загрязненную территорию для повышения скорости преобразования радиоактивных отходов, которая, как правило, является медленной. Есть два варианта: биостимуляция и биоаугментация.[30]

Биостимуляция - это добавление питательных веществ с микроэлементы, доноры электронов или же акцепторы электронов стимулировать активность и рост естественных местный микробный сообщества.[4][30] Он может варьироваться от простого оплодотворение или инфильтрация (так называемая пассивная биостимуляция) до более агрессивных инъекций в землю, и широко используется при США DOE места.[26] Нитрат используется в качестве питательного вещества для биостимуляции снижения уран, потому что он служит очень энергетически выгодным акцептор электронов за металлредуцирующие бактерии. Однако многие из этих микроорганизмов (Геобактер, Shewanella или же Десульфовибрио ) выставлять гены устойчивости к тяжелые металлы которые ограничивают их способность к биологическому восстановлению радионуклидов. В этих конкретных случаях источник углерода, такой как этиловый спирт добавляется в среду, чтобы способствовать снижению сначала нитратов, а затем уран. Этанол также используется в системах закачки в почву с гидравлический рециркуляция: поднимает pH и способствует росту денитрификация и бактерии, уменьшающие радионуклиды, которые производят биопленки и добиться почти 90% снижения концентрации радиоактивного урана.[2]

Номер геофизический методы использовались для мониторинга эффектов испытаний биостимуляции in situ, включая измерение: спектральный потенциал ионизации, собственные потенциалы, плотность тока, комплексное удельное сопротивление а также моделирование реактивного транспорта (RTM), который измеряет гидрогеологический и геохимический параметры для оценки химических реакций микробного сообщества.[3]

С другой стороны, биоаугментатон - это преднамеренное добавление в окружающую среду микроорганизмов с желаемыми свойствами для ускорения бактериального метаболического преобразования радиоактивных отходов. Их часто добавляют, когда необходимые виды для биоремедиации отсутствуют в месте обработки.[4][30] В ходе полевых испытаний на протяжении многих лет этот метод показал, что он не дает лучших результатов, чем биостимуляция; также не ясно, что интродуцированные виды могут эффективно распространяться через сложные геологические структуры большинства подповерхностный среды или которые могут долгое время конкурировать с местной микробиотой.[1][26]

Генная инженерия и омикс

Дейнококк радиодуранс проявляет большой интерес к генная инженерия для биоремедиации радиоактивных отходов.
Основные статьи: Генная инженерия и Омикс

Омика, особенно геномика и протеомика, позволяют идентифицировать и оценивать гены, белки и ферменты участвуют в биоремедиации радионуклидов, помимо структурных и функциональных взаимодействий, существующих между ними и другими метаболитами. Секвенирование генома различных микроорганизмов обнаружил, например, что Геобактер серы обладают более чем 100 кодирующие области за цитохромы c-типа участвует в биоремедиации радионуклидов, или NiCoT ген значительно сверхэкспрессируется в Rhodopseudomonas palustris и Новосфингобиум ароматические при выращивании на среде с радиоактивными кобальт.[1][2]

Исходя из этой информации, различная генная инженерия и рекомбинантная ДНК разрабатываются методы создания конкретных бактерий для биоремедиации. Немного конструкции выражены в микробных видах фитохелатины, полигистидины и другие полипептиды к связывающие слияние домены к белкам, заякоренным на внешней мембране.[2] Некоторые из этих генетически модифицированных штаммов происходят от Дейнококк радиодуранс, один из самых радиационно-устойчивых организмов. D. Radiodurans способен противостоять окислительный стресс и Повреждение ДНК от радиации, и уменьшает технеций, уран и хром естественно тоже. Кроме того, за счет встраивания генов других видов было достигнуто, что он также может вызывать уранилфосфаты и унижает Меркурий используя толуол как источник энергии для роста и стабилизации других приоритетных радионуклидов.[1][3]

Направленная эволюция бактериальных белков, связанных с биоремедиацией радионуклидов, также является полевым исследованием. YieF фермент, например, естественным образом катализирует восстановление хром с очень широким диапазоном субстраты. Следующий белковая инженерия однако он также смог принять участие в ураниловый ион снижение.[31]

Биоремедиация растений

Основная статья: Фиторемедиация
Фиторемедиационные процессы. Радионуклиды не поддаются фитодеградации, а превращаются в более стабильные или менее токсичные формы.

Использование растений для удаления загрязняющих веществ из окружающей среды или уменьшения их вреда называется фиторемедиацией. В случае радионуклидов это жизнеспособная технология, когда время дезактивации велико, а отходы разбрасываются в низких концентрациях.[32][33]

Некоторые виды растений способны изменять состояние радиоизотопов (не подвергаясь токсичности), концентрируя их в различных частях своей структуры, заставляя их устремляться через корни, делая их летучими или стабилизируя их на земле. Как в бактериях, растение генная инженерия процедуры и биостимуляция, называемые фитостимуляция - улучшили и ускорили эти процессы, особенно в отношении быстрорастущие растения.[33] Использование Agrobacterium rhizogenes, например, довольно широко распространена и значительно увеличивает поглощение радионуклидов корни.[нужна цитата ]

Фитоэкстракция

Основная статья: Фитоэкстракция

При фитоэкстракции (также при фитоаккумуляции, фитосекестерации или фитоабсорбции)[34] заводы вывозят радиоактивные отходы из корневая система к сосудистая ткань и сосредоточиться в биомасса побегов. Это метод, который удаляет радионуклиды, не разрушая структуру почвы, с минимальным воздействием на плодородие почвы и действителен для больших территорий с низким уровнем радиоактивности. Его эффективность оценивается через коэффициент биоаккумуляции (BC) или полное удаление радионуклидов на м2, и доказано, что он привлекает цезий-137, стронций-90, технеций-99, церий-144, плутоний-240, америций-241, нептуний-237 и различные радиоизотопы торий и радий.[33] Напротив, для этого требуется большое производство биомассы за короткие периоды времени.[нужна цитата ]

Виды, подобные вереск обыкновенный или же амаранты способны концентрировать цезий-137, самый распространенный радионуклид в Чернобыльская зона отчуждения. В этом районе Украина, зелень горчицы может удалить до 22% среднего уровня активности цезия за один вегетационный период. Таким же образом бок Чой а зелень горчицы может концентрировать в 100 раз больше уран чем другие виды.[33]

Ризофильтрация

Подключенная система прудов на River Dearne (Англия ).
Основная статья: Ризофильтрация

Ризофильтрация - это адсорбция и осаждение радионуклидов корнями растений или их абсорбция, если они растворимы в сточных водах. Обладает большой эффективностью при лечении цезий-137 и стронций-90, особенно водоросли и водные растения, Такие как Кладофора и Элодея родов соответственно. Это наиболее эффективная стратегия технологий биоремедиации в водно-болотные угодья,[34] но должен иметь постоянный и строгий контроль pH чтобы сделать его оптимальным процессом.[нужна цитата ]

На основе этого процесса были разработаны некоторые стратегии, основанные на последовательностях пруды с медленным поток воды для очистки загрязненной радионуклидами воды. В результате этих устройств для потоков 1000 литров сточных вод сохраняется около 95% радиации в первом пруду (растениями и ил ) и более 99% в трехосновных системах.[33]

Наиболее перспективными установками для ризофильтрации являются: подсолнухи. Они способны удалить до 95% уран загрязненной воды за 24 часа, и эксперименты в Чернобыль продемонстрировали, что могут сконцентрироваться на 55 кг растений сухой вес вся радиоактивность цезия и стронция с площади 75 м2 (стабилизированный материал, пригодный для передачи в хранилище ядерных отходов).[33]

Фитоволатилизация

Основная статья: Фитоволатилизация

Фитоволатилизация предполагает улавливание и последующее испарение радионуклидов в атмосфера. Он не удаляет загрязнения, а выделяет их в летучей (менее вредной) форме. Несмотря на то, что радиоактивные отходы не так много приложений, он очень полезен для обработки тритий, потому что он использует способность растений выделять огромное количество воды.[33][34]

Обработка трития (защищенная воздухом почти не вызывает внешнего радиационного воздействия, но его попадание в воду представляет опасность для здоровья при попадании в организм) загрязненные сточные воды используются для орошать фреатофиты. Это становится системой с низкими эксплуатационными расходами и низкими эксплуатационными расходами, с экономией около 30% по сравнению с традиционными методами накачивание и покрытие с асфальт.[33]

Фитостабилизация

Основная статья: Фитостабилизация

Фитостабилизация - это особенно эффективная стратегия радиоактивного загрязнения, основанная на иммобилизации радионуклидов в почве под действием корней. Это может происходить путем адсорбции, абсорбции и осаждения в корневой зоне и гарантирует, что радиоактивные отходы не могут быть рассеяны, потому что эрозия почвы или же выщелачивание. Это полезно для контроля хвостов вскрышных и открытых урановых рудников и гарантирует извлечение экосистема.[33][34] Однако у него есть существенные недостатки, такие как большие дозы удобрение необходимо для восстановления лесного покрова, кроме радиоактивного источника (что подразумевает долгосрочное обслуживание), остающегося на том же месте.[нужна цитата ]

Биоремедиация грибков

Радиотрофные грибы рост был описан в реакторе 4 на Чернобыльская АЭС.
Основная статья: Mycoremediation

Некоторые виды грибов имеют значения радиоактивной устойчивости, равные или более высокие, чем у более радиорезистентных бактерий; они выполняют процессы mycoremediation. Сообщалось, что некоторые грибы обладают способностью расти, питаться, генерировать споры и разлагая кусочки графит из разрушенного реактор №4 на Чернобыльская АЭС, который загрязнен высокими концентрациями цезий, плутоний и кобальт радионуклиды. Они назывались радиотрофные грибы.[35]

С тех пор было показано, что некоторые виды Пенициллий, Кладоспорий, Paecilomyces и Ксерокомус умеют использовать ионизирующего излучения как энергия через электронные свойства меланины.[35][36] При питании они биоаккумулируют радиоизотопы, создавая проблемы на конкретный стены глубокие геологические хранилища.[37] Другие грибы, подобные вешенки может биовосстановить плутоний-239 и америций-241.[38]

Способы исследования

Текущие исследования методов биоремедиации достаточно продвинуты, и молекулярные механизмы, которые ими управляют, хорошо известны. Однако есть много сомнений в эффективности и возможных неблагоприятных последствиях этих процессов в сочетании с добавлением агрохимикаты. В почвах роль микориза о радиоактивных отходах плохо описана, а характер связывания радионуклидов точно не известен.[39]

Эффекты продолжительности жизни некоторых бактериальных процессов, таких как поддержание урана в нерастворимой форме из-за биовосстановления или биоминерализации, неизвестны. Нет четких подробностей о электронный перевод от некоторых радионуклидов с этими видами бактерий.[3]

Еще один важный аспект - смена ex situ или процессы лабораторного масштаба для их реального применения на месте, в котором неоднородность почвы и условия окружающей среды порождают дефицит воспроизводства оптимального биохимического статуса используемых видов, что снижает эффективность. Это подразумевает поиск наилучших условий для проведения эффективной биоремедиации с использованием анионов, металлов, органических соединений или других хелатирующих радионуклидов, которые могут конкурировать с поглощением представляющих интерес радиоактивных отходов.[2] Тем не менее, во многих случаях исследования сосредоточены на извлечении почвы и воды и ее извлечении. ex situ биологическая обработка, чтобы избежать этих проблем.[4]

Наконец, потенциал ГМО ограничено регулирующие органы с точки зрения обязанность и биоэтический вопросы. Их выпуск требует поддержки в зоне действия и сопоставимости с аборигенными видами. Междисциплинарные исследования направлены на более точное определение необходимых гены и белки установить новые свободная ячейка системы, которые могут избежать возможных побочных эффектов на окружающую среду из-за вторжения трансгенный или же инвазивные виды.[2]

Смотрите также

Рекомендации

  1. ^ а б c d е ж грамм Faison, B; Маккалоу, Дж; Хазен, ТС; Бенсон, С.М.; Пальмизано, А (2003). НАБИР Праймер (ред.). Биоремедиация металлов и радионуклидов: что это такое и как работает (PDF) (2-е издание. Редакция Национальная лаборатория Лоуренса Беркли ред.). Вашингтон: Министерство энергетики США.
  2. ^ а б c d е ж грамм час я j k л м п о п q Пракаш, Д; Габани, П; Chandel, A.K; Ronen, Z; Сингх О.В. (2013). «Биоремедиация: настоящая технология удаления радионуклидов из окружающей среды». Микробная биотехнология. Нью-Йорк. 6 (4): 349–360. Дои:10.1111/1751-7915.12059. ЧВК  3917470. PMID  23617701.
  3. ^ а б c d е ж грамм час Ньюсом, L; Моррис, К.; Ллойд, Дж. Р. (2014). «Биогеохимия и биоремедиация урана и других приоритетных радионуклидов». Химическая геология. 363: 164–184. Bibcode:2014ЧГео.363..164Н. Дои:10.1016 / j.chemgeo.2013.10.034.
  4. ^ а б c d е ж грамм час я j k л м Фрэнсис, А.Дж .; Нанчарайя, Ю. В. (2015). «9. Биоремедиация in situ и ex situ загрязненных радионуклидами почв на объектах ядерной энергетики и РОРМ». В Ван Велзене, L (ред.). Восстановление окружающей среды и восстановление загрязненных ядерных и нормативных площадок (PDF). Серия изданий Вудхеда по энергетике. Эльзевир. С. 185–236. Дои:10.1016 / B978-1-78242-231-0.00009-0. ISBN  978-1-78242-231-0.
  5. ^ а б Фрэнсис, А.Дж. (2006). Микробные превращения радионуклидов и восстановление окружающей среды посредством биоремедиации (PDF). Симпозиум на тему «Новые тенденции в науке и технологиях разделения». Мумбаи: Брукхейвенская национальная лаборатория.
  6. ^ Consejo de Seguridad Nuclear. Ministerio de Industria, Turismo y Comercio de España (ред.). "Radiación natural y искусственный" (Интернет) (на испанском). Получено 24 февраля 2016.
  7. ^ Варског, П; Стральберг, Э; Варског, A.T.S; Рааум, А (2003). Естественные радионуклиды в морской среде: обзор современных знаний с акцентом на район Северного моря (PDF). Кьеллер: Norse Decom AS. п. 7. ISBN  978-82-92538-01-2.
  8. ^ а б c Государственный университет Айдахо (ред.). «Радиоактивность в природе». Архивировано из оригинал (Интернет) 5 февраля 2015 г.. Получено 25 февраля 2016.
  9. ^ а б Ху, Q; Weng, J; Ван, Дж (2010). «Источники антропогенных радионуклидов в окружающей среде: обзор». Журнал экологической радиоактивности. Арлингтон. 101 (6): 426–437. Дои:10.1016 / j.jenvrad.2008.08.004. PMID  18819734.
  10. ^ Кэмпбелл, Дж. А. (1983). «44.4.1. Тритий» (Интернет). В Райли, Дж. П.; Честер, Р. (ред.). Химическая океанография. 8. Нью-Йорк: Academic Press. С. 111–117. ISBN  9781483219837.
  11. ^ Аояма, М; Хиросе, К. (2008). Радиометрическое определение антропогенных радионуклидов в морской воде. Радиоактивность в окружающей среде. 11. С. 137–162. Дои:10.1016 / S1569-4860 (07) 11004-4. ISBN  9780080449883. ISSN  1569-4860.
  12. ^ Райли, Р.Г .; Zachara, J.M; Воббер, Ф.Дж. (1992). «Химические загрязнители на землях Министерства энергетики и выбор загрязняющих смесей для научных исследований недр» (PDF). Управление энергетических исследований: 22. Дои:10.2172/10147081.
  13. ^ Венский международный центр (2009). Классификация радиоактивных отходов: общее руководство по безопасности (PDF). Серия норм безопасности МАГАТЭ. Вена: Международное агентство по атомной энергии. С. 5–6. ISBN  9789201092090. ISSN  1020-525X.
  14. ^ а б Шарма, Б.К .; Шарма, А; Шарма, М (2007). «Последствия радиоактивного загрязнения» (Интернет). В Шарма, Б.К. (ред.). Экологическая химия. Меерут: Кришна Пракашан СМИ. ISBN  9788182830127.
  15. ^ Бреннер, Д.Дж .; Кукла, R; Гудхед, Д.Т .; Холл, Э.Дж.; Лэнд, C.E (2003). «Риск рака, связанный с низкими дозами ионизирующего излучения: оценка того, что мы действительно знаем». PNAS. 100 (24): 13761–13766. Bibcode:2003ПНАС..10013761Б. Дои:10.1073 / pnas.2235592100. ISSN  1091-6490. ЧВК  283495. PMID  14610281.
  16. ^ Линсли, Г. (1997). «Радиация и окружающая среда: оценка воздействия на животных и растения» (PDF). Бюллетень МАГАТЭ.
  17. ^ Стюарт, Г. М.; Фаулер, S.W; Фишер, Н.С. (2011). «8. Биоаккумуляция радионуклидов серий U и Th в морских организмах». В Кришнасвами, S; Кокран, Дж. К. (ред.). Нуклиды серии U-Th в водных системах. Радиоактивность в окружающей среде. 13. Амстердам: Эльзевир. С. 269–305. Дои:10.1016 / S1569-4860 (07) 00008-3. ISBN  9780080564883. ISSN  1569-4860.
  18. ^ а б Барнтхаус, L.W (1995). Отделение наук об окружающей среде (ред.). «Действие ионизирующего излучения на наземные растения и животных: отчет семинара» (PDF) (4496). Теннесси: Министерство энергетики США. Архивировано из оригинал (PDF) на 2016-12-21. Получено 2016-05-21. Цитировать журнал требует | журнал = (помощь)
  19. ^ Гейгер, К.С. (1909). «Влияние лучей радия на некоторые жизненные процессы растений» (Djvu). Ежемесячный журнал Popular Science. Нью-Йорк. 74: 222–232.
  20. ^ Confalonieri, F; Зоммер, S (2011). «Устойчивость бактерий и архей к ионизирующему излучению». Journal of Physics: Серия конференций. Орсе. 261 (1): 012005. Bibcode:2011JPhCS.261a2005C. Дои:10.1088/1742-6596/261/1/012005.
  21. ^ Кельнер, А; Декстер Беллами, W; Stapleton, G.E; Зелле, М.Р. (1955). «Симпозиум по воздействию радиации на клетки и бактерии». Бактериологические обзоры. 19 (1): 22–24. Дои:10.1128 / MMBR.19.1.22-44.1955. ЧВК  180808. PMID  14363075.
  22. ^ Spectre, S; Джеффрис, Д. (1996). «18. Дезинфекция» (Интернет). В W.J Mahy, B; О Кранго, Х (ред.). Руководство по вирусологическим методам. Сан-Диего: Academic Press. С. 353–356. ISBN  9780080543581.
  23. ^ Лоуи, Р.Дж. (2005). «Ионизирующая радиация инактивации релевантных с медицинской точки зрения вирусов» (Интернет). In Gazsó, L.G .; Понта, C.C (ред.). Радиационная инактивация агентов биотерроризма. Научная серия НАТО. Серия I, Науки о жизни и поведении. 365. Будапешт: IOS Press. С. 175–186. ISBN  9781586034887. ISSN  1566-7693.
  24. ^ Фрэнсис, А.Дж. (2012). «6. Воздействие микроорганизмов на радионуклиды в загрязненных средах и отходах». В Пуансо, C; Geckeis, H (ред.). Поведение радионуклидов в окружающей природной среде: наука, значение и уроки для атомной промышленности. Серия изданий Вудхеда по энергетике. Издательство Вудхед. стр.161 –226. ISBN  9780857097194.
  25. ^ а б c Мартинес, Р.Дж .; Бизли, М.Дж .; Собецки П.А. (2014). «Восстановление металлов и радионуклидов с помощью фосфатов». Успехи в экологии. 2014: 1–14. Дои:10.1155/2014/786929.
  26. ^ а б c Hazen, T.C; Табак Х.Х. (2005). «Разработки в области биоремедиации почв и донных отложений, загрязненных металлами и радионуклидами: 2. Полевые исследования по биоремедиации металлов и радионуклидов». Обзоры в науках об окружающей среде и био / технологиях. 4 (3): 157–183. Дои:10.1007 / s11157-005-2170-y. ISSN  1572-9826. S2CID  129843161.
  27. ^ Вальтер, К; Гупта, Д.К. (2015). «2.3 Биоминерализация / биопреципитация» (Интернет). Радионуклиды в окружающей среде: влияние химического состава и поглощения растениями на миграцию радионуклидов. Швейцария: Спрингер. п. 178. ISBN  9783319221717.
  28. ^ Mackasie, L.E; Янг, П; Паттерсон-Бидл, М. (2004). «24. Бактериальное осаждение фосфатов металлов» (Интернет). В Valsami-Jones, E (ed.). Фосфор в экологических технологиях: принципы и применение. Интегрированная серия экологических технологий. Лондон: International Water Publishing. С. 553–557. ISBN  9781843390015.
  29. ^ Чанг, Y (2005). «Биостимуляция урановосстанавливающих микроорганизмов in situ на территории старой винтовки UMTRA» (Интернет). Докторские диссертации. Ноксвилл.
  30. ^ а б c Естественные и ускоренные исследования в области биоремедиации. Министерство энергетики США (ред.). «II. Цели программы и стратегия управления» (Интернет). Получено 14 мая 2015.
  31. ^ Матин, A.C (2006). Стэнфордский университет (ред.). «Разработка комбинаторных бактерий для биоремедиации металлов и радионуклидов» (PDF). Стэнфорд: Управление научной и технической информации Министерства энергетики США. Дои:10.2172/883649. Цитировать журнал требует | журнал = (помощь)
  32. ^ Willey, N; Коллинз, С. (2007). «Фиторемедиация почв, загрязненных радионуклидами». В Шоу, G (ред.). Радиоактивность в земной среде. 10. Эльзевир. С. 43–69. Дои:10.1016 / S1569-4860 (06) 10003-0. ISBN  9780080474892.
  33. ^ а б c d Кумар, Д; Вальтер, С., ред. (2014). «4. Методы фиторемедиации». Загрязнение радионуклидами и восстановление через растения. Ганновер: Springer. С. 9–14. ISBN  9783319076652.
  34. ^ а б Дадачева, Э; Касадеваль, А (2008). «Ионизирующее излучение: как грибы справляются, адаптируются и эксплуатируются с помощью меланина». Текущее мнение в микробиологии. 11 (6): 525–531. Дои:10.1016 / j.mib.2008.09.013. ЧВК  2677413. PMID  18848901.
  35. ^ Калац, П. (2001). «Обзор радиоактивности съедобных грибов». Пищевая химия. 75 (1): 29–35. Дои:10.1016 / S0308-8146 (01) 00171-6.
  36. ^ Фомина, М; Burford, E.P; М. Гадд, G (2006). «Грибковое растворение и преобразование минералов: значение для подвижности питательных веществ и металлов» (Интернет). В Gadd, G.M (ред.). Грибы в биогеохимических циклах. Издательство Кембриджского университета. С. 236–266. Дои:10.1017 / CBO9780511550522.011. ISBN  9780521845793.
  37. ^ Галанда, Д; Mátel, L; Strišovská, J; Дуланска, S (2014). «Mycoremediation: изучение фактора переноса для поглощения плутония и америция из земли». Журнал радиоаналитической и ядерной химии. Будапешт. 299 (3): 1411–1416. Дои:10.1007 / s10967-013-2909-9. ISSN  1588-2780. S2CID  96123551.
  38. ^ Zhu, Y.G; Шоу, Г. (2000). «Загрязнение почвы радионуклидами и возможное восстановление». Атмосфера. 41 (1–2): 121–128. Bibcode:2000Чмсп..41..121З. Дои:10.1016 / S0045-6535 (99) 00398-7. PMID  10819188.

внешняя ссылка

Библиотечные ресурсы о
Биоремедиация радиоактивных отходов