放射性廃棄物のバイオ修復

放射性廃棄物のバイオレメディエーションまたは放射性核種のバイオレメディエーションは、放射性核種によって汚染された場所の除染を可能にする化学反応を触媒するために、生物学的因子である細菌、植物、および真菌（天然または遺伝子組み換え）の使用に基づくバイオレメディエーションの応用です。^{[1]これらの放射性粒子は、}原子力エネルギーに関連する活動の結果として生成される副産物であり、電離放射線放出の不安定な性質のために、汚染および放射毒性の問題（深刻な健康および生態系への影響を伴う）を構成します。

放射性核種で汚染された土壌、水、堆積物などの環境領域のバイオ修復技術は多様であり、現在、従来の手順に代わる環境的かつ経済的な方法として確立されています。物理化学的な従来の戦略は、掘削と掘削による廃棄物の抽出と、その後の最終的な封じ込めのための長距離輸送に基づいています。これらの作業と輸送には、米国で1兆ドル、英国で5000万ポンドを超える可能性のある、受け入れがたい推定運用コストがかかることがよくあります。^[2]

これらのプロセスに関与する種は、放射性核種の溶解度、生物学的利用能、移動性などの特性に影響を与え、その安定化を促進する能力を持っています。その作用は、電子ドナーとアクセプター、栄養培地、放射性粒子と物質の複合体、環境要因によって大きく左右されます。これらは、汚染源（現場）または管理された限られた施設で実行できる対策であり、生物学的プロセスをより正確に追跡し、他のシステムと組み合わせることができます（現場外）。^{[3] [4]}

環境中に放射性廃棄物が存在すると、放射性核種の活動と半減期により長期的な影響が生じ、その影響は時間とともに増大する可能性がある。^[2]これらの粒子はさまざまな酸化状態で存在し、その起源と遊離方法に応じて、酸化物、共沈物、または有機または無機複合体として存在する。最も一般的なものは酸化された形で存在し、これにより水への溶解性が高くなり、移動性が高まる。^[4]ただし、有機汚染物質とは異なり、それらは破壊することができず、安定した形に変換するか、環境から抽出する必要がある。^[5]

放射能の発生源は人間の活動だけではない。自然放射能は人間の活動に由来するものではない。世界の放射能全体の4分の3を占め、その起源は地球上の元素と高エネルギー宇宙線の相互作用（宇宙線起源放射性核種）または地球形成以来存在する物質（原始放射性核種）にある。この点で、地球の地殻全体で放射能レベルに違いがある。インドやアルプス山脈などの山々は、岩石と砂で構成されているため、自然放射能レベルが最も高い地域に数えられる。^[6]

土壌中に最も多く存在する放射性核種は、天然ではラジウム226（²²⁶ Ra）、ラドン222（²²² Rn）、トリウム232（²³² Th）、ウラン238（²³⁸ U）、カリウム40（⁴⁰ K）である。カリウム40（全放射能の最大88%）、炭素14（¹⁴ C）、ラジウム226、ウラン238、ルビジウム87（^{87 Rb）は}海水中に存在する。さらに、地下水にはラジウム226やラジウム228（²²⁸ Ra）などの放射性同位体が豊富に含まれる。^{[7] [8]また、ウラン、トリウム、カリウム（}木材によく含まれる）の放射性核種は建材にもよく含まれる。^[8]

一方、人為起源放射性核種（人間が原因）は、爆発や核兵器実験による熱核反応、原子力施設からの放出、商用燃料の再処理に起因する事故、これらのプロセスからの廃棄物の保管、そして程度は低いが核医学によるものである。^[9]これらの放射性核種による汚染地域には、米国エネルギー省の施設（ハンフォードサイトなど）、チェルノブイリと福島の立ち入り禁止区域、およびクイシトイム原発事故によるチェリャビンスク州の被災地域などがある。

海水中では、トリチウム（³ H）、セシウム137（¹³⁷ Cs）、ストロンチウム90（⁹⁰ Sr）、プルトニウム239（²³⁹ Pu）、プルトニウム240（²⁴⁰ Pu）の存在が人為的原因により大幅に増加しています。^{[10] [11]}土壌では、テクネチウム99（⁹⁹ Tc）、炭素14、ストロンチウム90、コバルト60（⁶⁰ Co）、ヨウ素129（¹²⁹ I）、ヨウ素131（^1​​31 I）、アメリシウム241（²⁴¹ Am）、ネプツニウム237（²³⁷ Np）、およびさまざまな形態の放射性プルトニウムとウランが最も一般的な放射性核種です。^{[2] [8] [9]}

国際原子力機関（IAEA）が定めた放射性廃棄物の分類では、放射性核種の等価線量、比放射能、放出熱、半減期に応じて6つのレベルが区別されている。 ^[13]

• 免除廃棄物 (EW) : 放射線防護の目的で規制管理から除外される基準を満たす廃棄物。
• 極短寿命廃棄物 (VSLW) : 半減期が非常に短い廃棄物 (多くの場合、研究や医療目的で使用される)。最長数年までの限られた期間に保管し、その後は規制の対象から外すことができます。
• 極低レベル廃棄物 (VLLW) : 土壌や瓦礫などの廃棄物(放射能濃度が低い)。他の有害廃棄物も含まれている可能性があります。
• 低レベル廃棄物 (LLW) : 許容レベルを超えており、最長数百年にわたる強力な隔離と封じ込めを必要とし、人工地表近くの施設で処分するのに適した廃棄物。LLW には、放射能濃度が高い短寿命放射性核種と、放射能濃度が比較的低い長寿命放射性核種が含まれます。
• 中レベル廃棄物 (ILW) : 長寿命放射性核種を含む廃棄物で、より深い場所での高度な封じ込めと隔離が必要です。
• 高レベル廃棄物 (HLW) : 長寿命放射性核種を大量に含み、通常は地表から数百メートル以上深い安定した地層に保管する必要がある廃棄物。

放射能汚染は生物にとって潜在的な危険であり、体外の放射線源に関する外部危険と、放射性核種が体内に取り込まれることによる内部危険（多くの場合、粒子の吸入や汚染された食物の摂取による）をもたらします。^[14]

人間の場合、0.25 Sv以上の一回被ばくで白血球数にまず異常が生じる。この影響は吸収線量が 0.5～2 Sv の場合に顕著となり、最初の障害として吐き気や脱毛が生じる。2～5 Sv の範囲は最も深刻と考えられており、出血、潰瘍、死亡リスクなどが生じる。5 Sv を超えると即死となる。^[14]同様に、長期間にわたり少量の放射線を浴びた場合も、結果は同様に深刻となる可能性がある。10 mSv未満の被ばくによる健康影響を定量化することは難しいが、長期被ばくとがんリスクには直接的な関係があることが示されている（ただし、被ばくの明確な限度を定めるほどの明確な線量反応関係はない）。^[15]

人為的汚染に関する自然放射線の野生生物への影響に関する情報は少なく、非常に少数の種についてしか言及されていない。利用可能なデータから、ライフサイクルの特定の段階（胚の発達または生殖年齢）、行動の変化、または季節性などの環境要因に応じて蓄積される可能性のある総線量を推定することは非常に困難である。^{[16]しかし、放射能の}生体内蓄積、生体内濃縮、生体内増幅の現象は、特に海面で知られている。これらは、二枚貝、甲殻類、サンゴ、植物プランクトンによる放射性同位元素の補充と保持によって引き起こされ、低濃度係数で食物連鎖の残りの部分に蓄積される。^[17]

放射線生物学文献とIAEAは、陸生動物の吸収線量の安全限度を0.001 Gy / d 、植物と海洋生物の吸収線量の安全限度を0.01 Gy/dと定めているが、生殖能力が低く寿命の長い種についてはこの限度を再検討する必要がある。^[18]

動物や植物に対する高放射線の影響を調べるモデル生物を用いた放射線試験は以下の通りである。 ^[18]

• 染色体異常。
• DNA損傷。
• がん、特に白血病^[2 ]
• 白血球減少症。
• 成長の減少。
• 生殖機能不全：不妊、生殖能力の低下、発育異常の発生または子孫の生存能力の低下
• 種子の発芽率が低下します。
• 放射線にさらされて焼けた組織。
• 死亡率（急性致死率と寿命の長期短縮の両方を含む）。

細菌に対する放射能の影響は、真核生物の場合と同様に、水のイオン化と活性酸素種の生成によってもたらされる。これらの化合物はDNA鎖を変異させ、遺伝子損傷を引き起こし、新たな溶解とそれに続く細胞死を引き起こす。^{[20] [21]}

一方、ウイルスに対するその作用は、核酸の損傷とウイルスの不活性化をもたらす。^{[22]ウイルスの}感知閾値は1000～10,000 Gy（ほとんどの生物が感知できる範囲）で、ゲノムサイズが大きくなるにつれて低下する。^[23]

細菌種による放射性核種の安定同位体への生化学的変換は、炭素源由来の有機化合物の代謝とは大きく異なります。これらは高エネルギー放射性形態であり、微生物のエネルギー伝達プロセスによって間接的に変換できます。^[1]

放射性同位元素は、受容体として作用するか、酵素の補因子として作用することにより、原子価状態の変化を介して直接変換される可能性がある。また、微生物によって生成される還元剤および酸化剤によってpHまたは酸化還元電位の変化が引き起こされ、間接的に変換されることもある。その他のプロセスには、界面活性剤の沈殿および錯体形成、または放射性元素に結合するキレート剤が含まれる。一方、人間の介入により、遺伝子工学やオミクス、または治療部位への微生物または栄養素の注入によって、これらのプロセスを改善できる。^{[1] [5]}

放射性元素と特定の場所の条件に応じて、細菌は放射性核種を直接的または間接的に酵素的に固定化することができます。一部の微生物種は、その酸化還元電位を利用して還元を行い、溶解度、ひいては移動性、生物学的利用能、放射毒性を変化させます。この廃棄物処理技術はバイオ還元または酵素バイオ変換と呼ばれ、環境に優しい条件で実行でき、有害な二次廃棄物を生成せず、さまざまな種類の廃棄物の解決策としての可能性を秘めているため、非常に魅力的です。^[4]

直接酵素還元は、通性嫌気性菌および絶対嫌気性菌によって、より高い酸化状態の放射性核種をより低い酸化状態に変換する反応である。放射性同位体は代謝活性細胞の結合部位と相互作用し、嫌気呼吸下で乳酸エチルなどの化合物が電子供与体として働く電子伝達系における末端電子受容体として使用される。^[4]

ペリプラズムはこれらの生体還元において非常に重要な役割を果たしている。Shewanella putrefaciens、Desulfurovibrio vulgaris、Desulfuro desulfuricans、Geobacter sulfurreducensによるウラン(VI)の不溶性ウラン(IV)への還元では、ペリプラズムシトクロムの活性が必要である。一方、 S. putrefaciens、G. sulfurreducens、D. desulfuricans、Geobacter metallireducens、Escherichia coliによるテクネチウム(VII)のテクネチウム(IV)への還元には、この細胞区画に配置されている複合ギ酸水素リアーゼの存在が必要である。^[2]

トリウム、プルトニウム、ネプツニウム、アメリシウムなどの他の放射性アクチニドは、 Rhodoferax ferrireducens、S. putrefaciens 、およびいくつかの種のGeobacterによって酵素的に還元され、直接不溶性の鉱物相を形成します。^[2]

間接的な酵素還元現象は、硫酸還元菌と異化金属還元菌による代謝産物と分解産物の排泄反応によって起こる。これらの従属栄養細菌の排泄物によって生成される有機酸の酸化と鉄や他の金属、放射性核種の還元が結びつき、酸化物や水酸化物鉱物として沈殿する不溶性化合物が形成される。硫酸還元菌の場合、硫化水素が生成され、汚染放射性核種の溶解度の増加とそれらのバイオリーチング（回収可能な液体廃棄物として）を促進する。^{[2] [4]}

間接的な金属イオン封鎖剤や、シデロフォアなどの特異的なキレート剤を生成する還元微生物の種がいくつかある。これらの金属イオン封鎖剤は、放射性核種の錯体形成や、その溶解度と生体内利用能の向上に極めて重要である。例えば、 Microbacterium flavescensは、プルトニウム、トリウム、ウラン、アメリシウムなどの放射性同位元素の存在下で増殖し、土壌を通した放射性核種の溶解と移動を可能にする有機酸とシデロフォアを生成する。細菌表面のシデロフォアは、これらの元素が細胞内に侵入するのを促進する可能性もあるようだ。Pseudomonas aeruginosaも、これらの元素を含む培地で増殖すると、ウランとトリウムと反応するキレート剤を分泌する。一般に、エンテロバクチン シデロフォアは、プルトニウムのアクチニド酸化物の可溶化に非常に効果的であることもわかっている。^{[2] [4]}

クエン酸は、特定の遷移金属や放射性アクチニドに結合するキレート剤です。クエン酸と放射性核種は、微生物の作用を受けて、二座配位、三座配位（複数の原子が結合した配位子）、多核錯体（放射性原子が複数）などの安定した錯体を形成します。嫌気状態では、デスルフォビブリオ・デスルフリカンスや、シェワネラ属およびクロストリジウム属の種は、ウラニルクエン酸（VI）の二座配位錯体をウラニルクエン酸（IV）に還元して沈殿させることができますが、プロセスの最後に代謝的に錯体化したクエン酸を分解することはできません。^[2]しかし、脱窒および好気条件では、これらのウラン錯体を還元または分解することはできないことが判明しています。クエン酸錯体や混合金属錯体、三座配位、単量体、多核錯体の場合、生物還元は起こりません。環境中で扱いにくくなり、残留するからです。 ^{[4] [24]}この知識から、放射性核種とクエン酸錯体の分解と、それに続く残りの還元ウラニルクエン酸（以前は生物分解されなかったが光に敏感）の光分解を組み合わせたシステムが存在し、これにより汚染された土地からウランだけでなく、トリウム、ストロンチウム、コバルトの安定した沈殿物が得られます。^[4]

生体吸着、生体蓄積、生体鉱化からなる一連の戦略は、細胞と放射性核種が何らかの形で直接接触するため、互いに密接に関連しています。これらのメカニズムは、電子顕微鏡、X線回折、XANES、EXAFS、X線分光法などの高度な分析技術を使用して正確に評価されます。^{[1] [25]}

生物吸着と生物蓄積は、放射性核種を環境濃度の1000倍以上に濃縮する能力に基づく2つの代謝作用である。これらは、放射性廃棄物をリン酸塩、有機化合物、亜硫酸塩と錯体化させることで不溶性になり、放射毒性にさらされにくくなる。これらは、農業目的や土壌改良用のバイオソリッドに特に有用であるが、これらのバイオソリッドの特性のほとんどは不明である。^[26]

バイオ吸着法は、生きている細菌でも死んだ細菌でも、細胞膜（負に帯電）上のリポ多糖類（LPS）による正に帯電した放射性同位体の受動的な隔離に基づいています。その効率は温度上昇に直接関係しており、数時間持続するため、直接的なバイオ還元よりもはるかに高速な方法です。これはスライムとカプセルの形成によって起こり、リン酸基とホスホリル基への結合を優先します（カルボキシル基、アミン基、またはスルフヒドリル基でも起こります）。バシロタやシトロバクター・フロイディなどの他の細菌は、顕著なバイオ吸着能力を持っています。シトロバクターは、ウランとLPSのリン酸との静電相互作用によってこれを行います。 ^{[2] [3]}

定量分析により、ウランの場合、バイオ吸着は細胞乾燥重量1グラムあたり45〜615ミリグラムの範囲で変化する可能性があることが判明しました。しかし、これはバイオレメディエーションに影響を及ぼすために大量のバイオマスを必要とする技術であり、飽和の問題や、細菌表面への結合をめぐって競合する他の陽イオンの問題があります。^[3]

生体内蓄積とは、放射性核種が細胞内に取り込まれ、負に帯電した細胞内成分との錯体形成、沈殿、または顆粒形成によって保持されることを指す。生体内蓄積とは異なり、これは能動的なプロセスであり、エネルギー依存の輸送システムに依存する。^{[要出典]一部の金属または放射性核種は、}代謝経路の食事性元素 に類似しているため、細菌に偶然吸収される可能性がある。たとえば、ストロンチウムのいくつかの放射性同位体はカルシウムの類似体として認識されており、Micrococcus luteus内に組み込まれている。^{[4]しかし、}ウランには既知の機能がなく、細胞内部への侵入はその毒性（膜透過性を高めることができる）によるものと考えられている。^[3]

さらに、バイオミネラリゼーション（バイオ沈殿とも呼ばれる）は、微生物リガンドの生成による放射性核種の沈殿であり、安定した生体鉱物の形成をもたらします。これらの鉱物は、放射性汚染物質の保持において非常に重要な役割を果たします。非常に局所的で酵素的に生成されたリガンド濃度が関与しており、バイオミネラル沈殿の開始のための核形成部位を提供します。 ^{[27]これは、}ペリプラズム上のグリセロールリン酸などの分子を切断するホスファターゼ活性誘導体バイオミネラルの沈殿に特に関連しています。シトロバクター属とセラチア属では、この切断により無機リン酸（HPO ₄ ²⁻）が遊離し、ウラニルイオン（UO ₂ ²⁺ ）とともに沈殿し、細胞壁の周りに多結晶鉱物の堆積を引き起こします。 ^{[2] [28]}セラチアはバイオフィルムも形成し、チェルニコバイト（ウランを豊富に含む）の沈殿を促進し、さらにこの鉱物の陽子置換によってコバルト60を最大85％、セシウム137を97％除去します。 ^[25]一般的に、バイオミネラリゼーションは、細胞が飽和の制限を持たず、沈殿した放射性核種として最大で自身の重量の数倍まで蓄積できるプロセスです。^[4]

エロモナス属、バチルス属、ミクソコッカス属、パントエア属、シュードモナス属、ラネラ属、ビブリオ属に属する陸上および海洋細菌分離株の調査でも、好気性および無酸素性の成長条件の両方でウラン放射性同位体がリン酸バイオミネラルとして除去されることが実証されています。^[25]

放射能汚染の自然減衰のための細菌戦略であるバイオリダクション、バイオソープション、バイオアキュムレーション、バイオミネラリゼーションの他に、微生物プロセスの効率や速度を高める人為的な方法もあります。この加速された自然減衰は、汚染地域に介入して、遅い傾向にある放射性廃棄物の変換速度を向上させることを伴います。バイオスティミュレーションとバイオオーグメンテーションの2つのバリエーションがあります。^[30]

バイオ刺激とは、微量元素、電子供与体、電子受容体を含む栄養素を添加して、自然界に生息する微生物群集の活動と成長を刺激することです。^{[4] [30]単純な}施肥や浸透（受動的バイオ刺激と呼ばれる）から、より積極的な地中注入までさまざまであり、米国エネルギー省の施設で広く使用されています。^[26] 硝酸塩は、金属還元細菌にとって非常にエネルギー的に好ましい電子受容体として機能するため、ウランの還元をバイオ刺激するための栄養素として使用されます。しかし、これらの微生物の多く（ジオバクター、シュワネラ、デスルフォビブリオ）は、放射性核種のバイオ修復能力を制限する重金属に対する耐性遺伝子を示します。これらの特定のケースでは、最初に硝酸塩の還元を促進し、次にウランの還元を促進するために、エタノールなどの炭素源が培地に添加されます。エタノールは、水圧循環式土壌注入システムでも使用されています。エタノールはpHを上昇させ、脱窒菌と放射性核種を減少させる細菌の増殖を促進し、バイオフィルムを形成して放射性ウランの濃度をほぼ90%減少させます。^[2]

現場でのバイオ刺激試験の効果を監視するために、スペクトルイオン化ポテンシャル、自己電位、電流密度、複素抵抗率の測定や、微生物群集の化学反応を推定するために水文地質学的および地球化学的パラメータを測定する反応輸送モデリング（RTM）など、さまざまな地球物理学的手法が使用されてきた。^[3]

一方、バイオオーグメンタトンは、放射性廃棄物の細菌代謝を加速するために、望ましい特性を持つ微生物を意図的に環境に導入するものである。バイオレメディエーションに必要な種が処理場所に存在しない場合に追加されることが多い。^{[4] [30]この技術は、長年にわたるフィールド試験で、バイオ刺激よりも良い結果が得られないことが示されており、導入された種がほとんどの}地下環境の複雑な地質構造を通じて効果的に分布できるか、または土着の微生物と長期的に競合できるかは明らかではない。^{[1] [26]}

オミクス、特にゲノミクスとプロテオミクスは、放射性核種のバイオレメディエーションに関与する遺伝子、タンパク質、酵素を、それらと他の代謝物との間に存在する構造的および機能的相互作用とは別に、特定し評価することを可能にする。さまざまな微生物のゲノム配列決定により、例えば、ジオバクター・サルファレデューセンスがバイオレメディエーション放射性核種に関与するc型シトクロムのコード領域を100以上有すること や、ロドプスドモナス・パルストリスとノボスフィンゴビウム・アロマティシボランスを放射性コバルトを含む培地で培養するとNiCoT遺伝子が著しく過剰発現することが明らかになった。^{[1] [2]}

この情報から、バイオレメディエーション用の特定の細菌を生成するためのさまざまな遺伝子工学および組み換え DNA技術が開発されています。微生物種で発現する構造には、外膜アンカータンパク質への融合結合ドメインによるフィトケラチン、ポリヒスチジン、およびその他のポリペプチドがあります。 ^[2]これらの遺伝子組み換え株の一部は、最も放射線耐性の高い生物の 1 つであるデイノコッカス・ラジオデュランスに由来しています。 D. ラジオデュランスは、酸化ストレスや放射線によるDNA 損傷に抵抗する能力があり、テクネチウム、ウラン、クロムを自然に還元します。さらに、他の種の遺伝子を挿入することで、ウラニルリン酸を沈殿させ、トルエンをエネルギー源として他の優先放射性核種を成長および安定化させることで水銀を分解できることも達成されています。^{[1] [3]}

放射性核種のバイオレメディエーションに関連する細菌タンパク質の指向性進化もフィールド研究である。例えば、YieF酵素は、非常に幅広い基質でクロムの還元を自然に触媒する。しかし、タンパク質工学により、ウラニルイオンの還元にも関与できるようになった。^[31]

植物を利用して環境から汚染物質を除去したり、汚染物質の害を軽減したりする技術をファイトレメディエーションといいます。放射性核種の場合、除染に時間がかかり、廃棄物が低濃度で散布されている場合には、ファイトレメディエーションは実行可能な技術です。^{[32] [33]}

植物の中には、放射性同位元素の状態を（毒性を及ぼすことなく）変化させ、放射性同位元素を構造のさまざまな部分に集中させ、根を通り抜けさせ、揮発性にしたり、地上で安定させたりすることができる種がある。細菌と同様に、植物の遺伝子工学的手法やバイオ刺激（ファイトスティミュレーションと呼ばれる）により、特に成長の早い植物に関して、これらのプロセスが改善され、加速されている。^{[33]例えば、}アグロバクテリウム・リゾゲネスの使用は非常に広範であり、根による放射性核種の吸収を大幅に増加させている。^[要出典]

植物抽出（植物蓄積、植物隔離、植物吸収とも呼ばれる）^[34]では、植物は放射性廃棄物を根系から維管束組織に運び、新芽のバイオマスに濃縮される。これは、土壌構造を破壊せずに放射性核種を除去し、土壌肥沃度への影響を最小限に抑え、放射能レベルが低い広い地域に有効な技術である。その効率は、生物蓄積係数（BC）または1 m ²あたりの放射性核種の総除去量によって評価され、セシウム137、ストロンチウム90、テクネチウム99、セリウム144、プルトニウム240、アメリシウム241、ネプツニウム237 、およびトリウムとラジウムのさまざまな放射性同位体を引き付けることが証明されている。^[33]対照的に、短期間で大量のバイオマス生産が必要である。^[要出典]

ヒースやアマランサスなどの植物は、チェルノブイリ立入禁止区域で最も豊富な放射性核種であるセシウム137を濃縮することができる。ウクライナのこの地域では、カラシナは1シーズンの栽培でセシウム放射能の平均レベルの最大22％を除去することができる。同様に、チンゲン菜やカラシナは他の植物よりも100倍多くのウランを濃縮することができる。^[33]

根圏濾過とは、植物の根に放射性核種を吸着・沈殿させるか、または排水に溶けている場合は吸収させることである。この方法は、特に藻類や水生植物（それぞれCladophora属、Elodea属）によるセシウム137とストロンチウム90の処理に非常に効果的である。これは湿地におけるバイオレメディエーション技術として最も効率的な戦略であるが、^{[34]最適なプロセスにするためには}pHを継続的かつ厳密に制御する必要がある。^[35]

このプロセスから、放射性核種で汚染された水を浄化するために、水の流れが遅い池を連続して設置するという戦略がいくつか考案されました。これらの施設の結果、1000リットルの排水に対して、最初の池では約95％の放射能が保持され（植物と汚泥による）、3塩基システムでは99％以上が保持されました。^[33]

根圏濾過に最も有望な植物はヒマワリである。ヒマワリは24時間で汚染水の最大95%のウランを除去でき、チェルノブイリでの実験では、乾燥重量55kgの植物に^75m2の面積からセシウムとストロンチウムの放射能をすべて濃縮できることが実証されている（核廃棄物貯蔵庫への移送に適した安定化物質）。^[33]

植物揮発は、放射性核種を捕獲し、大気中に蒸散させるものである。汚染物質は除去されず、揮発性（害の少ない）の形で放出される。放射性廃棄物への応用はそれほど多くないが、大量の水を蒸散させる植物の能力を利用するため、トリチウムの処理には非常に有用である。^{[33] [34]}

トリチウム（空気で遮蔽されているため外部被曝はほとんどないが、水中に取り込まれると体内に吸収されて健康被害をもたらす）の処理では、汚染された排水を地下 水植物の灌漑に利用する。これは、従来の汲み上げとアスファルト被覆の方法に比べて約30％の節約となり、運用コストとメンテナンスの手間がかからないシステムとなる。^[33]

植物安定化は、根の作用によって土壌中の放射性核種を固定化することに基づく、放射能汚染に対する特に有効な戦略である。これは、根域内での吸着、吸収、沈殿によって起こり、土壌浸食や浸出によって放射性廃棄物が拡散しないようにする。これは、露天掘りや露天掘りのウラン鉱山からの尾鉱を制御するのに役立ち、生態系の回復を保証する。^{[33] [34]}しかし、その地域を再植林するために大量の肥料が必要であることや、放射性源（長期にわたる維持管理を意味する）が同じ場所に残ることなど、重大な欠点がある。^[要出典]

いくつかの菌類は、より放射線耐性のある細菌と同等かそれ以上の放射線耐性値を持ち、菌類による修復プロセスを実行します。一部の菌類は、高濃度のセシウム、プルトニウム、コバルトの放射性核種で汚染されたチェルノブイリ原子力発電所の破壊された原子炉4号機の黒鉛片に成長し、それを餌として胞子を生成し、分解する能力があると報告されています。これらは放射性栄養菌と呼ばれていました。^[36]

それ以来、ペニシリウム、クラドスポリウム、パエシロミセス、ゼロコムスなどの一部の菌種は、メラニンの電子特性を利用して電離放射線をエネルギーとして利用できることが示されています。^{[36] [37]}これらの菌種は摂食中に放射性同位元素を体内に蓄積し、深部地層処分場のコンクリート壁に問題を引き起こします。^[38]ヒラタケなどの他の菌類は、プルトニウム239やアメリシウム241を生物学的に修復できます。^[39]

バイオレメディエーション技術に関する現在の研究はかなり進んでおり、それを制御する分子メカニズムはよく知られている。しかし、農薬の添加と組み合わせたこれらのプロセスの有効性と潜在的な悪影響については多くの疑問がある。土壌では、放射性廃棄物に対する菌根の役割は十分に説明されておらず、放射性核種の隔離パターンは確実にはわかっていない。^[40]

生物還元や生物鉱化によりウランが不溶性形態で維持されるなど、細菌のいくつかのプロセスが寿命に与える影響は不明である。また、これらの細菌種によるいくつかの放射性核種からの電子移動についても明確な詳細はわかっていない。^[3]

もう一つの重要な側面は、ex situまたは実験室規模のプロセスを実際の現場での適用に変更することです。この過程では、土壌の不均一性と環境条件により、使用される種の最適な生化学的状態の再生が不十分になり、効率が低下します。これは、関心のある放射性廃棄物の吸収と競合する可能性のある陰イオン、金属、有機化合物、またはその他のキレート放射性核種を使用して、効率的な生物学的修復を実行するための最良の条件を見つけることを意味します。^[2]ただし、多くの場合、これらの問題を回避するために、土壌と水の抽出とex situ生物学的処理に研究の焦点が当てられています。^[4]

最後に、 GMOの可能性は、責任と生命倫理の問題の点で規制当局によって制限されています。それらの放出には、行動ゾーンと在来種との比較に関するサポートが必要です。学際的な研究は、トランスジェニック種や侵入種の侵入による環境への副作用を回避する可能性のある新しい無細胞システムを確立するために必要な遺伝子とタンパク質をより正確に定義することに焦点を当てています。^[2]

• Dengra Grau、F. Xavier。放射性廃棄物のバイオレメディエーション。(PDF) この記事に関連する学士論文の科学ポスター。バルセロナ自治大学デジタル文書リポジトリ。