 |
 |
|
|||||||||
| Rafael Martínez Lugo y Felipe García Oliva |
|||||||||||
|
En nuestro planeta, la presencia de material radiactivo
siempre ha existido en pequeñas concentraciones naturales. Sin embargo, en el presente siglo estas concentraciones han sido modificadas por procesos artificiales, como las pruebas nucleares que han contribuido con más de 99% del inventario de radionúclidos incorporados al ambiente y por accidentes nucleares ocurridos en varias partes del mundo, que han aportado menos del uno por ciento de dicho inventario. Estos procesos han incorporado nuevos radionúclidos al ambiente, como el caso de 137Cs.
Con el uso de las tecnologías nucleares actuales, el hombre se enfrenta a una nueva contaminación que no existía anteriormente. Por lo anterior, la investigación sobre el comportamiento de los radionúclidos en el ambiente es una prioridad, pero a pesar de los esfuerzos que se han realizado en todo el mundo, es muy poco lo que se conoce al respecto en los países de las regiones tropicales, incluyendo a México.
El Cesio 137 y los ecosistemas
El 137Cs es uno de los radionúclidos más importantes generados por accidentes nucleares. Tiene una vida media de 30.1 años, lo que garantiza una larga permanencia en los lugares donde se deposita. Igualmente, emite radiación gamma de 662 Kev con abundancia del 85% que puede ser detectada fácilmente por los sistemas de medición.
El cesio es un metal alcalino como el potasio, por lo que puede tener un comportamiento metabólico parecido a este elemento. Sin embargo, la forma estable del cesio (133Cs) es poco abundante en la biósfera y la corteza terrestre. El isótopo radiactivo (137Cs) es uno de los productos más importantes de la fisión nuclear; aproximadamente se generan 6 átomos de 137Cs por 100 fisiones, independientemente de si fue producto de fisión de uranio o de plutonio.
La incorporación de 137Cs a la atmósfera ha sido resultado de las pruebas nucleares en la década de los años sesenta. Los eventos de mayor precipitación radiactiva ocurrieron entre 1962 y 1964 y se ha calculado que la incorporación de 137Cs al ambiente hasta 1980 fue de 9.6 x 1017 Bq, de la cual 76% fue depositada en el Hemisferio norte y el 24% restante en el Hemisferio sur. Posteriormente, después del accidente de Chernobyl en 1986, hubo una nueva emisión de 137Cs estimada entre 4 y 7 x 1016 Bq.
Las principales formas de precipitación son sólidas o líquidas, siendo estas últimas mucho más importantes. Por ejemplo, después del accidente de Chernobyl, se estimó que la actividad de 137Cs en la lluvia fue 350 veces mayor que la del aire. Una vez que entran los aerosoles radiactivos a la atmósfera, éstos son atraídos a las nubes por un efecto de cambio de presiones en la atmósfera. A este efecto se le conoce como aspiradora. Cuando entran los aerosoles a las nubes algunos crean núcleos higroscópicos (pequeñas partículas sólidas suspendidas en el aire) y sobre ellos se condensa el vapor de agua, por lo que se forma la gota que más tarde se precipitará como lluvia. La actividad de 137Cs en la lluvia depende de las condiciones particulares de cada evento de lluvia.
Después de que entra en la atmósfera, el 137Cs es transportado en el aire y posteriormente se precipita sobre la superficie de la Tierra. La distribución global de la precipitación de 137Cs no es uniforme. Dicha precipitación varía respecto a la distancia a la que se encuentre de la fuente atómica inicial, los factores climáticos y la latitud. En el Hemisferio norte, los sitios cercanos al ecuador presentaron mayor precipitación total de 137Cs respecto a aquéllos cercanos al Polo. A nivel regional, la precipitación de 137Cs depende directamente de la cantidad de lluvia anual y la dirección de los vientos.
El 137Cs que entra al suelo es rápidamente removido de la solución de agua del suelo y fuertemente adsorbido por las superficies de intercambio catiónico (principalmente arcillas y materia orgánica del suelo). Inclusive, en algunos tipos de arcillas como la vermiculita, el 137Cs puede quedar atrapado entre las laminillas de la arcilla, mismo que es liberado hasta que éstas son intemperizadas. Debido a lo anterior, el 137Cs es difícilmente lixiviable (lavado), por lo que se mantiene en las capas superficiales del suelo mucho tiempo después de su precipitación. El largo tiempo de residencia del radionúclido en el suelo se explica por los siguientes factores (ver figura de recuadro):
1) Fuerte adsorción química en las superficies de intercambio catiónico, sobre todo asociado a las arcillas.
2) Alta inmovilización del 137Cs por las poblaciones de microorganismos del suelo. En trabajos experimentales se ha demostrado que tanto los hongos como las bacterias tiene alta capacidad de retener 137Cs. Una vez que mueren los microorganismos, la biomasa microbiana muerta se descompone por otro grupo de microorganismos, por lo que se mantiene en constante reciclaje dentro del suelo.
3) Absorción de 137Cs por plantas y micorrizas. Las micorrizas son hongos asociados a las raíces de las plantas que le facilitan la toma de nutrientes y agua. Después del accidente de Chernobyl se demostró que las micorrizas tienen una gran capacidad de absorber y acumular 137Cs en sus cuerpos frutales.
4) Estructura física del suelo. Ésta desempeña un papel muy importante al retener el 137Cs inmovilizado tanto en los microorganismos como en las arcillas. Por lo que la única manera de que se pierda es por medio del movimiento de los agregados del suelo por erosión.
A pesar de que el gran porcentaje del 137Cs es inmovilizado en el suelo, una fracción es absorbida por las plantas, y de esta manera ingresa a la cadena trófica. Los suelos con poca biomasa microbiana o con pocos contenidos de arcillas tienen menor capacidad de retención de 137Cs y por lo tanto existe mayor posibilidad de que el compuesto sea absorbido por las plantas. Esta situación es muy común en suelos de zonas tropicales.
La transferencia de 137Cs a las plantas puede ser por dos vías: depósito directo en la superficie de las plantas o por absorción de las raíces. Esta última vía depende básicamente de la capacidad de inmovilización que tiene el suelo. La absorción de 137Cs del suelo se incrementa cuando el potasio está poco disponible. Metabólicamente, el 137Cs sustituye al potasio, y por lo tanto, tiene gran movilidad dentro de la planta. El potasio es considerado como uno de los macronutrimentos de la plantas, por su importancia en procesos metabólicos, como la fotosíntesis. En estudios realizados en Gran Bretaña después del accidente de Chernobyl se ha encontrado alta concentración de 137Cs en plantas y ovejas.
Cuando el ganado consume forraje contaminado con 137Cs, éste se incorpora al tejido de los animales. La leche es uno de los productos más vulnerables a la contaminación con 137Cs, ya que este radionúclido es transferido a la leche en mayor cantidad que el potasio. Se ha estimado que alrededor de 10% de 137Cs ingerido por una vaca es secretado diariamente en la leche, por lo que en 10 días ha secretado 100% del 137Cs ingerido. Cuando existe contaminación radiactiva, la entrada de 137Cs a la dieta humana se lleva a cabo por medio del consumo de cereales, carne y principalmente leche, mientras que los frutos y vegetales aportan cantidades menores.
En el cuerpo humano, los compuestos con cesio son muy solubles en los fluidos corporales. En condiciones experimentales se ha estimado que la absorción intestinal del cesio es de 100%, y en dietas normales es de entre 50 y 80%. El 137Cs migra rápidamente al interior de la células y se acumula principalmente en tejidos suaves. Entre las principales enfermedades que se producen por el 137Cs son diversos tipos de cánceres que atacan a diferentes tejidos.
De todo lo anterior, es posible concluir que la capacidad de transferencia de 137Cs a la dieta humana depende de muchos factores, lo que hace muy complejo su estudio. Pero uno de los elementos claves es el suelo, ya que éste puede reducir drásticamente dicha transferencia, aumentando su capacidad de inmovilización del radionúclido.
Conclusiones
A pesar de que en la actualidad cada vez son más los países que usan la energía atómica, poco se conoce sobre el comportamiento de los radionúclidos en los ecosistemas, de las consecuencias de su incorporación y de las probables alternativas para reducir sus efectos nocivos, ya sea eliminándolos o aislándolos. Por lo anterior, es importante el desarrollo de estudios que aborden estos problemas. El 137Cs es un buen indicador para este tipo de estudios, debido a su abundancia en las fisiones nucleares y a su larga vida media.
Como se ha mencionado anteriormente, el suelo desempeña un papel muy importante en la reducción de la transferencia del 137Cs al ser humano, ya que una vez que entra en la cadena trófica es sumamente móvil. Para ello, es importante hacer estudios interdisciplinarios donde se comprendan claramente los factores edáficos que determinan la capacidad de transferencia de 137Cs, así como también los probables mecanismos para poderlo aislar.
Debido a que en México existe una planta nucleoeléctrica en operación (Laguna Verde), el desarrollo de estas investigaciones es importante. Para ello es necesario desarrollar conocimiento y tecnologías aplicables a las condiciones de México y no sólo importar las que han sido generadas en otros países, para condiciones ambientales muy diferentes. En la actualidad, México cuenta con la infraestructura académica y las técnicas de laboratorio necesarias para desarrollar este tipo de estudios.
Agradecimientos
Los autores agradecemos a las siguientes personas: Raúl Ortiz Magaña, Ernesto Araico Salazar, Manuel Maass y Sonia Álvarez-Santiago por sus comentarios y apoyo en la elaboración del presente trabajo, a la Estación de Biología Chamela, IB-UNAM, por el apoyo logístico durante el trabajo de campo, a las autoridades y personal de la Comisión Nacional de Seguridad Nuclear y Salvaguardias por las facilidades en los análisis por espectrometría gamma. Es importante mencionar que esta investigación fue posible gracias al apoyo económico de DGAPA-UNAM.
|
|
 |
|
||||||||
|
|
|||||||||||
|
Referencias Bibliográficas
Bennett, B. G., 1990, “Worldwide radiation exposure from the Chernobyl accident”, en: Environmental Contamination following a Major Nuclear Accident, vol. 2, IAEASM-306 94, Viena, pp. 251-260.
Fredriksson, L., R. J. Garner and R. S. Russell, 1966, Caesium-137, en: R. S. Rusell (ed.) Radioactivity and human diet, Pergamon Press, pp. 317-352. García-Oliva, F., R. Martínez y J. M. Maass, 1995, Long-term net soil erosion as determined by 137Cs redistribution in undisturbed and perturbed tropical deciduous forest, Geoderma 68: 135-147. García-Oliva, F., R Martínez y J. M. Maass, 1995, Soil 137Cs activity in a tropical deciduous ecosystem under pasture conversion in Mexico, J. Environ. Radioactivity, 26: 37-49. Haselwandter, K., M. Berreck y P. Brunner, 1988, Fungi as bioindicators of radiocaesium contamination: pre and post-Chernobyl activities, J. Br. Mycol. Soc., 90: 171-174. NERC, 1993, Radiocaesium in natural systems- a UK coordinated study, J. Environ. Radioactivity, 18: 133-149. |
|||||||||||
| __________________________________ | |||||||||||
|
Rafael Martínez Lugo
Comisión Nacional de Seguridad Nuclear y Salvaguardias.
Felipe García Oliva
Instituto de Ecología,
Universidad Nacional Autónoma de México.
|
|||||||||||
| ____________________________________________________ | |||||||||||
|
cómo citar este artículo →
Martínez Lugo, Rafael. García Oliva, Felipe. 1997. La contaminación radiactiva en los ecosistemas. Ciencias, núm. 47, julio-septiembre, pp. 28-32. [En línea].
|
|||||||||||
