MICORREMEDIACIÓN La biodiversidad al servicio del ambiente [1° ed.] 9783639709377

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Miguel Gualoto. Carmen Salvador. Daniela Naranjo

MICORREMEDIACIÓN La biodiversidad al servicio del ambiente

Miguel Gualoto Carmen Salvador Daniela Naranjo MICORREMEDIACIÓN

Miguel Gualoto Carmen Salvador Daniela Naranjo

MICORREMEDIACIÓN La biodiversidad al servicio del ambiente

Editorial Académica Española

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Publisher: Editorial Académica Españolis a trade mark of Dodo books Indian Ocean Ltd., member of the omniScriptum S.R.L. Publishing group. Str. A. Russo 15, of. 61, Chisinau-2068, Republic of Moldova Europe Printed at: see last page ISBN: 978-3-639-70937-7

Copyright © Miguel Gualoto © Carmen Salvador © Daniela Naranjo Copyright© 2022 Dodo books Indian Ocean Ltd., member of the omniScriptum S.R.L. Publishing group

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente”

AUTORES

MIGUEL GUALOTO OÑATE MsC. en Ciencias Biológicas. Dr. Universidad Estatal de Moldova ex URSS Participante de XIV, XVI, XIX y XXII expediciones antárticas. Coordinador del Comité Asesor Científico DIGEIM-FUNDEMAR Docente de varias disciplinas científicas en UDLA, UTN, UCE, ESOJ, UCL, UPS, ITHI, USFQ. Consultor ambiental E-mail: [email protected]

DANIELA CAROLINA NARANJO GONZÁLEZ Estudiante Maestría Ciencias Veterinarias especialización Biomedicina de la Reproducción Université de Montreal (UdeM - Canadá), Máster en Bioética Universidad Internacional de Valencia (VIU- España) Ingeniera en Biotecnología Universidad de las Américas (UDLA – Ecuador) E-mail: [email protected]

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente”

CARMEN AMELIA SALVADOR PINOS MsC., Doctora en Ciencias Técnicas, Universidad Central Marta Abreu de las Villas, Santa Clara, Cuba Docente de la Facultad de Medicina, UCE-Quito [email protected]

“Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente”

Contenido DEDICATORIA .........................................................................................................................4 AGRADECIMIENTOS .............................................................................................................5 PROLOGO .................................................................................................................................6 INTRODUCCIÓN......................................................................................................................8 CAPÍTULO I. ECOLOGÍA DE HONGOS ............................................................................11 1.1.

CLASIFICACIÓN DE LOS HONGOS. .............................................................12

1.1.1.

ASCOMYCETES .............................................................................................12

1.1.2.

ZYGOMYCETES.............................................................................................13

1.1.3.

BASIDIOMYCETES........................................................................................13

1.1.4.

DEUTEROMYCETES .....................................................................................14

1.1.5.

CHYTRIDIOMYCETES .................................................................................15

1.1.6.

OOMYCETES ..................................................................................................16

1.2.

GRUPOS ECOLÓGICOS DE HONGOS ...........................................................16

1.2.2.

HONGOS DEL SUELO ...................................................................................19

1.2.3.

HONGOS ACUÁTICOS ..................................................................................23

1.2.4.

HONGOS SIMBIÓTICOS...............................................................................26

1.2.5.

HONGOS PARÁSITOS ...................................................................................31

1.2.6.

HONGOS SAPROFITOS ................................................................................35

1.2.7.

HONGOS DE LA RIZOSFERA......................................................................38

1.2.8.

HONGOS MARINOS ......................................................................................43

1.2.9.

HONGOS EXTREMÓFILOS .........................................................................48

1.3.

CONCLUSIONES ................................................................................................50

1.4.

BIBLIOGRAFÍA ..................................................................................................51

CAPÍTULO II. HONGOS ORIGENES, EVOLUCIÓN Y GENÉTICA..............................69 2.1.

GENÉTICA DE HONGOS ..................................................................................72

2.2. EVOLUCIÓN DEL TAMAÑO DEL GENOMA FÚNGICO .................................73 2.3. ¿QUÉ DEFINE AL REINO DE LOS HONGOS? ...................................................74 2.3.1. EN BUSCA DE UNA SINAPOMORFIA DE HONGOS .....................................74 2.3.2. RELACIONES EVOLUTIVAS DE HONGOS ....................................................74 2.4. LA EVOLUCIÓN DEL SEXO: UNA PERSPECTIVA DESDE EL REINO FÚNGICO .........................................................................................................................75 2.5. CONCLUSIÓN ..........................................................................................................76 2.6. BIBLIOGRAFÍA .......................................................................................................78

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” CAPITULO III. TAXONOMÍA FUNGICA ...................................................................82 3.1. SISTEMÁTICA .........................................................................................................86 3.2. NOMENCLATURA Y TAXONOMÍA DE HONGOS ...........................................88 3.3. TAXONOMÍA FÚNGICA ........................................................................................89 3.4. LA CLASIFICACIÓN DE LOS HONGOS .............................................................91 3.5. RELACIÓN ENTRE SISTEMÁTICAS, TAXONOMÍA Y NOMENCLATURA 92 3.6. CONCLUSIONES .....................................................................................................96 3.7. BIBLIOGRAFÍA .......................................................................................................97 CAPITULO IV. ENZIMAS FÚNGICAS Y METABOLITOS SECUNDARIOS EN BIORREMEDIACIÓN ..................................................................................................102 4.1. OXIDOREDUCTASAS ...........................................................................................104 4.1.1. OXIGENASAS. .....................................................................................................105 a)

Monooxigenasas. .....................................................................................................105

4.1.2. LACASAS. ............................................................................................................107 4.1.3. PEROXIDASAS. ..................................................................................................110 4.2. HIDROLASAS .........................................................................................................119 4.2.1. LIPASAS ...............................................................................................................120 4.2.3. CELULASAS. .......................................................................................................122 4.2.4. XYLANASAS .......................................................................................................126 4.2.5.

AMILASAS .....................................................................................................127

4.2.6. TANNASAS ..........................................................................................................128 4.2.7. FITASAS ...............................................................................................................130 4.2.8.

PROTEASAS ..................................................................................................131

4.3.

CONCLUSIONES ..............................................................................................134

4.4.

BIBLIOGRAFÍA ................................................................................................135

CAPÍTULO V. MYCOREMEDIACIÓN .............................................................................160 5.1. DEGRADACIÓN DE HIDROCARBUROS. .........................................................161 5.2. PESTICIDAS ...........................................................................................................169 5.2.1. BIORREMEDIACIÓN DE PESTICIDAS ARSENICALES ............................170 5.2.2. BIORREMEDIACIÓN DE CARBAMATOS. ...................................................171 5.2.3. PESTICIDAS ORGANOCLORADOS Y FOSFORADOS ...............................175 5.3. METALES PESADOS ............................................................................................178 5.4. BIODEGRADACIÓN FÚNGICA DE PCBS.........................................................186 5.5. BIORREMEDIACIÓN DE RADIONUCLEIDOS ...............................................193

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” 5.6. HONGOS GENÉTICAMENTE MODIFICADOS EN BIORREMEDIACIÓN. 196 5.7. CONCLUSIONES ...................................................................................................199 5.8.

BIBLIOGRAFÍA ................................................................................................199

ANEXO ...........................................................................................................................217 TÉCNICAS DE AISLAMIENTO DE HONGOS .........................................................217 AISLAMIENTO DE HONGOS A PARTIR DE MATERIAL VEGETAL ...............217 AISLAMIENTO DE HONGOS DEL SUELO .............................................................218 CONSERVACIÓN EN CULTIVOS DE TIERRA O ARENA ...................................221 CONSERVACIÓN POR CONGELACIÓN .................................................................221 CONSERVACIÓN EN SUSPENCIÓN EN MEDIOS CON ADITIVOS ...................222 CONSERVACIÓN POR SECADO EN FRÍO .............................................................222 BIBLIOGRAFÍA ............................................................................................................223

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Todas las fotografías del libro, ilustran el fascinante mundo de los hongos y su diversidad, sin embargo; ninguno de ellos está involucrado en la Micorremediación, que es el objeto de estudio de esta obra.

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DEDICATORIA En la redacción del presente trabajo he empleado un amplio fondo de material de referencia, así como los materiales levantados en los diferentes sitios en los que he realizado visitas de trabajo, si bien no han estado relacionadas con el tema, me permitieron recabar las imágenes que presento en este libro. Las horas dedicadas al trabajo han sido siempre apoyadas por mi familia, en especial por mi esposa Olga, a quien dedico esta obra, como testimonio de mi amor, aprecio y respeto; por su constante motivación, a pesar de la difícil situación relacionada con la pandemia de COVID19, que ha afectado a todo el mundo y en particular a nuestra familia. Confío en que, en la ejecución de futuros trabajos, cuente con su apoyo e inspiración y me ayude a superar las barreras y alcanzar juntos las metas que aún están por lograrse.

Para ti con toda mi admiración.

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AGRADECIMIENTOS Al culminar el presente trabajo, quiero manifestar mi profundo agradecimiento a mis coautores,

quienes han realizado una constante y oportuna retroalimentación al contenido de esta obra, a sus sugerencias y correcciones de forma y lenguaje, por su entusiasmo y energía positiva. De igual forma a mis amigos el Dr. Modesto Correoso, MsC. Indira Black, MsC. Tania Oña, quienes me han animado siempre a no abandonar la tarea planteada, contagiándome de su entusiasmo y esperanza por ver culminada la obra. De igual forma a los amigos Pedro Tituaña, Julio Fonseca, y mi hijo Vasiliy Gualoto, quienes compartieron conmigo sus fotos y quienes me invitaron a visitar sus fincas donde pude fotografiar los hongos que ilustran la presente obra.

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PROLOGO Durante los años de actividad profesional, ha madurado la posibilidad de escribir sobre los temas que me han ocupado por más de 25 años. A partir de un conjunto de esbozos, recortes, notas e ideas almacenadas en archivos casi olvidados, me propuse el reto de escribir el presente material. Aún no sé el resultado, más allá de las N páginas que logre esbozar, me preocupa la respuesta del posible lector, no tanto la crítica de especialistas que objetarán uno u otro aspecto que a su criterio no está bien enfocado, la falta de amplitud en ciertos aspectos, o quizá el empleo de citas “viejas”, o en otro idioma que no sea el inglés: me preocupa que resulte indiferente para un gran conjunto de jóvenes especialistas en ambiente, que no les brinde la información que ellos esperan. De la información recabada en más de 600 fuentes, si existen 10 artículos de experiencias de uso de hongos y enzimas fúngicas en trabajos de campo, es demasiado. La abrumadora mayoría de los trabajos citados son de laboratorio, a escala semi industrial (reactores de 25-50 litros), ejecutados bajo condiciones controladas, para cumplir las exigencias de rigurosidad científica, como lo piden las revistas indexadas de prestigio; algo que me parece bien; sin embargo; al ser un especialista en biorremediación en trabajos reales de campo; me ha quedado un sabor amargo, porque no existen datos que permitan compararlos con mis iniciativas y resultados obtenidos en trabajos de campo, sopesar lo bien o mal que ejecuté mis proyectos. Si para nosotros resultan insuficientes, para los jóvenes profesionales, futuros especialistas en biorremediación, su carencia es catastrófica por cuanto su trabajo será en condiciones de campo. Enfrentar los retos de trabajos de biorremediación a gran escala, para muchos superará sus posibilidades. Hemos iniciado describiendo la ecología de los hongos, agrupados por la ciencia dentro de un reino específico, el reino Fungi. Posteriormente hemos analizado los orígenes y el proceso evolutivo de los mismos en un reino independiente intermedio entre plantas y animales. Seguidamente hacemos un análisis de la taxonomía, iniciando con un resumen histórico del proceso de establecimiento de la Micología como ciencia, para posteriormente definir la taxonomía, nomenclatura y finalmente terminar con la clasificación de los grupos taxonómicos de hongos. La genética de hongos es un tema de relevancia, en especial ahora cuando el desarrollo de herramientas biotecnológicas de Biología molecular y genética, permiten en forma inequívoca identificar y categorizar a un organismo vivo. El aporte de jóvenes profesionales, especialistas en esta rama ha sido de gran ayuda para el desarrollo de este tema. El siguiente capítulo aborda el tema de los grupos ecofisiológicos y su importancia en la biorremediación. Este tema también ha sido desarrollado con el aporte de otro investigador apasionado con la temática. En los dos siguientes capítulos abordamos el tema del empleo de enzimas y cepas fúngicas en biorremediación de contaminantes ambientales. Se describen en forma breve las características de las enzimas fúngicas, sus aplicaciones y las experiencias 6

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” bibliográficas de su empleo en biorremediación de muchos contaminantes ambientales. En relación a las cepas fúngicas se ha organizado el capítulo en función de la gama de contaminantes ambientales, así por separado se analiza la biodegradación de hidrocarburos, metales pesados, pesticidas, PCBs, etc. Sin lugar a dudas en empleo de hongos y sus metabolitos en biorremediación es un campo de estudio de amplias posibilidades, sin embargo, consideramos que los investigadores, institutos y centros de investigación, los Estados, deben reorientar sus recursos técnicocientíficos al desarrollo de tecnologías de aplicación masiva de hongos y sus metabolitos a escala ambiental. Si bien esto ya se ha logrado en procesos industriales de interés biotecnológico, alimenticio, biomédico, etc., su aplicación ambiental es escaza. Esto no significa que no existan experiencias, las tenemos y personalmente las hemos desarrollado, solo que en condiciones ambientales no se pueden controlar todos los parámetros que exige la rigurosidad científica, para que sean “dignos” de ser publicados. Para la realidad latinoamericana, los trabajos de biorremediación con hongos, no se ejecutan como investigación científica, sino como contratos de remediación con empresas públicas y privadas, donde la meta es disminuir la contaminación hasta niveles de concentración menores a los límites de concentración establecidos en la legislación nacional. El tamaño de los trabajos es considerable, como promedio 30 Ha con volúmenes promedio de 150.000 m3, donde la rigurosidad exigida no es aplicable, en especial si no es posible el control irrestricto de los parámetros ambientales que inciden fuertemente en los resultados de los trabajos. Sin embargo, nuestros trabajos no excluyen una fase de laboratorio, en los cuales se define la cinética del proceso de remediación, se define el consorcio microbiano a emplearse, se calcula la tasa de crecimiento, la tasa de degradación, el tiempo de vida media y eficiencia del sistema; en base a los cuales se estiman los tiempos de tratamiento, costos, normativa de bioseguridad, necesidades logísticas y marco regulatorio a observar. Los datos de la tasa de crecimiento, tasa de degradación, tiempo de vida media y eficiencia, son solo orientativos, en la realidad de campo sus valores tienden a incrementar sustancialmente, en consecuencia, los datos experimentales no coinciden ni de cerca con los datos de campo. Pretender restar importancia a los resultados obtenidos en campo, alegando su falta de rigurosidad científica, es simplemente desconocer los procesos ambientales que transcurren sin regulación humana, siguiendo sus propias leyes.

Prólogo del autor

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INTRODUCCIÓN La Micología es la ciencia que estudia el origen evolución, morfología, estructura, fisiología, Bioquímica, ecología y taxonomía de los hongos. El estudio de los hongos en la actualidad reviste enorme importancia para la economía de la sociedad, evidencia de este interés es el enorme volumen de estudios, artículos y publicaciones dedicadas al reino Fungi. En este contexto el conocimiento de los fundamentos de la Micología, brinda a los investigadores las herramientas para asegurar el éxito de sus trabajos de investigación. Los hongos nos rodean; no existe medio o ecosistema que no posea al menos algún componente de su ciclo vital. Debido a que son los responsables del mantenimiento de los ciclos Biogeoquímicos, su presencia en todo ecosistema es obligada; así lo evidencian los hallazgos de hongos (esporas), en la estratósfera, en las profundidades oceánicas, en grutas profundas, en cortes de perforación de 5000 m de profundidad, en las zonas polares (Ártico y Antártida), en fuentes termales, en salinas, en sitios contaminados, en desiertos, etc. A más de su participación en el flujo de nutrientes (materia y energía) en los ecosistemas, ciertos hongos también son causantes de enormes daños a la economía y salud de la humanidad, nos referimos a los hongos patógenos de plantas, animales y el hombre. También a aquellos que deterioran la infraestructura, bienes y servicios que la sociedad emplea para su cotidianidad. Paralelamente a este daño, los hongos también presentan enormes beneficios a la economía, en especial al desarrollo de la medicina, farmacología, biominería, agricultura, ganadería, industria alimenticia y ambiente. Justamente su uso ambiental, es el que nos interesa en el presente trabajo. El carácter dual de los hongos “bueno y malo”, es manifiesto a escala mundial, la lucha del Ying y el Yang es propia no solo de los hongos sino también, de otros organismos vivos incluyendo al hombre. Los trabajos de investigación del potencial fúngico y sus metabolitos en biorremediación ambiental, se han multiplicado en esta última década; así lo atestigua la amplia información analizada, que describe las cepas, enzimas, y técnicas de remediación empleadas. Detallan las condiciones que inciden, la cinética, los limitantes y la eficiencia de las pruebas. Describen los genes involucrados, la pertenencia o parentesco de las cepas usadas a uno u otro grupo taxonómico; las técnicas de aislamiento, reproducción y conservación. Toda esta información sin lugar a dudas contribuye al conocimiento, sistematización y aplicación efectiva de los hongos en procesos biotecnológicos de interés para la sociedad. Gracias a la versatilidad metabólica de los hongos, que son capaces de emplear en calidad de fuente de carbono a una amplia gama de contaminantes ambientales, la mayoría de los cuales se derivan de las actividades productivas de la sociedad; es que en la actualidad el tema de su empleo masivo en la Biorremediación ocupa la atención de amplios grupos de investigadores en todo el mundo. La aplicación masiva de hongos se ve limitada por 8

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” varios factores, entre los cuales podemos mencionar: Las medidas de Bioseguridad necesarias para proteger al personal, instalaciones y equipos, durante su reproducción masiva. La incidencia continua de un conjunto de factores ambientales que no controlamos y que afectan al rendimiento de las cepas empleadas. La falta de conocimientos teóricos y prácticos por parte del personal de campo que tiene que emplearlos; los aspectos logísticos de selección, acopio y transporte de materia prima para la reproducción de hongos; la definición de la o las cepas fúngicas adecuadas para el tratamiento de un contaminante o mezcla de contaminantes específicos, etc. Sin lugar a dudas, los trabajos de desarrollo, tecnificación y efectiva aplicación masiva de hongos, aún están por desarrollarse, confiamos que, en la siguiente década, la sociedad contará con técnicas seguras de bajo costo y alto rendimiento.

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CAPÍTULO I. ECOLOGÍA DE HONGOS Cuando hablamos de los hongos, nos referimos a un reino con gran biodiversidad genética, de enormes posibilidades metabólicas, de enormes potenciales de uso biotecnológico, biomédico y ambiental. En primer lugar, nos interesa analizar la ecología de los hongos, que independientemente de su origen, son empleados en tareas de Biorremediación tanto en condiciones experimentales de laboratorio, así como en trabajos de gran escala de campo. Sin embargo, en esta primera parte también se analizarán otros tipos de hongos, en especial aquellos que mantienen relaciones íntimas con diversas plantas en calidad de endófitos, saprobios, patógenos y simbiontes mutualistas (Rodríguez y Redman, 1997). Un hongo se considera típicamente como un endófito, si se cultiva a partir de la superficie material vegetal desinfectado- (Wilson, 2000). Los hongos endófitos son simbiontes mutualistas de gramíneas infectadas, que les proveen mejoras en su crecimiento, resistencia a los herbívoros y estrés abióticos (Clay, 1991). Adicionalmente se ha evidenciado efecto antagonista contra insectos que comen hojas de árboles, en hongos endófitos, sistémicos (Carroll, 1991; Wilson, 2000), transmitidas por las semillas que pertenecen a Epichloë y Balansia en el Clavicipitaceae, con anamorfos conocidos como Neotyphodium y Ehelis, respectivamente. Estudios de afinidades filogenéticas de los parásitos y hongos endófitos de Pinus monticola, muestran la ausencia de parásitos endófitos (Ganley et al., 2004), lo que sugiere que los hongos endófitos no son necesariamente patógenos latentes a pesar de que pueden estar estrechamente relacionados con las formas patógenas. Se supone que los hongos endófitos desempeñan un papel determinante en la descomposición de la hojarasca, Hudson (1968). Osono (2006a) en su estudio confirmó el rol de los hongos y la filósfera endofítica epífita de los árboles forestales, en el desarrollo de las comunidades de hongos descomponedores de la hojarasca. Los ascomicetes y sus géneros anamórficos similares están bien representados en los conjuntos de hongos endófitos que se producen en la hojarasca, donde encontraos géneros tales como Pestalotiopsis y Alternaria. Lophodermium piceae, es una especie endófita de Picea abies, se ha demostrado que forma ascomas y ascosporas en las agujas caídas y que puede infectar agujas vivas con el fin de iniciar un nuevo ciclo endofítico (Osorio y Stephan, 1991). Estudios de sucesión de hongos en hojarasca en descomposición (Hudson, 1968), muestran que la mayoría de los hongos endófitos, son dominantes poco después de la senescencia de la hoja y luego desaparecen en las primeras etapas de la descomposición de la hojarasca. Las fuentes nutritivas que emplean los hongos endofíticos son muy variadas e incluyen almidón, celulosa, xilano, manano, lignina y derivados, pectina, proteínas y lípidos (Urairuj et al., 2003; Kudanga y Mwenje, 2005). Otros hongos endófitos producen metabolitos con actividad biológica, como antibióticos (Weber et al, 2004; Wicklow et al, 2005). 11

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Estos metabolitos con actividad biológica son necesarios para la defensa de sus colonias contra los competidores presentes en las hojas caídas. Por ejemplo, Lophodermium pinastri, un endófito de las especies de Pinus, produce sustancias antibióticas que inhiben el crecimiento de hongos saprofitos in vitro (Hata, 1998).

1.1.

CLASIFICACIÓN DE LOS HONGOS.

Ya se había mencionado que los hongos son incapaces de tomar, los alimentos como los animales, lo hacen por adsorción de nutrientes desde el ambiente donde se desarrollan (sustrato). Las hifas liberan exoenzimas que digieren los nutrientes a formas sencillas para su asimilación. Valorar en forma integral el rol de los hongos en la naturaleza es una tarea difícil, se estima que existen más de 250.000 especies de hongos. Los hongos participan en todos los procesos vitales, manteniendo relaciones simbióticas con plantas y animales (incluido el hombre), en términos generales su importancia ambiental radica en su participación en los siguientes procesos: Ciclaje de nutrientes; 2. Metabolismo vegetal; 3. Metabolismo animal (Богданова, Т.Л, 1985) 1.

Independiente del mecanismo de asimilación, gracias a sus características morfológicas, reproductivas y fisiológicas, los hongos se clasifican en cuatro grupos relevantes, que serán analizados a continuación.

1.1.1. ASCOMYCETES Esta clase de hongos dispone de cerca de 30 000 especies. Los hongos saprofíticos edáficos y mohos que contaminan el pan y otros productos pertenecen a esta clase. Son representantes típicos; Penicillum, levaduras, colmenillas, líneas y el cornezuelo. Sus micelas son haploides, septadas y ramificadas. A través de los poros del citoplasma y el núcleo pueden, pasar a las células vecinas. Se caracterizan por una reproducción asexual, con ayuda de conidios o por prolongaciones (levaduras). Bajo reproducción sexual forman sacos (ascas), en las cuales durante la meiosis se forman esporas haploides (Переведенцева Л.Г, 2009) En la Figura 1.1, se muestra el ciclo reproductivo de los ascomicetes, donde se puede apreciar la fase sexual como la fase asexual.

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1.1.2. ZYGOMYCETES Pertenecen al grupo de hongos inferiores, según el tipo de alimentación la mayoría son saprofitos, aunque existen parásitos de insectos. Algunos forman micorrizas en las raíces de las plantas superiores, Sus micelas no son septadas, polinucleares. Todos los estados fuera del cigoto son haploides (figura 1.2.) El cigoto se forma por la unión de prolongaciones de dos micelas, que se funden y dan origen al esporangio. Son representantes de este grupo: Mucor (Храмцов А. К. Стефанови А. И. 2011) Las zygosporas resistentes formadas durante la fase sexual de su reproducción, en el interior de los zygosporangios. Existen más 1.060 especies, con un ciclo de vida que comprende dos etapas reproductivas, una sexuales y otra asexual del Zygomycete más común es el moho negro del pan.

Figura 1.1. Ciclo reproductivo de los Ascomycetes 2. Primera división, 2. Segunda división

1.1.3. BASIDIOMYCETES Pertenecen a esta clase cerca de 30.000 especies. El cuerpo vegetativo está formado por micelas ramificadas multicelulares dicarióticas. En cada célula del micelio se encuentran dos núcleos haploides. La mayoría forma cuerpos fructíferos, cuya función es la formación de esporas. Los micelios dicarióticos forman el cuerpo fructífero, conocido como setas. En la parte 13

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” inferior del sombrero se encuentra la capa portadora de esporas (Himenóforo), sobre las cuales se forman estructuras particulares. Los basidios (figura 1.3.)

Figura 1.2. Ciclo reproductivo de los Zygomycetes.

Para el incremento de la superficie del himenóforo, la parte inferior de la gorra está modificada, en los hongos laminados, el himenóforo tiene forma de placas que se abren radialmente (russula, rebozuelos, champiñones), en hongos tubulares, el himenóforo tiene la forma de tubos que se ajustan entre sí (boletus, lata de aceite). (Хофрихтер Р. 2019) Entre los hongos macroscópicos como las clásicas setas, entre los basidiomicetes podemos encontrar representadas en hongos comestibles, tóxicos, alucinógenos y fitopatógenos (Villafañe, H. H. M. 2008). En este grupo también se incluyen los hongos gelatinosos y los causantes de la caspa y enfermedades de la piel (Schmidt, A. 1997).

1.1.4. DEUTEROMYCETES Los hongos imperfectos antiguamente llamados Deuteromycetos, comprenden más de 15 000 especies diferentes que se clasifican juntas porque no se conoce en ellas la fase sexual de reproducción (González, L. C. 1976). Los Deuteromycetes ocupan su lugar en el grupo de los hongos, se caracterizan porque su reproducción es solamente asexual, mediante conidios. Sus micelas son septadas. Todo el ciclo vital transcurre en la etapa haploide, sin cambio de estados nucleares. Estos hongos constituyen ascomicetos superiores o basidiomicetos.

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Figura 1.3. Ciclo reproductivo de los Basidiomycetes

Durante el proceso evolutivo, perdieron la capacidad de formación de esporas sexuales. Según Леонтьев Д.В. (2010), los deuteromicetes representan un grupo filogenético diferente. Son de gran importancia para el hombre por su patogenicidad para el hombre dentro del Reino Fungi y tienen un gran peso en el campo de la biotecnología. Entre sus miembros así mismo se encuentran los géneros Penicillium y Aspergillus, entre otras.

1.1.5. CHYTRIDIOMYCETES Son una clase de hongos de la división Chytridiomycota propuesta por Cavalier Smith en 1998. Sus representantes habitan en el suelo, agua dulce y salobre, ocupan amplias zonas geográficas, desde los trópicos hasta las regiones polares (Taylor, T. N., Remy, W., & Hass, H. 1992). En los ecosistemas acuáticos, parasitan a las algas y plancton. En los ecosistemas terrestres degradan polímeros naturales como quitina, queratina o celulosa, llevando un régimen de vida saprófito. Algunas especies también son parásitos de plantas obligados (por ejemplo, Synchytrium endobioticum). La única especie conocida que parásita a los vertebrados es el hongo quítridio (Batrachochytrium dendrobatidis) que infesta a los anfibios. La reproducción es asexual y se realiza mediante zoosporas (M. J., & Vilgalys, R. 2006). En la figura 1.4. se describe el ciclo reproductivo de los chytridiomycetes.

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Figura 1.4. Ciclo reproductivo de los Chytridiomycetes

1.1.6. OOMYCETES Según Kortekamp, A. (2005). Los Oomycetes son un grupo de protistas filamentosos pertenecientes al grupo de los pseudohongos. Su nombre se deriva del nombre de la estructura reproductiva el Oogonio, que contiene los gametos femeninos. Al igual que la mayoría de los hongos presenta una fase reproductiva sexual y otra asexual (figura 1.5.). En este grupo se encuentran especies tanto saprofitas como parásitas, vinculadas al medio acuoso. Como parásitos actúan contra animales acuáticos y plantas. Son de gran importancia económica, puesto que engloban a parásitos de plantas vasculares, muchas de ellas de interés agrícola. Una de las más conocidas es la especie Phytophthora infestans, que en siglo XIX generó grades perdidas económicas y hambre al arrasar con los cultivos de patatas de Irlanda, que constituían la base de la dieta de la época.

1.2. GRUPOS ECOLÓGICOS DE HONGOS En virtud de su medio heterótrofo de alimentación, el desarrollo de los hongos depende del tipo de sustrato sobre el cual crecen. Gracias a su gran capacidad de adaptación, ocupan los nichos más variados en la biocenosis. En la identificación de grupos ecológicos de hongos se considera el entorno en el cual viven y el tipo (carácter) del sustrato sobre el cual se desarrollan. Según el tipo de 16

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” alimentación los hongos se clasifican en Saprofitos, parásitos, y simbiotrofos. Según el medio donde viven se distinguen:

Figura 1.5. Ciclo reproductivo de Oomycetes

Hongos edáficos. - En el suelo viven representantes de todos los tipos de hongos, algunos de ellos viven permanentemente en él, otros caen con los restos vegetales, traídos por el viento, las lluvias. Estos hongos permanecen en el suelo, en formas inactivas (esporas o micelios), su ciclo de vida no necesita del suelo, sin embargo, les permite sobrevivir en especial soportar las duras condiciones de invierno. Los hongos edáficos en función de su distribución en los horizontes edáficos se clasifican en: a) Saprofitos de camada (cubierta superficial edáfica) b) Saprofitos humificos c) Hongos radiculares o rizosfera. Mycorrizas A las micorrizas, pertenecen un amplio grupo de hongos de setas de la clase Basidiomycetes, que forman micorrizas con árboles y con arbustos, así como también Zygomycota, que forma micorrizas con plantas herbáceas. Micorriza, es una simbiosis compleja entre la raíz de plantas superiores con hongos, en dependencia del carácter de interacción se distinguen: a) Endotrofas b) Ectotrofas c) Endotrofas-ectotrofas 17

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Endotrofas, los hongos se ubican en el interior de la planta, ocupando el espacio intercelular de las raíces o el interior celular, con frecuencias forma vesículas o arbúsculos. Este tipo se encuentra con frecuencia en muchas plantas herbáceas, principalmente con hongos microscópicos con micelios acelulares de la división Zygomycota (Orden Glomerales) u hongos con micelios celulares de la División Ascomycota u hongos amorfos. Las orquídeas forman micorrizas con hongos Basidiales en su etapa amorfa- Rhizoctonia, sin ellos, sus semillas no germinan, en consecuencia, para las orquídeas esta simbiosis es obligada. Ectotrofa, se distingue por cuanto en la superficie externa se forma una cubierta de hifas en forma de tejido, que viste a la raíz. De este tejido hacia el exterior se emiten hifas, la raíz no forma sus propias vellosidades, este tipo de micorriza es característica para las plantas arbóreas, en tanto que en las herbáceas se encuentra muy rara vez. En condiciones naturales, es muy difícil establecer un límite específico entre estos dos tipos de micorriza, distinguir las diferencias. En los árboles están muy difundidas las especie intermedias ecto- endotrofas, formando arbúsculos y vesículas. Hongos acuáticos. -Es un grupo abundante de hongos, entre ellos existen saprofitos, que viven en los residuos vegetales que caen al medio acuático, parásitos de animales acuáticos, algas superiores acuáticas, tanto en agua dulce como en agua salada. A este grupo pertenecen los gongos Saprolegniales, y hongos de muchos grupos taxonómicos. Hongos epífitos. -Son hongos que habitan en la superficie de muchas plantas, en sus tallos hojas, etc. Los hongos filloplanos, constituyen un amplio grupo de hongos que habitan la superficie de las hojas que se alimentan de los exudados vegetales (varios tipos de levaduras). De amplia distribución son los hongos parásitos, según De Bari (citado por Diakov etall.2001), estos pueden ser:  Saprofitos Obligados, que viven en los restos de plantas, en el humus edáfico, incapaces de desarrollarse en las plantas vivas.  Parásitos facultativos, hongos que normalmente son saprofitos, pero capaces de afectar partes o la totalidad de la planta, bajo ciertas condiciones.  Saprofitos facultativos, hongos capaces de continuar su desarrollo vegetativo sobre los restos vegetales, después de la muerte de la planta hospedera.  Parásitos obligados, hongos capaces de alimentarse solo de productos generados por plantas vivas; después de la muerte vegetal, pasan a un estado de reposo o mueren. Estos hongos son estudiados por la fitopatología. Un gran grupo de hongos que habitan en los bosques son xilotrofos, al cual pertenecen hongos que poseen fermentos capaces de degradar la madera. Entre estos se distinguen xilosaprotrofos, que se desarrollan exclusivamente sobre la madera muerta y xiloparásitos, que se desarrollan parasitando árboles y arbustos. Adicionalmente existen hongos especializados para desarrollarse en sustratos específicos, denominados 18

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” coprofilos; que se desarrollan sobre los excrementos de animales herbívoros, hongos micofilos, que se desarrollan sobre los cuerpos fructíferos e hifas de otros hongos. Hongos carbofilos, que se desarrollan en la madera carbonizada y fogatas. Se considera que el medio de alimentación saprofito evolutivamente fue primario para los hongos, en tanto que el parasitismo surgió como resultado de la especialización a distintos sustratos. El proceso de formación de nuevos grupos ecológicos de hongos continúa hoy en día, el desarrollo de nuevos materiales como plástico, vidrio, papeles y materiales de composición compleja, ha generado la adaptación de hongos y el desarrollo de la capacidad de asimilarlos, formándose así, nuevos grupos eco-tróficos. Esta adaptación genera grandes daños a las creaciones humanas, lentes de microscopios, daños en libros, obras de arte, alimentos, embalajes, incluso metales.

1.2.2. HONGOS DEL SUELO La sustancia viva compuesta por miles de millones de bacterias edáficas, hongos microscópicos y otros organismos vivos; es la responsable de la fertilidad del suelo, mientras más alta es su diversidad y cantidad de microorganismos benéficos, mayor es su fertilidad y capacidad de autodepuración. La biodiversidad de organismos edáficos es muy variada e incluye a numerosos tipos de bacterias, actinomicetos, hongos, algas, plantas y diversos protozoos incluyendo amebas, nematodos, gusanos, ácaros y otros animales del suelo, cuya relación de población se mantiene en equilibrio dinámico. Algunos de ellos desintegran plantas muertas, cadáveres de animales muertos, y la materia orgánica (saprófito y detríticos), y lo transforman en el humus que mantiene la fertilidad del suelo (Liu, J., Meng, Z., Liu, X. et al. 2019). Los hongos edáficos, generalmente asociados con las enfermedades transmitidas por el suelo, son considerados "hongos del suelo", a pesar de que son aislados de las semillas. Algunos hongos viven en el suelo asociados a la materia orgánica derivada de sus actividades y en restos de plantas muertas. Otros hongos son transportados por el aire y se depositan en el suelo, de donde son aislados; otros son aislados de los animales que existen en el suelo, este es el caso del nematodo Heterodera schachili del cual se han aislado 63 especies de hongos (Carris et al., 1989). La actividad de los hongos edáficos sea que estén, en reposo o inactivos; puede verse afectada por factores del suelo como la temperatura, humedad, pH, sales y por sus propiedades físicas o químicas, factor que es independiente de si existe o no competencia entre estos organismos (Zhao, S., et al, 2019) Los hongos crean en la Hifosfera, un medio específico adecuado para el desarrollo de unos microorganismos y la inhibición de otros, gracias a la exudación de metabolitos. Adicionalmente se generan las condiciones para el desarrollo de plantas superiores, de 19

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” esta forma la micorriza y los micromycetos de vida libre se integran a distintos componentes de las biocenosis y los estabilizan. Según Prakash V. (2017), los hongos son los únicos organismos omnipresentes en la biosfera, debido a su capacidad para de degradar bioquímicamente compuestos orgánicos, que incluyen a sustancias persistentes y tóxicas como residuos industriales y contaminantes químicos, transformándolos en sustancias inocuas o menos tóxicas que las originales. En un medio portador de nutrientes (sustrato), pueden desarrollarse simultáneamente varios hongos, produciéndose entre ellos relaciones de competencia (antagonismo) o de cooperación. Para la degradación de la mayoría de los compuestos orgánicos poliméricos, es necesaria la participación de un consorcio de hongos, donde cada uno ejecuta una etapa específica de la degradación. Los macro hongos son los carroñeros del mundo vegetal, desempeñan un rol ecológico importante en el enriquecimiento de sustancias húmicas en el suelo, degradando las hojas y madera (celulosa y lignina), permitiendo el reciclado de sus componentes en forma permanente (Sultana et al. 2007). En la práctica los macro hongos, son fábricas de enzimas, que degradan todo tipo de residuo orgánico, representantes típicos de estos son géneros como Phanerochaete y chrysosporium, que pueden digerir los componentes lignificados de la madera. Muchos macro hongos pueden reducir los efectos del DDT, dieldrin, aldrin y eventualmente de componentes radioactivos. Estos hongos presentan gran perspectiva en el tratamiento de los residuos generados por la industria del papel y el cartón (Sultana et al. 2007), cuya estructura es similar a la lignina, (empleando el concepto de cosustrato, esto es una sustancia que posee una estructura y comportamiento químico similar al sustrato y que sirve como adaptador del proceso de biodegradación). La actividad enzimática de los suelos es una consecuencia directa del metabolismo de la comunidad microbiana y su capacidad para mantener los ciclos de nutrientes, aun a pesar de la presión de los estresores ambientales como el cambio estacional u otros factores que afectan directamente no solo a la productividad del suelo, sino también, a la diversidad taxonómica (Caldwell, B. A. 2005). Para Esterhuizen-Londt et al. (2016), al igual que para otros autores los hongos presentan un enorme potencial en la degradación de sustancias de alto peso molecular responsables frecuentes de contaminación ambiental como los Hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs), en consecuencia, la biorremediación con hongos puede constituirse en una verdadera alternativa eficiente y ecológica de luchas contra la contaminación ambiental.

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Hongos del género Stachybotrys, se desarrollan en forma saprófita sobre las partes muertas de plantas, y participan en la degradación de la celulosa y hemicelulosa vegetal. Las especies patógenas forman toxinas que son eliminadas al sustrato donde inhiben el crecimiento de otros microorganismos o plantas superiores. Analizando el rol de los micro hongos en los procesos pedogenéticos, debemos mencionar que los antibióticos producidos, participan en forma directa en la síntesis de humus y sustancias húmicas del suelo. La estructura química de la mayoría de los antibióticos fúngicos es de naturaleza aromática, que constituye la base de la estructura química del humus (grupo quinona) (Katoch, M., & Pull, S. 2017). Así, se ha establecido que, en suelos ricos en humus (ácidos húmicos), la cantidad y variedad de hongos productores de antibióticos de estructura compleja policíclica, es más alta. En tanto que en suelos que contienen altas concentraciones de ácidos fúlvicos, la cantidad de hongos productores de antibióticos de estructura más simple es abundante (Aristilde Ludmilla y Garrison Sposito. 2013; Gu, C., & Karthikeyan, K. G. 2008; Cycoń, M., Mrozik, A., & Piotrowska-Seget, Z. 2019). Los hongos edáficos y las plantas mantienen un enlace estrecho, por cuanto el sitio más adecuado para el desarrollo de hongos es la rizosfera, esto es la capa de suelo, con un espesor de 2-3 mm, ubicado inmediatamente sobre las raíces. La rizosfera cubre su entorno con exudados que contienen sustancias energéticas que estimulan el crecimiento de los hongos (monosacárido, oligo y polisacáridos). Adicionalmente la capa de rizosfera se enriquece con hojas caídas que se asimilan fácilmente por parte de los hongos microscópicos. Por su parte las raíces de las plantas remueven el suelo, mejorando su aireación y la consecuente oxidación biológica (Pétriacq, P., et al, 2017) La población de hongos en suelos ácidos es mayor que en suelos neutros, pero su biodiversidad es menor (Grządziel, J., & Gałązka, A. 2019). A criterio de muchos investigadores la biodiversidad de hongos en medios alcalinos es menor debido a que, bajo estas condiciones la competencia con otros microorganismos es alta, así, una parte de los hongos mueren por acción de los antagonistas, bacterias y actinomicetos. Sin embargo, no se puede afirmar que las condiciones del medio definen la población de todos los hongos en igual forma, este aspecto se ilustra con Penicillium rugulosum, y P. luteum, que son muy abundantes en suelos alcalinos, en tanto que P. frequentans y P. pulvillorum, son abundantes en suelos ácidos (Grum-grzhimaylo, et al, 2016) La mayoría de los hongos edáficos son aerobios obligados, razón por la que se distribuyen principalmente en la capa superficial del suelo. En las capas más profundas, la cantidad y variedad de hongos es menor, no solo por la falta de aire, sino porque el contenido de sustancias orgánicas disminuye. El laboreo del suelo y su abonado incrementa el número de estos microorganismos (Литвинов М.А. 1976) La mayoría de los hongos edáficos que habitan en distintos suelos, pertenecen a la clase de hongos imperfectos. Estos hongos se aíslan más fácilmente del suelo, en medios 21

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” nutritivos artificiales y bajo condiciones de laboratorio. Los hifomycetos son los hongos imperfectos más distribuidos en la mayoría de los suelos del mundo, donde se los halla en forma de esporas y micelios viviendo a expensas de los componentes minerales del suelo y de los residuos vegetales caídos (Goettel, M. S., & Inglis, G. D. (997). Entre los hongos encontrados en el suelo, podemos mencionar a los grupos fúngicos que pertenecen al orden Sphaeropsidales, representados por especies únicas de los géneros Phoma, Coniothyriuni y Chaetomella, que se aíslan del suelo en forma poco frecuente. Hongos del orden Melanconiales, representado por una especie del género Cryptomela — C. acutispora, típico de suelos arenosos y secos. Adicionalmente son hongos edáficos los representantes de los géneros Oospora, Geotrichum, Acremonium, Trichodernia, Aspergillus, Penicillium, Scopulariopsis, Verticillium, Trichothecium, Stemphylium, y Fusarium. Un grupo importante de hongos está representado por los géneros Penicillum, aspergillus y fusarium, que constituyen la base de los sistemas de autodepuración de los suelos, por cuanto contribuyen a la degradación de residuos de pesticidas, hidrocarburos y metales pesados que se acumulan en los suelos (Ughamba, K. T., et al 2020; Atagana, H.I., et al, 2006) El género Trichoderma posee actividad biológica como biofungicida para controlar diversas enfermedades de las plantas, como biofertilizantes que promueven el crecimiento de las plantas. Trichoderma secreta diversos compuestos volátiles como alcoholes, aldehídos y cetonas, etileno, cianuro de hidrógeno y monoterpenos, así como compuestos no volátiles que incluyen peptaibols y gliotoxina y gliovirina similares a dicetopiperazina que se sabe, exhiben actividad antibiótica (Sharma S. et al. 2019), gracias a eso, controlan el crecimiento de microorganismos (hongos y bacterias) que pueden ser patógenos para los cultivos. Verticillum, es un grupo grande de hongos que se pueden encontrar en muestras de suelo, agua y aire. La mayor cantidad de especies de Verticillum se encuentran en suelos ácidos. Entre estos se encuentra algunas especies fitopatógenas que generan marchitez, que conlleva finalmente a la muerte de la planta. El género Verticillum contiene 10 especies fitopatógenas, otras son saprofitas y patógenas oportunistas (Shi‐Kunne, X., et al. 2018). En términos generales Verticillum a más de generar enfermedades en ciertos cultivos, también participan en el ciclaje de nutrientes del suelo y contribuyen al mantenimiento del equilibrio ecológico y fertilidad edáfica. Los hongos del género Aureobasidium, están distribuidos en todo el mundo, en todo tipo de clima, desde zonas glaciares húmedas hasta zonas áridas; habitan en la superficie de plantas, suelos, agua, rocas y superficies de obras de infraestructura humana. Se caracterizan por un bajo desarrollo del micelio con conidios ovales y elipsoides. Esos hongos producen enzimas de uso industrial como β-glucosidasa, amilasas, celulasas,

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” lipasas, proteasas, xilanasas y mannasas. Adicionalmente presentan gran actividad para el control de patógenos aéreos de plantas (Shi‐Kunne, X., et al. 2018). Los hongos del género Alternaria, están ampliamente distribuidos en países de latitud sur en asociación con la rizosfera de plantas herbáceas. Muchas de ellas generan enfermedades en plantas superiores. Alternaria tenuis, genera enfermedades en la mayoría de los cultivos de importancia alimenticia como: cebada, centeno, maíz, arroz arveja y soya. A más de especies patógenas, Alternaria comprende especies saprofíticas y endofíticas (Saharan, G. S., et al. 2016) Algunos hongos del género Stachybotrys, con frecuencia se los encuentra en suelos de la latitud norte, en especial en suelos ricos en residuos de celulosa. Stachybotrys alternans, se desarrolla en forma saprofítica sobre los residuos de plantas, donde participa en la degradación de la celulosa vegetal, un producto de su actividad metabólica es la producción de sustancias tóxicas que se eliminan al medio, cuando estos se liberan sobre los piensos, que son consumidos por animales; pueden producir su muerte (Потехина. Р. М., et al. 2019) Finalmente, un género importante de hongos es Cladosporium, ampliamente distribuido en suelos de alta latitud, muchas de sus especies son semiparásitas. A manera de ejemplo señalamos a Cladosporium transchelii (БЕКСУЛТАНОВА А.М. 2017) Algunas especies de Cladosporium de origen marino son empleados en procesos de biodegradación de antraceno y una gama de HAPs, este es el caso de Trichoderma harzianum CBMAI 1677, Cladosporium sp. CBMAI 1237, Aspergillus sydowii CBMAI 935, Penicillium citrinum CBMAI 1186 y Mucor racemosus CBMAI 847), que degradaron 50 mg/kg de antraceno en 14 días (Birollia W. G.., et al. 2018)

1.2.3. HONGOS ACUÁTICOS Los hongos acuáticos, ocupan todos los nichos ecológicos en todos los ecosistemas desde lagos de alta montaña hasta el océano profundo. Sin embargo, los ecosistemas acuáticos con frecuencia no se asocian como hábitats de hongos, aunque los hongos acuáticos juegan un rol importante para el ciclo de la materia orgánica y la dinámica de la red alimentaria de los cuerpos de agua (Grossart, H., Van den Wyngaert, S., Kagami, M. et al, 2019). Los Ascomycetos, Basidiomycetos con los Hyphomycetos, desempeñan papel clave en la descomposición de la hojarasca en ríos y arroyos, mientras que los Chitridios parásitos son una fuente importante de alimento para pequeños invertebrados en los lagos (Ittner, L. D., et al, 2018). Pese a la importancia de estos hongos, para el control de las floraciones de algas en aguas superficiales y lenticas, en la legislación europea no son tomados en cuenta en los marcos regulatorios de la UE con respecto a la protección de las aguas superficiales (Kallis, G., & Butler, D. 2001). 23

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Los hongos acuáticos tanto de agua dulce como de salada, participan en el ciclaje de la materia orgánica, especialmente de sustratos poliméricas a los cuales los transforman en sustancias húmicas y la liberación de H2S, participando activamente en el ciclo del carbono a nivel ecosistémico (Masigol, H., et al. 2019) En estudios del proceso de eutrofización se emplearon hongos en el proceso de acuáticos, para evaluar a acumulación de C y los niveles de adsorción de N y P (C: N: P), las pruebas mostraron que el N disuelto es limitante para el crecimiento fúngico, en tanto que la concentración diluida de P no ejerció una influencia sobre la dinámica de crecimiento fúngico. La capacidad de los hongos para inmovilizar y almacenar el exceso de P puede alterar el flujo de nutrientes a través de las redes alimentarias acuáticas y afectar el funcionamiento del ecosistema (Gulis, V., Kuehn, K., Schoettle, L. et al, 2017) Los hifomycetos acuáticos participan en procesos de inhibición alelopática de los competidores, inhiben químicamente las bacterias y otros hongos (incluidos otros hifomycetos acuáticos), Así Nueve especies de hifomycetos acuáticos experimentales exhibieron actividad anti-diatomeas, hasta en un 100% de inhibición. En estos procesos participan una gran variedad de compuestos fúngicos (Allen, J. L., et al, 2017) El acetaminofén, es un xenobiótico que surge en los cuerpos de agua a través de las descargas domésticas y Biomédicas, tanto sus residuos como productos de biodegradación, no son retenidos en las plantas de tratamiento convencional de aguas residuales. El estudio de Esterhuizen-Londt, et al, (2016), demuestra que el hongo Mucor hiemalis, es capaz de degradar este xenobiótico gracias a sus enzimas de estrés antioxidante, catalasa, glutatión peroxidasa y glutatión reductasa. La presencia y diversidad de hongos Hyphomycetes y sus metabolitos secundarios en los sistemas acuáticos, incide en la calidad del agua de consumo. Pese a conocerse los factores que controlan su distribución y sus efectos sobre la calidad del agua, aún se tiene poca información sobre las posibles vías metabólicas que conducen a la formación de metabolitos secundarios tóxicos (Magwaza, N. M., 2017). A más de la capacidad de los hifomycetos acuáticos para degradar la basura vegetal en las corrientes de agua; estos hongos tienen la capacidad de tolerar, adsorber y acumular cobre y zinc. Al comparar la concentración de estos metales en Heliscus submersus y Flagellospora aisladas de una corriente contaminada, con otras aisladas de una corriente limpia Varicosporium elodeae, se evidenció que los primeros tenían niveles más altos de compuestos de tiol que las segundas. Según Azevedo M. M. et al, (2016) la bomba de protones de la membrana plasmática está involucrada en la aclimatación de los hifomycetos acuáticos a los metales y con ello a su sobrevivencia. Otros Hifomycetos sumergidos de agua dulce, que participan en la degradación de la materia orgánica son: Triadelphia diversa, T. inquinans, T. uniseptata, Trichocladium angelicum, T. englandense, Tridentaria tylota, Trinacrium subtile, Wiesneriomyces laurinus y Xylomyces elegans (Borade D. S. et al, 2020).

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” La diversidad cuantitativa y cualitativa fúngica está asociada al contenido de compuestos biogénicos y sustancias orgánicas en el agua. Los niveles elevados de estos estimulan el crecimiento y el desarrollo de hongos y organismos detritívoros, mientras que niveles muy altos de compuestos biogénicos y materia orgánica tienen un efecto inhibitorio (Godlewska Anna, et al, 2016). Entre las especies acuáticas aisladas están especies parásitas de anfibios, crustáceos peces y huevos como: Achlya americana, Ac. polyandra, Saprolegnia parasitica y S. ferax, Myzocytium microsporum, M. zoophthorum, Aphanomyces astaci y Ap. Daphniae. Otros hongos potencialmente patógenos para los humanos, como: Aspergillus niger y Candida tropicalis, y Fitosaprobiontes comunes como Achlya klebsiana, Ac. prolifera, leptolegnia caudata, Nowakowskiella elegans, N. macrospora, Pythium inflatum, Saprolegnia litoralis, Aphanomyces irregularis, A. laevis, Saprolegnia litoralis, Pythium butleri, P. inflatum, P. tardicrescens, P. ultimum, Angulospora aquatica, Arbusculina fragmentans, Lemonniera aquatica y Pithomyces obscuriseptatus (Straminipila) (Czeczuga Bazyli, et al, 2007)

El descubrimiento de numerosos taxones de hongos no cultivados y poco conocidos que pertenecen a ramas divergentes tempranas del árbol fúngico como Rozellomycota y Chytridiomycota, obliga a revisar los conocimientos de la filogenia, la fisiología y las funciones ecológicas de los hongos zoospóricos, en especial su rol en la dinámica y la biogeoquímica de las redes alimentarias acuáticas (Grossart H., et al, 2016) La posibilidad de cuantificar las comunidades mixtas es crucial para evaluar su importancia ecológica, pero sigue siendo un desafío. Taube Robert, et al, (2019), caracterizaron la composición de ácidos grasos derivados de fosfolípidos (AGFL) de hongos acuáticos de Chytridiomycota (quitridios) y Dikarya. La composición de AGFL de las zoosporas fue muy similar entre los diferentes taxones, pero distinta de su respectiva etapa de vida esporangica. Estos resultados, les permitieron concluir que la composición de AGFL, predice la distribución de la biomasa de hongos filamentosos con bastante precisión. Las comunidades microbianas bentónicas (CMB) juegan un papel importante en el ciclo del carbono de los lagos, y las zonas litorales bentónicas, que se han destacado como puntos biogeoquímicos críticos. La materia orgánica abundante en ecosistemas lacustres ejerce una notable influencia sobre las comunidades microbianas pelágicas, sin embargo, se conoce poco sobre su efecto sobre las CMB, y en particular de los hongos acuáticos. El estudio de Taube R, et al (2018), que analiza la composición de CMB y la biomasa utilizando ácidos grasos derivados de fosfolípidos (AGFL) con un modelo mixto bayesiano, evidencia que la calidad y estructura de las CMB, están dominadas por bacterias heterotróficas con baja biomasa fúngica (Hughes, K. A., et al, 2020) Para investigar la diversidad fúngica acuática un estudio realizado en México usó un fragmento del ADN ribosomal 18S como un marcador molecular. Los resultados, muestran que, de las 2,020 secuencias identificadas como hongos, un 23.8% se clasificaron como familia, un 48.5% como orden, un 13% como clase/subphylum y un 25

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” 14.7%. El phylum más representado fue Ascomycota (89.1%), seguido de Chytridiomycota (8.1%), Basidiomycota (2.8%) y Mucoromycotina (1.3%) (Valderrama Brenda, et al, 2016) Si bien existen patrones globales de biodiversidad para microorganismos del suelo, plantas y animales, son conocidos; los patrones de distribución de la diversidad microbiana en las aguas son prácticamente desconocidos. Un estudio a gran escala de la biodiversidad de hongos de hojarasca en arroyos a lo largo de un gradiente latitudinal sugiere una distribución en forma de joroba a lo largo del gradiente latitudinal. La composición comunitaria de hongos estaba más claramente relacionada con las preferencias térmicas que con la biogeografía, esto significa que la temperatura, es fundamental para desentrañar los patrones globales de la diversidad de hongos acuáticos (Seena, S., et al, 2019)

1.2.4. HONGOS SIMBIÓTICOS El término simbiosis describe la relación entre dos organismos que mantienen un contacto íntimo y en el que ambos reciben beneficio mutuo. Entre las relaciones simbióticas más comunes están relacionados los hongos con líquenes y micorrizas. Los beneficios mutuos les permiten superar la influencia de factores estresantes ambientales y antropogénicos con éxito. Desde el punto de vista ambiental la relación simbiótica de hongos en los líquenes y micorrizas constituye una relación que afecta sensiblemente en la variación de la biomasa de los ecosistemas (Suarez, j. 2018). En la figura No.1.6, se ilustran las posibles interacciones simbióticas de los hongos con otros organismos en la naturaleza.

Liquenes

Animales incluido el hombre

Rizosfera Plantas superiores

SIMBIOSIS Bacterias/ hongos/ actinomice tos

Aves

Insectos

Figura No.1.6. Posibles interacciones simbióticas de los hongos.

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Para Raina J., Eme., et al. (2018), la simbiosis se reconoce como un motor central de la evolución en todo el árbol de la vida, que incluye a los endosimbiontes bacterianos que proporcionan a los insectos nutrientes vitales y las mitocondrias que proveen de energía a nuestras propias células, como ejemplos brillantes de esta relación. Las simbiosis entre microbios y sus huéspedes multicelulares como el organismo humano (flora microbiana intestinal), le permiten al cuerpo asimilar una amplia gama de nutrientes que no podrían de otra forma ser aprovechados. Gracias a esta relación, algunos de los ecosistemas más productivos del planeta, incluidos los respiraderos hidrotermales y los arrecifes de coral, han logrado ser exitosos. Los hongos simbióticos mantienen relaciones de mutuo beneficio con muchos otros organismos, así el hongo Leptographium abietinum es simbiótico con el escarabajo del abeto norteamericano Dendroctonus rufipennis; el simbionte proporciona al insecto nutrición, elimina competitivamente a los microbios antagonistas o desintoxica los compuestos de defensa de la planta huésped (Davis Thomas., et al, 2019). Las bacterias y los hongos constituyen significativamente a los procesos de mantenimiento de los ciclos biogeoquímicos. La interacción de hongos y bacterias acarrea beneficios mutuos para la sobrevivencia de ambos grupos. Analizando los mecanismos que sustentan las interacciones bacterianas con hongos en el suelo y otros sistemas, Nazir Rashid, et al, (2017), se centraron en el sistema de secreción tipo III (T3SS), que les permite a las bacterias interactuar con eucariotas y observaron que la abundancia de T3SS en los microbiomas bacterianos aumenta en hábitats afectados por hongos como la micosfera y la micorrizosfera, modulando la fisiología de su compañero fúngico, afectando sus características ecológicas y en consecuencia, configurando su propio hábitat. Generalmente las bacterias patógenas usan un sistema de secreción de tipo III (T3SS) para manipular las células huésped. Una parte esencial del T3SS es un filamento de proteína hueco en forma de aguja a través del cual las proteínas efectoras se inyectan en las células huésped eucariotas (Kubori, T. et al, 1998; Kimbrough, T. G. & Miller, S. I, 2000; Blocker, A. J. et al, 2008) Los hongos edáficos, mantienen relaciones complejas no solo con plantas superiores, sino también con las bacterias y actinomicetos del suelo. Un gran grupo de hongos saprófitos son capaces de limitar el crecimiento de microorganismos fitopatógenos que incluyen a hongos patógenos. Así Trichoderma lignorum, exitosamente, se emplea en el control Verticillium dahliae, responsable de la marchitez del algodón y otros cultivos. (Admassie, M., Alemu, T., & Mulatu, A. 2019). Los hongos interactúan con las bacterias en nichos ambientales específicos y realizan diversas funciones ecológicas colectivamente. Estas interacciones regulan componentes claves de la maquinaria reproductiva del huésped, inducen la producción de fitohormonas y desempeñan un papel protector complementario para el hongo del huésped en condiciones de estrés. Esta relación se puede ilustrar con el estudio de Arora, P., & Riyaz-Ul-Hassan, S. (2019), que investigó la asociación endofítica única de 27

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Burkholderia con Rhizopus sp., y descubrió que la fitotoxina, que es esencial para la patogenicidad del hongo, fue producida por el endosimbionte en lugar del hongo huésped que causa la plaga del arroz. Los metabolitos secundarios (MS) producidos por los microorganismos cumplen muchas funciones, sin embargo, la función ecológica de la mayoría sigue siendo desconocida. El estudio de Stroe., et al (2020), que muestra como la interacción bacteriana-fúngica, de la bacteria Streptomyces rapamycinicus, induce la producción del metabolito fúngico fumigerina en Aspergillus fumigatus, este metabolito inhibe la germinación de esporas de S. rapamycinicus, permite conservar los recursos del medio, para beneficio mutuo. La existencia de líquenes es un ejemplo común de relación simbióticas de los hongos, en este caso con algas y levaduras. El micobionte provee agua y nutrientes en esta relación, en tanto que el fotobionte genera energía útil y materia orgánica para los dos organismos. La mayoría de micobiontes son ascomicetos. Las micorrizas son otro ejemplo importante de simbiosis, el término describe la relación un hongo y una planta vascular, donde el hongo recibe sustancias nutritivas generadas fotosintéticamente por la planta (azúcares, aminoácidos, grasas, etc.), en tanto que el hongo pone a disposición de nutrientes solubilizados del suelo (N, P, K microelementos), e incrementan su resistencia frente a enfermedades (Frank A.B., Trappe J.M. 2005). La mayoría de las plantas mantienen relaciones de micorriza con los hongos, más del 80% de las plantas. Las formas más conocidas de relación de micorriza son: Micorrizas arbusculares (MA) y las ectomicorrizas (ECM) (Varma Ajit., et al. 2017). Las relaciones de dependencia entre los hongos y las plantas superiores se ilustran en la figura No. 2. Los exudados vegetales se pueden emitir mediante los siguientes mecanismos, que se ilustran en la figura No.1.7.

Figura No.1.7. Interacciones de los hongos con las plantas superiores 28

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” 

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Difusión. Por este mecanismo se exudan los azúcares, aminoácidos, ácidos carboxílicos y fenoles, siguiendo el gradiente de concentración que en el interior de las células es del rango de mMol y del exterior celular que es de µmol (Guern, J., Renaudin, et al. 1987; Samuels, A.L., et al. 1992; Nobel, P.S., 1999) Canales iónicos, por este mecanismo se exudan grandes cantidades de ácidos carboxílicos específicos, que desempeñan importante rol en el metabolismo biológico, tales como: citrato, malato, oxalato, Fitosideróforos, respuesta a estrés generado por deficiencia nutricional (Kollmeier, M. et al., 2001; Zhang, W.H., Ryan, P.R., and Tyerman, S.D., 2001). Vesículas de transporte. A través de vesículas de transporte se exudan sustancias como mucilagos proteicos, polisacáridos, por medio de vesículas del aparto de Golgi. (Marschner, H., 2011; Rougier, M., 1981; Gagnon, H. et al 1992; Walker, T.S., 2003; Nishizawa, N. and Mori, S., 1987). Otros mecanismos. Las raíces vegetales también secretan una amplia gama de metabolitos secundarios como los fenilpropanoides, quinonas, flavonoides, terpenoides y alcaloides, que sirven como señal química entre la planta y microorganismos en procesos de disuasión alimentaria, interacciones alelopáticas que requieren control en el espacio y el tiempo (Facchini, P.J., 2001; WinkelShirley, B., 2001). H+ ATPasa Exocitosis

Polisacáridos, mucilagos proteicos Enzimas ectofenólicas

Difusión

Azúcares, carboxilatos, aminoácidos fenoles

Canales aniónicos

Metabolitos secundarios fenólicos

ATP

Ácidos orgánicos aniones y fitosideróforos

ADP+ Pi

K+ canales, K+ difusión

Extrusión de protones/ K extrusión. Según el gradiente de potencial electroquímico para la exudación de carboxilatos

Figura No.1.8. Mecanismos de exudación de metabolitos en plantas superiores.

Las asociaciones simbióticas entre mamíferos y hongos han sido bien documentadas y son consideradas vitales para las funciones del ecosistema. Las simbiosis entre aves y hongos también son ecológicamente vitales, pero se han estudiado mucho menos a fondo. Entre las relaciones están la cogestión de alimentos (degradación de semillas), el suavizado del suelo para hacer más fácil la tarea de excavado de sus nidos. Estas interacciones tienen un gran efecto en la dispersión de hongos y la biogeografía, la salud

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” de las plantas, la función del ecosistema, la nutrición / aptitud de las aves y el comportamiento de las aves (Elliott, T.F., Jusino, M.A., et al. 2019) Las relaciones simbióticas de los hongos, también se amplían a los escarabajos sobre quienes ejercen influencia en su nutrición, desintoxicando las defensas de los árboles, con efectos amplios no solo para el huésped y el simbionte, sino también para los ecosistemas forestales en los que existen (Six Diana L., 2020). La simbiosis entre microbios y huéspedes eucariotas es común y a menudo se considera un sello distintivo de la evolución multicelular, esto se puede ilustrar con la relación las más de 13 000 especies de hormigas, con las que mantienen relaciones de simbiosis, patógenas a mutualistas, con bacterias, hongos, actinomicetos cuya complejidad de interacción aún no es del todo entendida (Moreau, C. S. 2020). La diversidad de vías a través de las cuales los hongos micorrízicos alteran la coexistencia de la planta dificulta la comprensión de sus efectos sobre las interacciones planta-planta, afectando a los patrones de distribución de su biodiversidad y en la coexistencia de especies vegetales (Montesinos Alicia., et al. 2019) Los hongos exhiben "estilos de vida" bastante diferentes cuando habitan plantas, pueden inducir cambios sistémicos beneficiosos en la expresión de genes que produce proteínas que desintoxican especies reactivas de oxígeno (ROS). En las plantas los ROS aumentan por el estrés ambiental o por la sobreexcitación de pigmentos fotosintéticos (Segal, L. M., & Wilson, R. A. 2018). las relaciones simbióticas en los cultivos tienen potencial no solo en la mejor de la productividad, por el incremento de la tasa de fotosíntesis, sino también, por el incremento de los ingresos agrícolas, con una desaceleración del calentamiento global, debido a la combinación de la fotosíntesis mejorada, el incremento del secuestro de CO2 del aire y el aumento del contenido de materia orgánica en el suelo (Harman, G. E., & Uphoff, N. 2019). En la rizosfera vegetal se desarrollan comunidades de hongos edáficos que, por su composición de especies y número, son específicos y que reflejan la diversidad de especies de la microflora del suelo analizado. Sin embargo, las relaciones cuantitativas de los distintos grupos taxonómicos que habitan las raíces son totalmente diferentes. Así, a manera de ejemplo podemos citar la existencia de un mayor número de especies del género Alternaria y Fusarium en plantas herbáceas, en tanto que en las zonas del suelo alejadas del sistema radicular su cantidad es sensiblemente menor (Berestetskiy, A.O., et al. 2018). En tanto que en cultivos como el algodón las especies de hongos predominantes son Fusarium oxisporum, y Penicillium (Halpern H. C., et al. 2017) La especificidad de especies asociadas al sistema radicular de ciertos cultivos se puede ilustrar también con Penicillium nigricans, que está asociado al rizoma del trigo de otoño, en tanto que en el suelo vecino de mayor abundancia es el hongo Penicillium corymbiferum (Gautam, A. K., & Avasthi, S. 2019). 30

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” La evolución de un mutualismo facultativo u obligado requiere interacciones recíprocas mediante las cuales una especie proporciona un servicio a otra especie, tal como sucede en la relación entre hongos e insectos. Los insectos pueden consumir los hongos o lo hongos pueden degradar los tejidos vegetales o las toxinas generadas por ellas, haciéndolas inocuas para los insectos. Por su parte los insectos dispersan los hongos o proveen sustratos para el desarrollo de los hongos (excretas). Para Biedermann & Vega (2020) el mutualismo absoluto ha dado lugar a la evolución de adaptaciones morfológicas en insectos y hongos, la evolución de los comportamientos sociales en algunos grupos de insectos y pérdida de la sexualidad en algunos mutualistas de hongos.

1.2.5. HONGOS PARÁSITOS El fenómeno del parasitismo es una relación donde el huésped vive a expensas del hospedero, generando con frecuencia la muerte de este último. El parasitismo está muy expresado en los hongos, que pueden parasitar plantas (cultivos de interés agroindustrial, alimenticio), animales (incluyendo al hombre), insectos, e incluso a otros hongos. Los hongos parásitos igual que otros parásitos obtienen nutrientes de otro organismo, dentro o en cuya superficie se desarrollan, ejemplos de este tipo de hongos el hongo de la miel Armillaria mellea y Ganoderma applanatum, que son parásitos fúngicos en los árboles. Por otro lado, los hongos Fusarium graminearum y Botrytis fabae, responsables del tizón del trigo y de la mancha de chocolate en los frijoles, respetivamente. El uso del término parásito es más frecuente cuando la interacción en sí es de interés primario (Дьяков Ю. Т. 2000). Para que un parásito genere una enfermedad se requiere un huésped susceptible, un patógeno especialmente virulento o condiciones ambientales propicias pueden conducir al desarrollo de la enfermedad. Si bien los parásitos son negativos para los cultivos de interés humano, en los ecosistemas naturales estos hongos parásitos juegan un papel importante en la regulación del ecosistema, por cuanto infectan y matan a árboles viejos, abriendo el dosel del bosque para que los árboles más jóvenes prosperen y reemplacen al árbol caído. La muerte de grupos de árboles permite las sucesiones en los espacios libres, con nuevas especies, adicionalmente generan hábitats para muchas especies de aves y pequeños mamíferos que anidan en el interior de los árboles degradados por los hongos. Los hongos parásitos se distribuyen y progresan con éxito en bosques integrados por una sola especie susceptible, en tanto que, en bosques mixtos, las especies no susceptibles ejercen un efecto amortiguador al ecosistema, limitando el daño que el parásito causa a la comunidad de plantas al limitar su capacidad de propagación.

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Los hongos patógenos son capaces de permanecer largo tiempo en el suelo, su capacidad de sobrevivir depende de la presencia de hospederos, agentes inhibidores y de la forma de conservación del hongo. A manera de ejemplo las clamidiosporas de Fusarium se conservan 5 años, otros permanecen por períodos bastante largos, este es el caso de Ophiobolus, Gibellina, Rhizoctonia, Phomopsis, Verticillium, Rhizopus, Pythium, Alternaria, Cercosporella, etc., razón por la que la lucha contra ellos con frecuencia no da resultados (Переведенцева. Л. Г. 2009; Барановичский Государственный Университет. 2018) La larga permanencia de estos hongos en el suelo genera problemas de toxicosis para las plantas que reducen su crecimiento, debido a que se altera la nutrición, por cuanto su sistema radicular no es capaz de adsorber los nutrientes de la solución edáfica (Переведенцева Л.Г. 2012; Захарычев Владимир. 2020) Como se mencionó, los hongos también pueden ser parásitos y / o patógenos en otros hongos, un ejemplo de este tipo de parásito es Chalciporus piperatus, que parasita al macro hongo Amanita muscaria, que fructifican en forma simultánea. Otro ejemplo es Asterophora parasítica, que parasita al hongo comestible Russula sporocarps (Geml Jo´zsef., et al. 2010) La interacción entre hongos con frecuencia tiene efectos curiosos, como la generación del hongo comestible “de la langosta” que es el resultado de la interacción del micro parásito Hypomyces lactifluorum que infecta un esporocarpo de Russula o Lactarius y causa una formación anormal de esporocarpio (Das, K., & Chakraborty, D. 2013). La especie macro fúngica Tolypocladium longisegmentum, es mico parasitaría en el género Hipogeo Elaphomyces (Quandt, C. Alisha. 2014). En el caso de la interacción de los hongos Agaricus bisporus, y el hongo patógeno Trichoderma aggressivum, causan la epidemia de moho verde en Agaricus bisporus cultivado comercialmente en América del Norte (Pandin Caroline., et al. 2018; Samuels, G. J., et al. 2002) La capacidad de los hongos de secretar oxalato les proporciona ventajas para su crecimiento y colonización de sustratos. El ácido oxálico, acidifica los tejidos del huésped y la captación del Ca2+. La formación de cristales de oxalato de calcio debilita las paredes celulares, y la activación sinérgica de la enzima poligalacturonasa que degrada la pared más rápidamente (Дьякова.Ю.Т. 2007) Adicionalmente los cationes liberados por el oxalato incrementan la solubilidad del Al y Fe, que inhiben la asimilación del P. Sin embargo, el oxalato no solo genera problemas, puede contribuir a la desintoxicación debido a su capacidad de enlazar iones divalentes como el Cu, empleados para la conservación de la madera (Сотникова Е. В., Дмитренко В. П.2015). Para Dutton Martin V. y Evans Christine S. (1996) el oxalato es fundamental en la degradación de la madera actuando como iniciador (donante de electrones), que facilita el trabajo de los hongos basidiomicetos.

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Entre los hongos patógenos, se encuentran los entomopatógenos, que se emplean en el control de plagas de cultivos, sin embargo, se conoce que también desempeñan funciones adicionales en la naturaleza. Son endófitos, antagonistas de patógenos vegetales, asociados con la rizosfera y posiblemente incluso agentes promotores del crecimiento vegetal (Vega Fernando E., et al. 2009). Muchos hongos patógenos de las plantas no solo que se adaptan fácilmente a los cambios en la agricultura, sino que también producen toxinas selectivas del hospedador que les permite proliferar en los monocultivos produciendo epidemias destructivas. La especialización del hospedador es la posible causa de la especiación, en virtud del aislamiento genético (Scheffer, R.P. 1991; Xu Xiangming and Nicholson Paul. 2009). Las toxinas que generan la muerte del huésped difundido en levaduras, son proteínas que a menudo están glicosiladas y se unen a receptores específicos en la superficie de su microorganismo objetivo (Mannazzu Ilaria., et al. 2019). Las toxinas asesinas, tienen potencial como antimicrobianos naturales en los alimentos y para el control biológico de los patógenos de las plantas, así como agentes terapéuticos contra infecciones animales y humanas. A más de la producción toxinas como mecanismos de sobrevivencia, los hongos producen melaninas que les brindan protección contra los factores estresores ambientales. Las melaninas respaldan sus funciones ecológicas y le confieren virulencia. Para Eisenman, H.C., (2020), comprender, las funciones de las melaninas fúngicas pueden proporcionar información útil, para combatir las infecciones fúngicas La interacción de hongos y las bacterias es importante en las funciones de los ecosistemas y en la salud de las plantas y animales. Las interacciones son complejas que van del mutualismo al antagonismo (Deveau Aurélie; et al. 2018). Resultado de estas interacciones es su participación en los ciclos biogeoquímicos, donde sus actividades se superponen en consecuencia, si queremos predecir y gestionar los servicios del ecosistema del suelo, no debemos estudiarlos en forma aislada, debemos considerar en su estudio, las propiedades del suelo, los ciclos biogeoquímicos y las interacciones fúngico-bacterianas (De Menezes Alexandre B. 2017). Los parásitos y sus huéspedes, co-evolucionaron mediante rápidas adaptaciones recíprocas. Un claro ejemplos de esta adaptación es la relación de los insectos con los hongos. Los insectos reconocen la presencia de hongos invasores cuando los patrones moleculares asociados con la pared celular del hongo se unen a los receptores del huésped y responden sintetizando inhibidores de proteinasas y péptidos antifúngicos como la metchnikowin; mientras tanto el hongo se defiende sintetizando péptidos antimicrobianos y el inhibidor de metaloproteinasas (Vilcinskas Andreas. 2019). Las interacciones entre hongos y bacterias se muestran en la relación entre los macrohongos ectomicorrízicos y las bacterias endofíticas. El estudio de Liu, Y., Sun, Q., Li, J. et al. (2018), muestra que bacterias como Helicobacter, Escherichia-Shigella y Bacillus dominan dentro de los cuerpos frutales, en comparación con las bacterias del suelo, donde 33

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” son más abundantes las Actinobacterias. Se considera que estas bacterias juegan un rol importante en el desarrollo de los cuerpos frutales de los hongos. Las consecuencias de la colonización por hongos en las interacciones entre árboles e insectos apenas se conocen, a pesar de la importancia de estas comunidades ecológicas (Eberl Franziska., et al. 2019) Varios hongos patógenos de insectos ascomicetos, incluidas especies de los géneros Beauveria y Metarhizium, son simbiontes / endófitos de raíces de plantas y se denominan hongos patógenos de insectos endofíticos (HPIE). La capacidad endofítica y la patogenicidad de insectos de Metarhizium se combinan para proporcionar un método activo de transferencia de nitrógeno derivado de insectos a las plantas hospedantes a través del micelio de los hongos. A cambio de esto, la planta provee hidratos de carbono al hongo. La interacción de HPIE, con las plantas, mejora su crecimiento, inhibe a los patógenos vegetales, repele a los herbívoros y mejora la resistencia vegetal ante estrés abiótico (Hu S., Bidochka M.J. 2019) En suelos forestales el grupo predominante es Basidiomycota, mientras que Ascomycota es el grupo más frecuente dentro de los tejidos vegetales. La comprensión de su dinámica es fundamental para el manejo forestal, razón por la que la biota fúngica endofítica atrae la atención de los investigadores por sus efectos beneficiosos para la salud y la promoción del crecimiento (Terhonen Eeva., et al 2019) El estudio de hongos patógenos se desarrolla en todas partes incluso en la Antártida, sin embargo, los hongos antárticos, permanecen en gran parte sin caracterizar, su comportamiento fisiológico, bioquímica y sus relaciones con otros organismos. Los hongos Antárticos están adaptados a condiciones extremas y geográficamente aislados, poseen vías metabólicas nuevas o inusuales para la producción de compuestos con posibles aplicaciones biotecnológicas en la medicina, la industria y la agricultura (Rosa L.H. et al. 2019). Justamente por eso, es muy factible que generen efectos patógenos potenciales en plantas y animales, incluidos los mamíferos. Los principales grupos fúngicos de la Antártida son: Ascomycota Basidiomycota y algunos Zygomycota tradicionales (Arenz Brett E., et al. 2006) La fitopatóloga holandesa Johanna Westerdijk recomendó vincular la biología de los hongos con la ecología para comprender la dinámica de las enfermedades de las plantas. Su investigación permitió plantear la hipótesis de que la acumulación de "enemigos" se reduce en la vegetación rica en especies en comparación con los monocultivos. De igual forma permitió concluir que la incidencia de enfermedades de patógenos específicos, está relacionada con la abundancia de especies y la dinámica de la enfermedad (Ampt, E.A., et al. 2019) Hannula S., et al (2020), investigó las interacciones entre las plantas y los microorganismos del suelo y su importancia en el crecimiento, y demostró que el crecimiento de una planta está influenciado por la planta anterior que estaba creciendo en el mismo suelo. Así gran parte del microbioma del suelo es específico para cada especie 34

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” de la planta, mientras que una parte más pequeña se conserva a nivel de la familia de la planta. La existencia de levaduras asesinas se ha demostrado en diversos hábitats que van desde sedimentos oceánicos hasta cactus en descomposición y cuerpos de insectos y en todos los continentes, incluida la Antártida. Las levaduras asesinas secretan las llamadas toxinas asesinas que inhiben a otras levaduras, y podrían tener funciones ecológicas que van más allá de la competencia con otras levaduras por inhibición (Boynton, P. J. 2019). Resumiendo lo analizado, podemos decir que los hongos patógenos, no solo son causantes de enfermedades en plantas animales y el hombre, sino que también, de otros hongos; pueden en interacción con otros organismos, generar procesos de importancia global como los ciclos biogeoquímicos. Los parásitos y los huéspedes co-evolucionan a través de cambios que les periten adaptarse el uno al otro, cuando esto no ocurre, el hongo genera como mecanismos de defensa (toxinas) y de desplazamiento de otros microorganismos, que finalmente contribuye a la construcción de una estructura microbiológica, específica de un tipo de suelo, cultivo o ecosistema.

1.2.6. HONGOS SAPROFITOS Los hongos saprófitos son muy importantes en el reciclaje de nutrientes en ambientes terrestres y acuáticos. Los hongos saprobios emplean una amplia gama de enzimas y metabolitos extracelulares para descomponer la materia orgánica compleja. El micelio fúngico libera enzimas extracelulares que descomponen los restos de plantas y animales, de los cuales se liberan nutrientes al suelo que son aprovechados por otros organismos (Белякого Г. А.; et al. 2006) Los hongos saprobios, tienen el potencial para aprovechar su arsenal metabólico especializado que tiene un potencial biotecnológico en muchos campos, como el ambiental en la descomposición del petróleo y los desechos plásticos (Gadd G.M. 2001) En los ecosistemas naturales, a menudo los hongos saprobios ya están presentes en la superficie de las plantas antes de esta elimine sus hojas (hongos endófitos), que vive dentro de una planta durante parte de su ciclo de vida sin causar una enfermedad aparente. Algunos hongos endófitos incluso brindan protección a la planta huésped de otros organismos patógenos. Sin embargo, algunos endófitos también pueden ser patógenos para las plantas en determinadas condiciones o en determinadas etapas del ciclo de vida (Викторов В. П., 2016) Cada especie de hongo difiere en su capacidad para descomponer ciertos polisacáridos, por esta razón coexisten varias especies de hongos en un material en descomposición. En las primeras etapas de descomposición la comunidad fúngica está vinculada a la identidad de la planta huésped. A medida que el material vegetal se descompone aún más, los saprobios fúngicos no especializados se vuelven más frecuentes, mientras que los especializados disminuyen. Otros hongos saprobios son activos en la descomposición de 35

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” los cuerpos fructíferos de los macro hongos, este es el caso de los géneros Penicillium, Trichoderma y Spinellus (Федоров Ф. В. 1990) En ambientes acuáticos, hongos como los de los hifomycetos acuáticos son muy importantes en el ciclo de nutrientes, sus esporas se adhieren a la superficie de las hojas que caen al agua, con ayuda de ganchos. Luego de germinar ingresan en la hoja y la colonizan, estas hojas resultan apetecibles para los detritívoros invertebrados, que ayudan al reciclaje de nutrientes del material vegetal en el agua. Los hongos de la pudrición blanca a más de enzimas secretan proteínas pequeñas que degradan la lignocelulosa. El rol de las pequeñas proteínas aún se desconoce (Feldman, D., et al.2017) Entre los hongos saprófitos más conocidos tenemos a Mucor, que crece abundantemente en materias orgánicas en descomposición, particularmente en aquellas ricas en carbohidratos: almidón y azúcar (Шубин В. И. 1990). Este es el medio donde se desarrollan con eficiencia las levaduras, como Saccharomyces, que crecen en la uva, viñedos, nectarios de flores y exudados azucarados de plantas. El moho verde Penicillium es un hongo saprofito común que crece en materias orgánicas en descomposición como pan, mermelada, jalea, verduras, frutas y cueros (Гарибова Л. В. 2005; Гарибова Л. В. 1999). Mucor al igual que Penicillium, son hongos ampliamente empleados en la degradación de hidrocarburos en trabajos de biorremediación a escala de laboratorio y campo. La especie Penicillium notatum, es empleado para la obtención del antibiótico (McLaughlin, D. J., & McLaughlin, E. G. 2001). Entre las funciones ecológicas de los hongos saprófitos está la disminución de la fitotoxicidad de toxinas producidas por otros organismos que se depositan en el suelo, así lo muestra el estudio realizado por Aranda E., et al. (2004), que señala que el hongo Penicillium chrysogenum, redujo la toxicidad de toxinas vegetales en un 15%. Las cepas de Fusarium lateritum, F. graminearum y Mucor racemosus, en menor cantidad. Esto se explica porque los hongos saprofitos probados, sintetizan enzimas hidrolíticas como endoglucanasa, endopolimetilgalacturonasa y endoxiloglucanasa, en presencia de las toxinas. La celulosa y la lignina como componentes principales de los residuos de los cultivos tienen una influencia significativa en las operaciones de compostaje y la composición de los productos finales. Los hongos saprofitos como Coriolopsis rigida, Pleurotus ostreatus, Trichoderma harzianum y Trametes versicolor son degradadores de lignina eficientes debido a su complejo sistema enzimático compuesto de Lacasa (LAC), manganeso peroxidasa (MnP) y β-glucosidasa (Medina Jorge., et al. 2020) La diversidad y la estructura de la comunidad de hongos saprófitos se ve afectada por las condiciones del suelo, como la materia orgánica y el pH. Sin embargo, el efecto de las especies de plantas, cuyas raíces proporcionan la entrada de hojarasca al suelo, en la comunidad de hongos saprofitos es en gran parte desconocido. Para Francioli, D., et, al (2020) la riqueza y la estructura de la comunidad de los hongos saprofitos asociados a las 36

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” raíces se pueden predecir en gran medida por los grupos funcionales de las plantas y sus rasgos asociados de las raíces, en consecuencia, es posible predecir la composición utilizando información sobre grupos funcionales de las plantas. Los microorganismos que viven en la superficie de cultivos como el trigo ejercen diferentes tipos de interacciones entre sí. Así los hongos saprófitos, Alternaria alternata y Nigrospora sp. Epicoccum sp. y Curvularia sp. Interactúan con B. sorokiniana. En estudio realizado por Bhandari, D., Ranamukhaarachchi, S. L., & Shrestha, S. M. (2010), B. sorokiniana inhibe significativamente el crecimiento de Alternaria alternata y Nigrospora sp. En contraste, las interacciones de B. sorokiniana con Epicoccum sp. y Curvularia sp., suprime el crecimiento micelial de ambos hongos. Investigaciones muestran que los hongos saprófitos Mucor ramosissimus y Rhizopus sp., son capaces de inducir la producción de fitoalexinas como glicolinas I, II y III, glicinol, gliceocarpina, genisteína, isoformononetina y N-acetiltiramina; que les dan a los cultivos de soja resistencia frente a enfermedades como la mancha foliar de ojo de rana y al chancro del tallo (Garcés Walmir S., eta al. 2000). Los hongos saprobios comestibles como Agaricus macroarpus Bohus, Clitocybe inversa (Scop. Ex Fr.) Pat., y Macrolepiota procera (Scop. Ex Fr.), desempeñan el rol de indicadores de contaminación ambiental por metales pesados como Fe, Zn, Cu, Ni, Pb y Cd. En la investigación realizada por ŠIRIĆ Van., et al. (2016), se muestran diferencias entre en la acumulación de metales pesados en los cuerpos fructíferos de los hongos experimentales y los sitios de muestreo. Todas las especies de hongos fueron excluyentes biológicos de Fe, Ni y Pb. Basidiomicetos saprobios resultan ser resistentes a Al, As, Be, Cd, Co, Cr, Cu, H, Hg2 (I), Hg (II), Ni, Pb, Sn y Zn. Høiland, K. (1995), muestra que el Al, es ligeramente tóxico, Be, Zn y As moderadamente tóxicos; Cr, Cu, Sn, Co, Hg (II), Ni, Hg2 (I) y Pb tóxicos; y Cd muy tóxico. La resistencia a Hg, Ni y Cu está asociada a la capacidad del hongo para producir fenoloxidasas, especialmente la tirosinasa intracelular. La resistencia al Cd es menor en suelos con pH altos. Los metales pesados pueden acumularse en los organismos, especialmente en los hongos superiores como Agaricus campestris, Macrolepiota procera y Boletus edulis todas las especies examinadas son bioexclusoras de Ni, Cr y Pb y bioacumuladoras de Cd y Hg (Širić, I., et al. 2016) El rol de los hongos saprófitos es aún más amplio, así lo describe el estudio de Singh Bhupendra Kumar, et la (2014), en el cual los hongos saprofitos como Fusarium spp. y Alternaria spp., que se encuentran en las muestras de agua de riego, pueden generar enfermedades en los cultivos; razón por lo que recomiendan no emplear estas aguas en operaciones de riego. Las capacidades de muchos hongos saprobios del estiércol de vaca y los excrementos de aves de corral para degradar el petróleo crudo se ha investigado, en muchos laboratorios del mundo, por lo que ya es una práctica frecuente el empleo de estiércol de vaca o excrementos de aves de corral, en el tratamiento de suelos contaminados con crudo, no 37

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” solo en calidad de cosustrato, sino por su aportación de hongos saprófitos con capacidad para degradar hidrocarburos (Obire O., et al. 2008) Un trabajo que ilustra la aplicación de hongos saprófitos en la degradación de hidrocarburos es el estudio de Declerck, S. (2018), que empleo los hongos saprobios T. atroviride MUCL 54742, D. abundans MUCL 54589 y M. irregularis MUCL 54578, en la degradación de hidrocarburos de los pasivos ambientales de la Amazonía ecuatoriana.

1.2.7. HONGOS DE LA RIZOSFERA Los hongos de rizosfera existen principalmente dos formas comunes de asociaciones de micorrizas que se encuentran en plantas: ectomicorrizas (EM) y micorrizas arbusculares (MA). Ectomicorrízico Los hongos se asocian comúnmente con plantas leñosas como Salicaceae, Pinaceae, Fagaceae, Betulaceae y Dipterocarpaceae (Smith, S.E. and Read, D.J. 1997). Los hongos de rizosfera generalmente se encuentra en asociación con plantas herbáceas y gramináceas de zonas semiáridas y templadas regiones y también en plantas tropicales y subtropicales. Entre los hongos de micorrizas se incluyen Glomus tenue y Scutellospora (Sylvia et al. 2005). hongos del filo Glomeromycota. Según Brundrett (2002), las micorrizas arbusculares jugaron un papel importante en la evolución de las plantas vasculares. Este tipo de interacción entre plantas y hongos existe en el 80% de las familias de plantas vasculares (Schuessler et al. 2001). Las micorrizas a más de participar en la biorremediación de contaminantes, brindan a las plantas, protección contra condiciones desfavorables del suelo, generadas por un bajo nivel de nutrientes, la sequía, la presencia de contaminantes tóxicos, pH y conductividad extremos. Las hifas micorrízicas incrementan la red del sistema radicular y con ello la absorción de contaminantes, incrementa el número de las bacterias, la cantidad de carbono orgánico, que en conjunto contribuyen a la degradación de compuestos orgánicos y pesticidas en el suelo (Schnoor, 1997). En la actualidad el empleo de micorrizas se ha centrado en la fitoextracción de iones metálicos de suelos contaminados (Leyval et al., 2002). Entre los géneros de rizobacterias se identifican a: Acetobacter, Arthrobacter, Azospirillum, Bacillus, Flavobacter, Pseudomonas, Proteus, Rhizobium, Serratia, Actinobacterias, Bacillus, Azotobacter, Achromobacter, Enterobacter, Streptomyces sp. y otras. Además, las rizobacterias promotoras del crecimiento de las plantas incluyen una variedad de organismos que viven en estrecha asociación con las raíces (Ghosh et al., 2005). Los hongos de la rizosfera, contribuyen a la biodegradación de contaminantes orgánicos, en tanto que las plantas generan exudados que estimulan las transformaciones bacterianas y proporcionan un hábitat adecuado para la población y actividad microbiana, generando condiciones aeróbicas.

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Los hongos de MA se emplean en rizorremediación de sitios contaminados con diversos contaminantes orgánicos, metales tóxicos, hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP), plaguicidas, compuestos clorados por exudados de enzimas, como glomalinas que les dan a las plantas tolerancia a los compuestos tóxicos (Lenoir, I., et al 2016). La glomalina es una sustancia que se une al suelo se agrega y crea una estructura de suelo estable rica en microorganismos diversos (Wright, S.F., et al 2017). La rizosfera ofrece las mejores condiciones para la renovación de los microorganismos, debido a que es rica en nutrientes, por su capacidad de cambiar el potencial de óxidoreducción, que mejora la disponibilidad de humedad y nutrientes. Adicionalmente generan antibióticos y metabolitos que regulan el crecimiento e interacciones microbianas, además de prevenir la erosión de los suelos (Gomathy, M., et al 2021). También la absorción competente de fósforo es desarrollada por micorrizas arbusculares gracias al aumento en el área de cobertura de las raíces de la planta (Gianinazzi et al. 2010). Los hongos de MA, emplean una serie de estrategias para contener, destruir o extraer contaminantes ambientales del medio (EPA 2000). Gracias a ellas alivian la toxicidad de los metales en las plantas al reducir su translocación de la raíz al brote (Leyval et al. 1997), y contribuyendo a la supervivencia de las plantas en sitios contaminados. Entre las estrategias que los hongos MA emplean, está la fitoextracción; que es una estrategia empleada por plantas hyperacumuladoras de metales pesados. Mediante rizodegradación estimulada por exudados vegetales que incluyen enzimas, tensoactivos y otros efectos físicos / químicos, y / o al aumento de la actividad microbiana, los contaminantes orgánicos, como los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP), pueden transformarse o degradarse hasta compuestos inocuos (Binet et al. 2000a). La emisión de exudados es estimulada por los hongos de MA, que afectan a todas las poblaciones microbianas y que contribuyen a la rizodegradación de los HAPs (Leyval, C., et al 2002). La absorción es otra estrategia empleada por los hongos micorrízicos arbusculares, asociados con plantas tolerantes, mediante esta estrategia; los metales pesados son extraídos del suelo y acumulados en sus tejidos para ser reducidos a formas no tóxicas; así lo demuestra el estudio ejecutado por Tonin, C., et al (2001), con plantas no tolerante a metales como Trifolium subterraneum, trébol subterráneo y Viola calaminaria, violeta), que fueron cultivados en suelos contaminados con sales de Cd y Zn, e inoculadas con esporas extraídas de Glomus mosseae P2 (BEG 69) tolerante al Cd. Después de 8 semanas de experimento en las raíces del trébol se incrementó las concentraciones de Zn y Cd, sin afectar significativamente las concentraciones de metales en el brote. Las micorrizas no solo permiten tolerar altas concentraciones de metales tóxicos sino también, reducir la translocación de estos desde las raíces hasta la plántula. Estudios realizados con plántulas de pino revelaron que la inoculación con Scleroderma citrinum, Amanita muscaria y Lactarius rufus redujo la translocación de Zn, Cd o Pb de raíces a brotes en comparación con los controles, gracias a que los hongos micorrízicos tienen una

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” gran superficie de contacto, que permite a los hongos adsorber grandes cantidades de metales pesados del suelo (Chhonkar., et al., 2000). Sin embargo, el potencial de supervivencia y colonización de las micorrizas, está influenciado por el tipo de metal, su toxicidad, el pH, presencia de nutrientes y las propiedades biológicas de los suelos, esto es el número y diversidad de comunidades microbianas autóctonas (Rajkumar, 2012) La biosorción es el mecanismo fundamental que emplean las plantas con ayuda de las micorrizas para captar a los metales pesados. El estudio de Pathak, S., et al (2017), muestra que el sorgo puede tolerar hasta 700 ppm de Cd gracias a la micorriza asociada. Este hallazgo permite asegurar que el cultivo de sorgo en zonas industriales contaminadas con cadmio, puede ser una alternativa real de descontaminación de sus suelos, al igual que de suelos agrícolas. Las interacciones planta-microorganismos, mejoran la captación de metales pesados mediante muchos procesos biológicos y geoquímicos, que incluyen: Captación, translocación, inmovilización, quelación, precipitación, solubilización, volatilización y formación complejos con metales pesados, y Fito restitución. La interacción plantamicrobio aumenta la eficacia del proceso de fitorremediación al alterar la acumulación o acumulación de metales pesados y el tinte en las partes del tejido vegetal (Dogra, V., et al 2018). El estudio realizado por Kumar, P., & Fulekar, M. H. (2018), con la planta herbácea Cenchrus ciliaris, muestra la capacidad de esta planta para bio acumular Cu y Pb del suelo, gracias a sus microorganismos asociados. Según este estudio Cenchrus ciliaris, puede acumular hasta 97,31 ppm de Pb y 188,3 ppm de Cu en 45 días. La eficiencia de biosorción es del 9 y 92% respetivamente. La interacción de las plantas con los microorganismos, presenta gran interés para el tratamiento y eliminación de metales pesados presentes en muchas descargas de las actividades humanas, este es el caso de los metales pesados de los tintes empleados en la industria textil, como Pb, Hg, Cd, Cu, As, Zn, and Ni (Slampova et al. 2001), cuyo tratamiento no es rentable y por la gran cantidad de lodos y residuos peligrosos que los contienen (Baskaralingam et al. 2006); El microbioma rizosférico y endofítico conectado con el sistema vegetal tiene el potencial para biodegradar los compuestos orgánicos. Entre los microorganismos involucrados tenemos a: bacterias de vida libre (Azotobacter) y especies simbióticas (Rhizobium) (Khan 2005) En la eliminación del Ni Rosatto, S., et al (2019), ha empleado Alyssoides utriculata, que es una planta herbácea hyperacumuladoras facultativa de Ni, de ella se han extraído una colección de cepas bacterianas y fúngicas recolectando muestras de suelo de rizosfera y suelo desnudo adyacente asociado. Las bacterias y los hongos fueron significativamente más abundantes en la rizosfera que en el suelo desnudo y estuvieron dominados por los géneros Arthrobacter, Bacillus y Streptomyces, que toleran Ni hasta 15 mM. Penicillium, Trichoderma y Mucor, que toleran hasta Ni 20 mM. De este estudio se desprende que 40

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” estos microorganismos podrían ser candidatos prometedores para su empleo en ensayos de bioaumentación. Entre los exudados microbianos que generan los hongos micorrízicos, para la degradación de contaminantes orgánicos, están ácidos orgánicos, enzimas hidrolíticas de compuestos que contienen fósforo y nitrógeno. Los MA no solo participan en la superación del estrés causado por metales pesados, enfermedades causadas por patógenos, proveyéndoles resistencia, sino que también promueven el crecimiento de las plantas apoyado por la red hifal y los pelos adsorbentes que incrementa el contenido de nutrientes (Hrynkiewicz, K. and Baum, C. 2012). La rizorremediación es una tecnología prometedora para la eliminación de hidrocarburos poliaromáticos, gracias a que las interacciones entre el microbioma y las raíces de las plantas mediada por la rizosfera modifica los patrones de actividad bioquímica y molecular del microbioma vegeta, garantizando la degradación de HAPs (Kotoky, R., et al 2018) En la degradación completa de hidrocarburos, en especial los aromáticos, participan consorcios de hongos, que proporcionan un mayor espectro de actividad enzimática (Marchand, C.; et al 2017). Entre los géneros de hongos aislados de la rizosfera más comúnmente empleados están: Aspergillus, Alternaria, Cladosporium, Eupenicillium, Fusarium y Trichoderma spp. (Al-Nasrawi, H. 2012) La creación de nanopartículas y el desarrollo de la nanotecnología, ha permitido apoyar a la actividad degradadora de los microorganismos en trabajos de biorremediación; así lo evidencia el trabajo ejecutado por Al-Zaban, M. I., et al (2020), que muestra como las nanopartículas incrementan la superficie activa que permite el trascurso de las reacciones de óxido-reducción con mayor velocidad y eficiencia. El estudio muestra que la tasa de degradación de crudo es significativamente afectada por el empleo de nanopartículas de AgNP a una concentración de 0,05 g bajo una temperatura de 30 °C, un valor de pH de 7, y la concentración del crudo (4 g / L), con una proporción de 1: 1 entre A. flavus AF15 y T. harzianum TH0. Otro hongo de rizosfera Tagetes patula, se ha empleado para la degradación de cresota que se usa para proteger los durmientes de los rieles ferroviarios, gracias a sus propiedades fungicidas y bactericidas. Los durmientes contienen una gran cantidad de hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) nocivos. Maruška, A., et al (2020), emplearon virutas de los durmientes en calidad de sustrato con un 12,5% de cresota, a medida que se incrementó la concentración de cresota hasta un 37,4% el número de colonias disminuyó. Sin embargo; el estudio evidencia la capacidad de los hongos micorrízicos para degradar HAPs. El estudio de Ani, E., et al (2021) muestra que el empleo de del hongo Curvularia lunata en L. aegyptiaca muestra que la remediación de hidrocarburos mejoró hasta un 72,15% en comparación con el 32,32% y el 14% cuando se emplean la planta o el hongo por separado. Curvularia lunata, también mejora la eficiencia de germinación, supervivencia 41

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” y crecimiento de L. aegyptiaca en un medio contaminado. Comparando a Curvularia lunata, con otros hongos aislados como: Aspergillus niger, Fusarium solani y Trichoderma harzianum; los porcentajes de degradación de queroseno, diesel, aceite gastado y crudo fueron 83%, 78%, 70% y 77% respectivamente. La cepa de Aspergillus flavus AF15, fue empleada conjuntamente con Trichoderma harzianum TH07 y Fusarium solani FS12 de la palma datilera, en la remediación de hidrocarburos por Al-Zaban, M. I., et al (2021), quien evidenció la generación de enzimas ligninolíticas como lignina peroxidasa (LiP), lacasa (LaC), peroxidasa de manganeso (MnP) y celulasa (Cx), que le brinda tolerancia al petróleo y que son responsables de la degradación de los hidrocarburos. Según la EPA las enzimas fúngicas tales como: deshalogenasas, nitroreductasas, nitrilasas, lacasa y peroxidasa, en sedimentos y suelos cercanos a la raíz, juega un rol preponderante en la degradación de contaminantes edáficos. Así, las enzimas deshalogenasas decloran hidrocarburos clorados; las nitroreductasas degradan los compuestos nitro aromáticos, la lacasa rompe las estructuras de los anillos aromáticos, en tanto que las peroxidasas y la nitrilasas catalizan reacciones de oxidación en los suelos de la rizosfera (Fulekar, M. H., & Fulekar, J. 2020) En la biorremediación, no solo es importante la interacción de la planta con las micorrizas, sino también de los hongos con las bacterias y otros hongos de la rizosfera. En el estudio de Rosatto, S., et al (2021), se muestra la interacción entre bacterias Pseudomonas fluorescens, Streptomyces vinaceus promotoras del crecimiento de plantas tolerantes al Ni y hongos (BF) aislados de la rizosfera de una planta hiperacumuladora, como Penicillium ochrochloron y el grupo de Trichoderma harzianum. La clave del empleo exitoso de estos es la sinergia entre los microorganismos empleados, esto abre nuevos escenarios para la promoción del crecimiento vegetal y la biorremediación del suelo. Loa hongos de micorriza, no solo degradan hidrocarburos y eliminan metales pesados, también alguno no metales tóxicos como el As. Según Tripathi, P., et al (2020), a partir de suelos contaminados con As, se aislaron sepas fúngicas, una de las cuales resulto ser la cepa Humicola sp 2WS1; esta se cultivó en conjunto con Bacopa monnieri, en presencia de 20 mg kg-1 de As. La investigación mostró que Humicola sp 2WS1, presentó la capacidad de biovolatilización de As de 53,39 mg kg − 1 de biomasa, convirtiendo a este hongo en una herramienta eficiente de tratamiento de suelos contaminados con As. Como ya se mencionó anteriormente la interacción planta- microorganismos es fundamental en el proceso de degradación de contaminantes para reducir la toxicidad de los mismos. Así en la degradación de pesticidas, la asociación entre microorganismos (bacterias, hongos) y plantas incrementa los procesos de acumulación, degradación, adsorción y volatilización (dos Santos, E. D. A., et al 2021). En la figura No.4 se muestran los mecanismos mediante los cuales los hongos de rizosfera y micorrizas participan en la detoxificación de contaminantes ambientales, en ella puede verse que los mecanismos con varios con distinta eficiencia y complejidad; que es el 42

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” resultado de la interacción de los microorganismos, plantas y los metabolitos inducidos por la presencia de los contaminantes, bajo el influjo de las condiciones microambientales del entorno radicular.

Figura No 1.9. Mecanismos de detoxificación de contaminantes empleados por hongos de rizosfera y micorrizas.

1.2.8. HONGOS MARINOS Los manglares son los ecosistemas dominantes que se alinean en regiones de transición entre el agua dulce, el agua de mar y la tierra en todo el mundo, conocidos como estuarios, que se caracterizan por su alta productividad, capaz de sustentar a una gran cantidad de comunidades de plantas y animales. Las actividades humanas y la contaminación asociada a sus actividades, a más de factores ambientales como el aumento del nivel del mar, ciclones tropicales y erosión costera, son el principal peligro para estos ecosistemas. El 23% del ecosistema de manglar ha desaparecido en las últimas décadas (Jafarabadi, A. R., et al 2021) En la remediación de estos ecosistemas y la recuperación de sus servicios ambientales, se emplean microorganismos, especializados en la degradación de contaminantes específicos y adaptados a las condiciones de este ecosistema. Es evidente que los microorganismos marinos son los adecuados para este objetivo. Los hongos marinos son un grupo definido ecológica y fisiológicamente que no está restringido a ningún grupo 43

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” taxonómico en particular. Comprenden unas 10.000 especies y se encuentran en varios sustratos del medio marino. Los hongos participan en la degradación de restos orgánicos muertos y la producción de detritos orgánicos, en consecuencia, están involucrados en el reciclaje de nutrientes, que sustenta a una gran comunidad anima y, vegetal marina y costera (Sarma, V. V. 2018). Más del 80% de los hongos marinos pertenecen al grupo Ascomycota, quienes producen enzimas ligninolíticas similares a los gongos de la pudrición blanca capaces de participar en procesos de biopulpeado, bioblanqueo y decoloración con tintes, así como en el tratamiento de descargas de aguas residuales y efluentes industriales, de derrames de petróleo y los lixiviados que contienen pesticidas y otros contaminantes que se derraman al medio marino (Prakash, V. 2017; Varjani, S. J., & Patel, R. K. 2017). Como afirma Maamar, A., et al (2020), cientos de géneros de hongos terrestres son capaces de biodegradar hidrocarburos, la capacidad de los hongos marinos para hacer este trabajo se desconoce, debido a los pocos trabajos de investigación centrados en el potencial biorremediador. De muestras de agua de mar se han aislado 84 hongos filamentosos que fueron testeados en la degradación de crudo. Según este estudio 12 de ellas mostraron capacidad para emplear los hidrocarburos como fuente de carbono. Adicionalmente se evidenció la capacidad de producir biosurfactantes. Entre las cepas más promisorias identificadas están: Penicillium polonicum AMF16, P. chrysogenum AMF47 y 2 aislados (AMF40 y AMF74) afiliados a P. cyclopium. Estos hongos tienen un enorme potencial para la degradación de hidrocarburos en medio marino. Otros hongos capaces de degradar hidrocarburos son Trichoderma viride Pers NFCCI-2745 aislado de estuarios contaminados con compuestos fenólicos (Divya et al., 2014). Trichoderma harzianum y otros como Mucor, Aspergillus, y moho del limo también muestran la capacidad de degradar crudo y sus fracciones (Gao et al., 2013). A partir de sedimentos de manglares del Mar Arábigo, se han aislado hongos con la capacidad de degradar el petróleo crudo, entre estos se menciona a: Aspergillus, Fusarium, Penicillium y Acremonium, identificados mediante secuenciación de ADNr de ITS. Estos aislados fueron capaces de degradar n-alcanos de cadena larga, en tanto que el hongo de manglar # NIOSN-M126 (Penicillium citrinum) es altamente eficiente en la biodegradación del petróleo crudo, reduciendo el contenido total de petróleo crudo en un 77% y la fracción individual de n-alcano en un promedio de 95.37% (Barnes, N. M., et al., 2018) La materia orgánica ambiental vegetal y de algas está enriquecida con carbohidratos de la pared celular y complejos de polifenoles que con frecuencia solo pueden ser asimilados por hongos marinos. los sustratos poliméricos de plantas o algas inducen una expresión de enzimas extracelulares microbianas que catalizan su escisión hasta los azúcares componentes (Balabanova, L., et al., 2018). Las enzimas fúngicas son las responsables de los procesos de biodegradación de contaminantes, entre las enzimas fúngicas identificadas tenemos a: hidrolasas, liasas, transferasas y oxidorreductasas, todas estas descomponen y desintoxican el ambiente (Singh, R. K., et al., 2020). 44

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” En la degradación de hidrocarburos en el medio marino, fundamental rol juega la disponibilidad de N y P, el estudio de Chen, Q., et al (2020), investiga los efectos de diferentes concentraciones de derrames de hidrocarburos marinos sobre microorganismos autóctonos en aguas costeras bajo diferentes concentraciones de nutrientes. La eficiencia de degradación de 10.00 g / L de petróleo crudo con 0.02 y 2.00 g / L de nutrientes agregados aumentó en 76.92% y 115.38%, respectivamente, en comparación con la de 10.00 g / L de petróleo crudo sin nutrientes agregados. Los hongos empleados fueron Ralstonia, Alternaria, Ophiostomataceae, que pertenece a la familia de hongos Ascomycota, clase Sordariomycetes. Los hongos poblaron principalmente el petróleo crudo con 2,00 g / L de nutrientes después de 14 días de cultivo. Como se acotó anteriormente, el trabajo de biodegradación fúngica es debida a la acción de sus enzimas, una de las cuales son las lacasas, frecuentemente empleadas en el tratamiento de descarga de efluentes industriales en todo el mundo. Las lacasas tienen un enorme potencial para la biorremediación oxidativa de compuestos xenobióticos tóxicos utilizando solo oxígeno molecular como único cofactor para su reacción (Theerachat, M., et al., 2019), más adelante se detallarán los campos de aplicación de las lacasas fúngicas. Últimamente el uso potencial de biocatalizadores marinos (células completas o enzimas) en la degradación de contaminantes aromáticos, toma gran impulso. Entre las enzimas que se usan están las dioxigenasas y deshalogenasas, con uso intenso en la degradación de compuestos aromáticos y halogenados (Nikolaivits, E., et al., 2017) Los sedimentos costeros son frecuentemente sometidos a grandes impactos antropogénicos por esta razón pueden acumular grandes cantidades de hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs) y metales pesados. En la remediación de estos sedimentos son importantes el empleo de estrategias de bioestimulación (mediante la adición de nutrientes inorgánicos), y de bioaumentación (mediante la adición de microorganismos). El estudio de Dell ‘Año, A., et al., 2020), empleó hongos pertenecientes a Aspergillus sp., sus resultados muestran que todos los tratamientos lograron una disminución significativa de las concentraciones de HAPs en pocas semanas en un 60%. Cuando se bio estimuló; este valor alcanzo el 90% en tiempo más corto en especial de los HAPs de alto peso molecular que los de bajo. Por otro lado, cambiaron la partición de los metales, incluida su solubilización, lo que sugiere la necesidad de una evaluación de riesgos ambientales paralela. Este trabajo proporciona nuevos conocimientos sobre la biorremediación de sedimentos marinos altamente contaminados. En la investigación desarrollada por Birolli, W. G., et al., (2018), en la degradación de HAPs, se emplean hongos de origen marino Trichoderma harzianum CBMAI 1677, Cladosporium sp. CBMAI 1237, Aspergillus sydowii CBMAI 935, Penicillium citrinum CBMAI 1186 y Mucor racemosus CBMAI 847), para el efecto emplearon antraceno con una concentración de 50ppm, en un medio de malta al 2%, durante 15 días con agitación. La cepa más eficiente fue Cladosporium; los resultados muestran que la degradación de HAPs, resulta más rápida y eficiente en agua de mar que en agua dulce, por cuanto 45

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Cladosporium sp. CBMAI 1237 degrado un 42% de antraceno en agua salada en tanto que un 26% en agua dulce. Al incrementar el tiempo a 21 días de tratamiento Cladosporium sp. CBMAI 1237 biodegrado antraceno en un 71%, antrona - 100%, antraquinona- 32%), acenafteno - 78%, fluoreno -70%, fenantreno - 47%, fluoranteno 52%, pireno - 62% y nitropireno - 64%. Los sedimentos marinos son una fuente importante de hongos con potencia biotecnológico ambiental, muestras recolectadas en Golfo de Kutch y Khambhat y el mar Arábigo, por Mahajan, M., et al., (2021), permitieron aislar hongos que crecieron en medios enriquecidos con naftaleno, pireno, fenantreno, antraceno y fluoranteno. Las cepas de Penicillium ilerdanum NPDF1239-K3-F21 y Aspergillus versicolor NPDF190C1-26 mostraron, la capacidad de degradar hasta el 75% de múltiples HAPs. Los resultados revelan el potencial de hongos de sedimentos pelágicos para degradar HAPs. En la degradación de bifenilos policlorados (PCB), se han empleado cepas fúngicas simbiontes de invertebrados marinos. Con ellos se realizaron pruebas de degradación de 2,4,5-triclorobifenilo (PCB29). La cepa Cladosporium sp. TM138-S3s, fue la que más expresó la actividad de lacasa asociada con la eliminación de contaminantes aromáticos y codificada en hongos que producen la enzima oxidasa multicopper (MCO). La eliminación de PCB29 alcanzó el 71,2% (Sachaniya, B. K., et al., 2019) En chile para la degradación de los antibióticos como la oxitetraciclina y tetraciclina empleados en granjas de salmón, se han empleado los hongos; Penicillium commune, Epicoccum nigrum, Trichoderma harzianum, Aspergillus terreus y Beauveria bassiana, aislados de sedimentos en granjas salmoneras del sur de Chile. Con ayuda de estas cepas, la cantidad de oxitetraciclina disminuyó en el medio de cultivo, adsorbido en el micelio, después del tercer día de exposición, llegando hasta un 78%, para el día 15 (AhumadaRudolph, R., et al., 2021) Los microorganismos marinos como los hongos han sufrido grandes cambios evolutivos debido a condiciones marinas variables y extremas (Vala, A. K., & Dave, B. P. 2017). En consecuencia, sus enzimas tienen propiedades novedosas como termo estabilidad, adaptabilidad al frío, alta presión, pH y tolerancia extrema a la sal, que hallan amplias aplicaciones en áreas multidisciplinarias. Las enzimas fúngicas lignina peroxidasa, manganeso peroxidasa y lacasa se emplean en el tratamiento y biorremediación de efluentes industriales y contaminantes de aguas residuales que escapan a los procesos de tratamiento tradicionales (Sharma, N., eta al., 2019, Sivaperumal, P., Kamala, K., & Rajaram, R. 2017). Los hongos de las profundidades marinas viven en un medio hostil con condiciones hipersalinas, anoxia y alta presión hidrostática. En estas condiciones los hongos se benefician de la acumulación de grandes cantidades de material orgánico. Los hongos halófilos y halotolerantes son un reservorio de enzimas y metabolitos secundarios con valiosas aplicaciones en biotecnología industrial, farmacéutica y remediación ambiental (Tomer, A., et al 2020), entre los hongos identificados está representantes de los géneros: 46

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Aspergillus y Penicillium que poseen un alto potencial biotecnológico (Barone, G., et al., 2019) La diversidad de las fuentes marinas de las cuales se han aislados hongos capaces de ser empleados en la biorremediación de hidrocarburos crece constantemente; así de las esponjas marinas se aislaron hongos capaces de degradar pireno (Py) y benzo [a] pireno (BaP). Vasconcelos, M. R., et al (2019), aislaron los hongos Tolypocladium sp. cepa CBMAI 1346, Xylaria sp. CBMAI 1464 y Tolypocladium sp. CBMAI 1346, que degradaron el 95% de Py después de 7 días de incubación. Después de 21 días de degradación, no se encontró toxicidad en las condiciones de cultivo optimizadas. Estos hallazgos una vez más destacan el potencial de los hongos de origen marino para degradar los contaminantes ambientales. Los hongos Aureobasidium sp., Penicillium brevicompactum, Penicillium sp., Phialocephala sp., Cladosporium sp. aislados de los sedimentos del Golfo de México, son capaces de crecer en un medio exclusivo de Hexadecano y 1-hexadeceno como únicas fuentes de carbono, lo que confirma que los taxones de hongos de aguas profundas son valiosos recursos genéticos con uso potencial en biorremediación (Vélez, P., et al., 2020)

Figura No 1.10. Biodiversidad de hongos marinos

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente”

1.2.9. HONGOS EXTREMÓFILOS Todos los ambientes extremos están dominados por microorganismos pertenecientes a Archaea, el tercer dominio de la vida, evolutivamente distinto de Bacteria y Eucarya. Recientemente, los extremófilos son el foco de un interés creciente para la biorremediación porque pueden tolerar condiciones ambientales, sus extremo enzimas no se denaturan bajo esas condiciones, tienen características especiales como estabilidad a temperaturas elevadas, pH extremos, disolventes orgánicos y alta fuerza iónica (Kaushik, S., et al 2021). La gama de ambientes extremos: salares, manantiales geotérmicos, géiseres, campos de hielo, lagos y fiordos fríos, grutas y sitios geotérmicos en la Patagonia, Ártico y Antártida (Orellana, R., et al 2018). Los microorganismos extremófilos que comprenden a los hongos, pueden crecer y prosperar en ambientes extremos, como: pH ácido o alcalino, altas o bajas temperaturas, altas concentraciones de contaminantes y sales, entre otros. Los extremófilos soportan temperaturas extremas (–2–15, 60–110 ° C), fuerza iónica (NaCl 2–5 M) o pH ( 9) (Berde, C. P., et al 2019). Estos organismos sobreviven a estas condiciones gracias a su fisiología y enzimáticas únicas que son prometedores para la biotecnología ambiental (Gunjal Aparna, B., eta al., 2021). Debido a la estabilidad y persistencia de estos microorganismos en condiciones ambientales adversas, pueden utilizarse para la biorremediación de ambientes contaminados con contaminantes extremadamente recalcitrantes (Giovanella, P., et al., 2020). Los hongos extremófilos en la actualidad reciben gran atención de los investigadores, en especial los halófilos que habitan en entornos hipersalinos distribuidos de forma ubicua a nivel mundial. Los procesos de salinificación de suelos debidos al uso masivo de fertilizantes y contaminación industrial. En los últimos años, la investigación se ha centrado en la búsqueda de extremo enzimas, aplicadas a biorremediación (Ali, I., et al 2019). En el estudio de los microorganismos extremófilos se emplean varios enfoques genómicos y proteómicos. Según estos enfoques, los hongos halófilos se han adaptado a las condiciones salinas gracias al incremento en el contenido de aminoácidos ácidos en sus proteínas, de manera similar a los procariotas. Las aplicaciones de los hongos halófilos son múltiples en el campo de la Biotecnología, industria y ambiente. Ambientalmente se emplean en la biorremediación de fenol, la eliminación de metales pesados y la remediación de suelos salinos, gracias a sus enzimas que incluyen a proteasa, amilasa y celulasa, oxidorreductasas, lacasas, Mn oxidasas, etc. (Jain, R., et al 2021) La lucha contra la contaminación por metales pesados es una de las mayores preocupaciones de la ciencia, para enfrentar este problema se usan masivamente hongos halófilos obligatorios como Aspergillus flavus, Aspergillus gracilis, Aspergillus penicillioides (sp. 1), Aspergillus penicillioides (sp. 2), Aspergillus restrictus y Sterigmatomyces halophilus, capaces de biosorción de cadmio, cobre, hierro y zinc. Los hongos se cultivaron en caldo de papa dextrosa suplementado con sales de estos metales. 48

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Según Bano, A., et al (2018), estos hongos muestran una adsorción de metales pesados de moderada a alta. Los mejores son A. flavus y S. halophilus con un 86 y 83%, respectivamente de todos los metales pesados mencionados. Es lógico de esperar, que estos resultados tarde o temprano se traduzcan en programas de biorremediación de suelos afectados por metales pesados a gran escala de forma eficiente y económica. Son objeto de atención especial y de estudio detallado los hongos de las zonas frías del planeta como es el caso de la Antártida. Los hongos psicrófilos revisten gran importancia para la Antártida, por cuanto las actividades humanas de las Estaciones científicas y del turismo generan contaminación por el uso de combustibles (para el transporte y la producción de energía), la incineración de desechos, la producción de aguas residuales y los derrames accidentales de petróleo. Aporte a la contaminación de la Antártida los metales pesados, antibióticos, pesticidas y otros contaminantes persistentes que llegan a ella a través de las corrientes marinas. En este contexto la disponibilidad de hongos adaptados a las condiciones locales pueden ser la mejor herramienta de lucha contra la contaminación de este ecosistema sensible. Martorell, M. M., et al (2019), han aislado en la Antártida la levadura Pichia caribbica, capaz de asimilar varios n-alcanos y combustible diesel y también producir lipasa y esterasa. Este hallazgo abre la posibilidad de ejecutar pruebas experimentales de tratamiento in situ, que permitan la eliminación de los hidrocarburos generados por las actividades humanas en la Antártida, haciendo que la presencia humana allí, sea imperceptible en tal forma que se mantengan la Biodiversidad y el entorno impolutos. En la degradación de suelos contaminados con hidrocarburos, diesel, gasolina, benceno y hexano, se emplearon los hongos antárticos Asperigillus niger y Penicillium chrysogenum, se logró la reducción de los hidrocarburos totales (TPHs) en un 15,40% y 88,94% de HAPs. En Penicillium chrysogenum, los porcentajes fueron mejores 58,42% de TPHs y 88,58% de HAPs. Los suelos experimentales fueron tomados en las inmediaciones de la Estación Científica Pedro Vicente Maldonado de Ecuador en la Isla Greenwich (Gualoto, M. 2011) El Océano Antártico alberga una alta biodiversidad que incluye a hongos que poseen adaptaciones fisiológicas y morfológicas únicas a las condiciones extremas del ecosistema marino, desde hábitats poco profundos hasta sedimentos de aguas profundas. Estos hongos producen moléculas bioactivas que se emplean en diferentes campos biotecnológicos, que incluyen a la Biorremediación ambiental (Varrella, S., eta al 2021) La Antártida es el continente más frío, ventoso y seco de la Tierra, en este continente se han aislado hongos de los phyla Ascomycota y Basidiomycota de muestras antárticas terrestres y marinas, estos hongos producen enzimas hidrolasas de importancia como Αamilasa, celulasa, quitinasa, glucosidasa, invertasa, lipasa, pectinasa, fitasa, proteasa, subtilasa, tanasa y xilanasa, y oxidorreductasas (lacasa y superóxido dismutasa). Considerando la capacidad de los hongos recuperados de los ambientes antárticos para producir enzimas, el potencial uso de este recurso genético para los procesos 49

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” biotecnológicos (industriales y ambientales) a bajas temperaturas, que generarían importantes ahorros de energía y la reducción de costos (Duarte, A. W. F., et al 2018) Los hongos productores de melaninas son extremófilos que sobreviven en hábitats inhóspitos como los contaminados con hidrocarburos. La contaminación ambiental por un alquilbenceno como el tolueno es un fenómeno recurrente, de alta toxicidad, cuyos efectos nocivos se evidencian sobre las personas y el ambiente. En la Biorremediación de este hidrocarburo se emplean hongos productores de melaninas, cepas de los géneros Chaetothyriales, Cladosporiales y Pleosporales. El trabajo ejecutado por Barón, N. C., et al (2021), señala que diecinueve cepas de estos géneros son prometedoras para la biodegradación de los alquilbencenos. La biorremediación de los HAPs conduce a la mineralización completa con la formación eficiente de compuestos menos peligrosos. Las tasas de degradación fúngica de los HAPs son relativamente lentas en comparación con las bacterias, sin embargo; su importancia radica en el hecho de que los hongos tienen la capacidad de degradar una amplia variedad de HAPs (Shankhwar, A. K., & Paliwal, R. 2021), por otro lado, son los responsables la circulación de la materia y energía en los ecosistemas. La introducción de cosustratos, tamices moleculares y activadores organominerales, puede mejorar sustancialmente la degradación de HAPs con hongos. La degradación de contaminantes ambientales como metales pesados, petróleo e hidrocarburos que afectan a los suelos y el agua es factible con ayuda de hongos que emplean procesos que son únicos de los extremófilos los convierten en catalizadores adecuados para la biorremediación de suelos y agua contaminados con diversas estrategias, como la biohidrometalurgia, biolixiviación y biominería, producción de biopolímeros tales como biosurfactantes, exopolisacáridos, bioplásticos, etc. (Koul, B., Chaudhary, R., & Taak, P. 2021).

1.3. CONCLUSIONES Hemos visto que la diversidad de hongos en la naturaleza es enorme, cada uno de los grupos ecológicos a más de las capacidades comunes a todos los representantes del reino Fungi, poseen cualidades únicas que las distinguen de las demás; estas están asociadas a los nichos que ocupan, a las condiciones ambientales de su hábitat y a las interacciones con otros organismos vivos y componentes del medio abiótico. Especial interés revisten los hongos asociados a la rizosfera y las micorrizas por su importancia en la agricultura, no solo como estimulantes del crecimiento vegetal y su producción, sino también por su capacidad para descontaminar suelos afectados por pesticidas, agroquímicos y metales pesados. Otro grupo de relevancia, es el de los extremófilos que de acuerdo a los artículos analizados tienen gran potencial biotecnológico, industrial y ambiental. Estos hongos ocupan ecosistemas cuyas condiciones son inadecuadas para la reproducción y metabolismo de la mayoría de

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” organismos vivos, desde las cumbres nevadas, desiertos áridos, geiseres, cavernas profundas, profundidades marinas, salinas y sitios contaminados. Como se verá más adelante, más que las cepas de hongos vivos, es de interés de la Biotecnología y la industria el empleo de sus metabolitos, en especial de sus enzimas, gracias a las cuales pueden desempeñar un sin número de roles en la Biosfera. Con el desarrollo de la Biología Molecular y las herramientas de nueva generación, ha sido factible perfeccionar el cultivo, taxonomía de los hongos, la extracción y purificación de sus metabolitos, para su uso exitoso en distintas áreas de la economía de la sociedad y la protección ambiental.

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CAPÍTULO II. HONGOS ORIGENES, EVOLUCIÓN Y GENÉTICA Los hongos son un grupo grande de organismos eucariotas heterótrofos, con la capacidad osmotrófica de nutrición, con un número de especies que varía entre 100.000 y 250.000. La cubierta celular de quitina, algunas particularidades del metabolismo del carbono y nitrógeno de la cual se forma el glicógeno, la serotonina y urea, metabolito que son característicos de las células animales. Una ruta particular de síntesis de lisina (aminoácido importante), la composición de esteroles, constituyen la principal diferencia de los hongos con las plantas. La principal deferencia de las células fúngicas a los protozoarios es, el mecanismo de alimentación por adsorción, a través de la superficie corporal en vez de ingestión de alimentos, la reproducción mediante esporas y la inmovilidad de sus cuerpos. Los hongos morfológicamente se parecen a las plantas, en tanto que fisiológica y bioquímicamente a los animales, razón por la que se los ha clasificado en otro reino, el reino Fungí. Según Nolan, Margoliash, 1968, el origen de los hongos se remonta hace 1,1 mil millones de años, se derivaron de los flagelados, que habitaron los océanos primitivos. Así, el análisis del ARNr 16/18S, permitió definir que las plantas y animales se derivaron de un solo punto (Klander 1995, Drozdov, 1999), lo que significa que para antes del cámbrico ya se habían definido los tres grupos de organismos vivos, plantas, animales y fungi, Ver figura No.2.1. Gracias a estos datos desde 1970, a los hongos se los observó como un reino independiente del mundo vivo- Kingdom Fungi (Mycota, Myceliata) (52. Тахтаджан А.Л. 1973; Whittaker, Margulis, 1978). En tanto que los hongos ascomicetos, basidiales, zygomycetos, Chytridiomycota, Oomycetos, recibieron el estatus de órdenes independientes. En los últimos años se ha difundido la modificación de Olive 1975, según el cual el reino Fungi contiene dos divisiones:  Eumycota, con cinco clases.  Oomycota, con dos clases Otros enfoques y mayores detalles al respecto de analizarán en el capítulo de taxonomía. Se estima que los hongos surgieron en el medio acuático y posteriormente poblaron el suelo, debido a escasos registros fósiles esta estimación se mantiene como una hipótesis. En la sistemática de hongos gran importancia reviste, la presencia o ausencia de movimiento, y la estructura de las etapas móviles (zoosporas o gametos), y la composición de la pared celular. En los hongos se observa el fenómeno de alternancia de generaciones sexuales y asexuales.

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Fungi micetalia

Chromista (incluye a pseudo hongos)

Plantas

Flagelados primitivos ancestrales

Protozoarios

Animales

Figura No.2.1. Orígenes de los hongos en la evolución orgánica

Flagelados heteromorfos Ochrophyta (Xanthophyceae)

Flagelados primitivos

Monoflageados

División Hypochytridiomycota

División Oomycota

Reino Chromista

Chytridiomycta priitiva

Flagelados ameboideos

División Hytridiomycota

División Dictiostelomycota

Dicisión Zygomycta

División Acrasiiomycota

División Ascomycota

División Myxomycota

División Basidiomycota

División Plasmodiophoromycota

Reino Protozoa Figura 2.2. Origen y filogénesis de los hongos

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Tabla No 2.1. Sistema de hongos (según Olive, 1975; con modificaciones de Laribovoy L., 1980)

REINO FUNGI División Myxomycota Clase Hyphochytridiomycetes División Oomycota Clase Oomycetes Clase Chytridiomycetes Clase Zygomycetes Clase Ascomycetes División Eumycota Case Basidiomycetes Clase Deuteromycetes

En función del tipo de flagelos, que pueden ser lizos o en cepillo, se distinguen según su ubicación los siguientes grupos característicos: 1. 2. 3. 4.

Células con un solo flagelo liso anterior (División Chytridiomycota) Células con un flagelo anterior en cepillo (División Hypho-chytridiomycota) Células con dos flagelos, anterior en cepillo y posterior lizo (División Oomycota) Células con dos flagelos lizos (División Myxomycota)

Como grupo independiente de este criterio tenemos a los hongos inmóviles, División Eumycota, con las clases: Zygomycetes, Ascomycetes, Basidiomyctes y el grupo de hongos amorfos. La composición química de la pared celular de los hongos es característico para cada grupo taxonómico de los hongos, en la tabla No 2.2, podemos ver los poliscáridos que integran la pared celular de cada grupo. Tabla No 2.2. Composición de los hidratos de diferentes grupos taxonómicos de hongos Hidratos de carbono Quitina, glucano Quitina, quitosano Quitina, glucano Quitina, glucano Quitina, glucano Celulosa, quitina Celulosa, glucano Celulosa, glucógeno Polímero de galactosa, lectina, celulosa

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carbono de la pared celular de los Grupo taxonómico Chytridiomycota Zygomycota Ascomycota Deuteromycota Basidiomycota Hyphochytridiomycota Oomycota Dysctiostelomycota Myxomycota

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” La técnica más empleada para identificar los grupos taxonómicos de hongos se sustenta en comparaciones de secuencias de ADNr18Sr. La figura No 2.3. Muestra los grupos taxonómicos clasificados por las secuencias de ADNr18Sr. Relaciones filogenéticas de hongos y organismos similares a hongos basado en comparaciones de secuencias de ADNr18Sr. Modificado y extraído de Bruns et al. (1991) y Berbee y Taylor (1993; 2001).

2.1.

GENÉTICA DE HONGOS

La estabilidad del genoma, para los organismos vivos es fundamental para el establecimiento y mantenimiento de controles en la transcripción génica y su viabilidad; esto es también cierto para los hongos. El fenómeno de poliploidía de los hongos no es estable, por esta razón el número de cromosomas que se encuentran en una célula es variable, en consecuencia; se presentan estadios haploides o diploides según la especie, incluyendo la forma dicarionte propia del ciclo parasexual de algunas especies (Wallen, R. M., & Perlin, M. H. 2018).

Figura No 2.3. Relaciones filogenéticas de los hongos

En muchos hongos, la poliploidía se ha generado mediante manipulación genética (Albertin, W., & Marullo, P. 2012), sin embargo, la ocurrencia de variaciones importantes en el tamaño de los cromosomas es frecuente en los hongos que carecen de un ciclo sexual. Según Kistler, H. C., & Miao, V. P. (1992), los hongos asexuales son más propensos a mostrar un mayor polimorfismo en el tamaño y número cromosómico debido a la ausencia de meiosis, llevándolos al mantenimiento de estas alteraciones. 72

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Las diferencias en el tamaño se deben a rearreglos del ADN que involucran grandes fragmentos de los cromosomas que son translocados, duplicados o eliminados por diferentes procesos. Sin embargo, el hecho de observar una variabilidad intracromosomica específica en hongos (VIE) con reproducción asexual y sexual, dejan en evidencia que los mecanismos involucrados en él, no están completamente esclarecidos (Kooij, P. W., & Pellicer, J. 2020).

2.2. EVOLUCIÓN DEL TAMAÑO DEL GENOMA FÚNGICO En los hongos, la diversidad de genomas varía de 8,97 Mb a 177,57 Mb. Los tamaños medios del genoma de los hongos Ascomycota y Basidiomycota son 36,91 y 46,48 Mb respectivamente. Pero se observa un mayor tamaño del genoma en la especie Oomycota (74,85 Mb), un linaje de microorganismos eucariotas similares a hongos. Los genes codificantes promedio de las especies de Oomycota son casi el doble que los de los hongos Ascomycota y Basidiomycota (Mohanta, T. K., & Bae, H. 2015). El tamaño promedio del genoma de los diferentes grupos taxonómicos de hongos se observa en la tabla No 2.3. Tabla No. 2.3. Tamaño medio del genoma y número medio de genes codificantes y exones presentes en los diferentes phyla / sub-phyla del Reino Fungi (Hibbett, D. S., et al., 2007) Average Genome Size (Mb)

Average No. Of Genes

Average No. Of Exons

Ascomycota

36.91

11129.45

2.58

Basidiomycota

46.48

15431.51

5.28

Oomycota

74.85

24173.33

2.23

Mucoromycotina

38.777

13306.85

4.25

Fungal división

Para conocer cuánta variación se puede esperar entre genomas cercanos o relacionados, se usa la comparación de genomas estrechamente relacionados en bases de datos como MycoCosm y JGI (Grigoriev, I. V., et al., 2014) Existen múltiples factores que definen el tamaño del genoma entre los cuales podemos mencionar a:       

Inmersiones, su número y el tamaño de las inserciones. La presencia de pseudogenes. Duplicación del genoma o de cromosomas. Inserción y proliferación de elementos transposables. Expansión de microsatélites. Expansión de pequeñas secuencias repetidas. Deleciones, número y tamaño de las deleciones. 73

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Todos estos factores ejercen presión mutagénica que pueden generar:  

Efectos insignificantes en la aptitud, que produce una deriva genética aleatoria. Efectos fisiológicos, que generan presión selectiva.

Ambos conducen a cambios en el tamaño del genoma (Petrov, D. A. 2002) La idea de que los genomas son agregados de genes y este concepto encaja muy bien con los organismos procariotas y los virus (Petrov, D. A. 2002). Sin embargo, no es adecuado para los eucariotas como los hongos, que están salpicados de ADN repetitivo no genético y sin restricciones, que producen variaciones de hasta 200.000 veces en el tamaño del genoma (Gregory, T. R., & Hebert, P. D. 1999). Se considera que el tamaño del genoma de un organismo depende de su fisiología modelada por el entorno, mientras más complejo es el organismo, más genes requiere (Petrov, D. A. 2001). Estas afirmaciones resultan contradictorias cuando se encuentra que organismos muy simples poseen más contenido de ADN que los organismos multicelulares, este es el caso de las amebas que tienen 200 veces más ADN que los humanos. Tanto en los humanos como en las amebas mucho del ADN es repetitivo y no codificante, en este contexto para la ciencia es importante conocer cuál es la función de este ADN no codificante y por qué evolutivamente son importantes (Shahin, A., et al., 2012), ya que se evidencia que la evolución estimula la síntesis del ADN adicional.

2.3. ¿QUÉ DEFINE AL REINO DE LOS HONGOS? 2.3.1. EN BUSCA DE UNA SINAPOMORFIA DE HONGOS Ha habido numerosos intentos de identificar un carácter genético, molecular o celular que defina el reino de los Hongos, específicamente una sinapomorfia que los separa de otros grupos. Para calificar formalmente una sinapomorfia de diagnóstico, dicho carácter debe definir claramente el clado (es decir, estar en manos de la mayoría de los taxones que se ramifican dentro del clado), en este caso los hongos (Richards, T. A., et al., 2017)

2.3.2. RELACIONES EVOLUTIVAS DE HONGOS Los estudios de la evolución fúngica requieren una comprensión de las relaciones filogenéticas y la divergencia evolutiva relativa de los organismos. Los primeros enfoques para organizar los hongos en grupos relacionados se basaban en características morfológicas (Tanabe, Y., et al., 2005), entre estas características tenemos a la forma de esporas, estructuras sexuales y asexuales, presencia/ausencia de branquias, aditamentos de velo y color de esporas (Bruns, T. D., et al., 1992). Adicionalmente los cambios en las hifas septadas, su crecimiento y la presencia o ausencia de una etapa de vida flagelada, se pueden mapear en el árbol genético e identificar el orden y el momento de su aparición

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” en relación con otras estructuras o estilos de vida asociados con el huésped (Morton, J. B. 1990). En los hongos quítridos zoospóricos, las características observadas por la microscopía electrónica de barrido de zoosporas revelan que la ultraestructura de los cinetosomas y el flagelo son diagnósticos para la clasificación de muchos linajes (James, T. Y., et al., 2006). La secuenciación de ADN, PCR y el desarrollo de cebadores para amplificar el ARNm fúngico han permitido ampliar los estudios filogenéticos moleculares en hongos y proporcionar una nueva visión del orden de ramificación de los grupos principales (Kwok, S., et al., 1986). Gracias a los datos de la secuencia del genoma, es factible el mapeo de la filogenia evolutiva comparativa de genes individuales por presencia o ausencia de una familia de genes o secuencias de genes (Wilmotte, A., et al. 1993) El desarrollo de la tecnología permitió la secuenciación del genoma de alto rendimiento de bajo costo, el software filogenético y la informática de alto rendimiento han mejorado aún más la resolución de las relaciones filogenéticas de los hongos (Ayres, D. L., et al., 2019). La figura 7, muestra las relaciones filogenéticas de los hongos.

2.4. LA EVOLUCIÓN DEL SEXO: UNA PERSPECTIVA DESDE EL REINO FÚNGICO Se han aislado y caracterizado genes responsables del proceso de “apareamiento” de varios hongos. Se encontró un locus involucrado en la determinación del grupo de apareamiento, por lo que se lo denomino como locus MAT (mating type). (MalapiWight, M., et al., 2019) En ascomicetos, se presenta en dos “grupos de apareamiento”, es decir hay dos alelos llamados idiomorfos, estos son secuencias de ADN completamente diferentes que pueden ocupar el mismo sitio en el locus (Treindl, A. D., & Leuchtmann, A. 2019). Los idiomorfos pueden o no ser mutuamente excluyentes, en otras palabras, pueden estar juntos, como en los hongos homotálicos, o solamente contar uno de ellos, como en los hongos heterotálicos (Vaillancourt, L. J. 2021). En Saccharomyces cerevisiae, se los denomino como idiomorfos a y α (alfa); en Neurospora crassa, se les llamo idiomorfos A y a; mientras que en Podospora anserina se les conoce como idiomorfos mat– y mat+. Posteriormente se empezó a usar la nomenclatura MAT-1 y MAT-2; o MAT1-1 y MAT1-2, para las diferentes especies de Cochliobolus, Mycosphaerella y las especies de Gibberella (Wilken, P. M., et al., 2018; Yong, M., et al., 2020) Los genes del idiomorfo MAT1-1 de hongos de distintas especies son homólogos entre sí, y sus secuencias son comparables. Lo mismo ocurre con MAT1-2, ya que los loci MAT1-1 y MAT1-2 no comparten homología en sus secuencias, dado que estos podrían haber evolucionado independientemente (Zhang, Y., et al., 2021).

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Se observó que los genes del locus MAT determinan la compatibilidad de producir estructuras reproductoras. Estos genes, denominados como mat0, producen estructuras reproductoras masculinas y femeninas, sin embrago; no pueden reproducirse ni con hongos mat+ ni con mat–, es decir no son capaces de dar lugar a esporas sexuales (Sun, S., et al., 2019; Coelho, M. A., et al., 2017). Ambos idiomorfos están flanqueados por secuencias de ADN idénticas entre cromosomas homólogos. En algunas especies de ascomicetos se descubrió que el idiomorfo MAT1-2 incluye tres genes que producen tres proteínas diferentes, mientras que el locus MAT1-1 únicamente presenta un gen (De Filippi, M. C. C., & Café-Filho, A. C. 2019). Los productos de estos genes están involucrados en la regulación del reconocimiento y fusión de los gametos. Las proteínas producidas por los genes de ambos idiomorfos tienen la capacidad de unirse al ADN. Uno de estos sitios denominado HMG (High Mobility Group) es muy importante, pues también se encuentra en la proteína humana, llamada SRY, la cual es uno de los factores que determinan el sexo en el ser humano (Wu, M. Q., et al., 2020; Dyer, P. S., & Kueck, U. 2017).

2.5. CONCLUSIÓN La composición de los hidratos de carbono de la pared celular de los diferentes grupos taxonómicos de hongos, por mucho tiempo se ha considerado como uno de los datos de importancia en la identificación de grupos taxonómicos de hongos, También se ha empleado como criterio la presencia o ausencia de organelos, flagelos en las formas sexuales, la presencia o ausencia de alternancia de generaciones a más del medio donde estos viven. Sin lugar a dudas la taxonomía fúngica es uno de los temas de mayor discusión y dificultad entre los especialistas, entre quienes mantienen enfoques clásicos basados en características anatómicas y fisiológicas y aquellos que se basan en las variaciones genéticas para el establecimiento de relaciones filogenéticas entre grupos de hongos. La técnica más empleada para identificar los grupos taxonómicos de hongos se sustenta en comparaciones de secuencias de ADNr18Sr. Un tema de importancia es el tamaño del genoma fúngico y el análisis de los factores que inciden en su tamaño y complejidad. Cada grupo taxonómico de hongos posee un tamaño de genoma en Mb característico, así el género Ascomycota tiene un tamaño de 36,9 Mg, Basidiomycota- 46,4 Mb; Oomicota-74,8 Mb y Mucoromycota -38,7 Mb. En la definición del tamaño del genoma, rol esencial juega el ADN repetitivo no codificador, que en muchos hongos alcanza hasta 200.000 veces en el tamaño del genoma. El desarrollo y perfeccionamiento de las herramientas moleculares, permitirá afinar los criterios de la clasificación taxonómica y estructurar un sistema único, que posibilite la sistematización de la información relacionada, no solo de la fisiología, composición química, sino también de los genes responsables de la síntesis de metabolitos de interés biotecnológico, industrial y ambiental. 76

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Figura 2.4. Una filogenia fúngica basada en 82 genomas completos utilizando el método de vector de composición. Tomado de Wang, H., et al., (2009) 77

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2.6. BIBLIOGRAFÍA 1. Albertin, W., & Marullo, P. (2012). Polyploidy in fungi: evolution after wholegenome duplication. Proceedings of the Royal Society B: Biological Sciences, 279(1738), 2497-2509. 2. Ayres, D. L., Cummings, M. P., Baele, G., Darling, A. E., Lewis, P. O., Swofford, D. L., ... & Suchard, M. A. (2019). BEAGLE 3: improved performance, scaling, and usability for a high-performance computing library for statistical phylogenetics. Systematic biology, 68(6), 1052-1061. 3. Berbee, M. L., & Taylor, J. W. (1993). Dating the evolutionary radiations of the true fungi. Canadian Journal of Botany, 71(8), 1114-1127. 4. Berbee, M. L., & Taylor, J. W. (2001). Fungal molecular evolution: gene trees and geologic time. In Systematics and evolution (pp. 229-245). Springer, Berlin, Heidelberg. https://doi.org/10.1007/978-3-662-10189-6_10 5. Bruns, T. D., Vilgalys, R., Barns, S. M., Gonzalez, D., Hibbett, D. S., Lane, D. J., ... & Sogin, M. L. (1992). Evolutionary relationships within the fungi: analyses of nuclear small subunit rRNA sequences. Molecular phylogenetics and evolution, 1(3), 231-241. 6. Bruns, T. D., White, T. J., & Taylor, J. W. (1991). Fungal molecular systematics. Annual Review of Ecology and systematics, 22(1), 525-564. https://doi.org/10.1146/annurev.es.22.110191.002521 7. Coelho, M. A., Bakkeren, G., Sun, S., Hood, M. E., & Giraud, T. (2017). Fungal sex: the Basidiomycota. Microbiology spectrum, 5(3), 5-3. 8. De Filippi, M. C. C., & Café-Filho, A. C. (2019). Both MAT1-1 and MAT 1-2 idiomorphs present in rice blast populations (Magnaporthe oryzae) collected in rice fields in northern Brazil. New Disease Reports, 40, 3-3. 9. Dyer, P. S., & Kueck, U. (2017). Sex and the imperfect fungi. Microbiology spectrum, 5(3), 5-3. 10. Gregory, T. R., & Hebert, P. D. (1999). The modulation of DNA content: proximate causes and ultimate consequences. Genome research, 9(4), 317-324. 11. Grigoriev, I. V., Nikitin, R., Haridas, S., Kuo, A., Ohm, R., Otillar, R., ... & Shabalov, I. (2014). MycoCosm portal: gearing up for 1000 fungal genomes. Nucleic acids research, 42(D1), D699-D704. 12. Hibbett, D. S., Binder, M., Bischoff, J. F., Blackwell, M., Cannon, P. F., Eriksson, O. E., ... & Zhang, N. (2007). A higher-level phylogenetic classification of the Fungi. Mycological research, 111(5), 509-547. 13. James, T. Y., Letcher, P. M., Longcore, J. E., Mozley-Standridge, S. E., Porter, D., Powell, M. J., ... & Vilgalys, R. (2006). A molecular phylogeny of the flagellated fungi (Chytridiomycota) and description of a new phylum (Blastocladiomycota). Mycologia, 98(6), 860-871. 14. Kistler, H. C., & Miao, V. P. (1992). New modes of genetic change in filamentous fungi. Annual review of phytopathology, 30(1), 131-153.

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CAPITULO III. TAXONOMÍA FUNGICA El conocimiento actual de la diversidad de hongos en el suelo se basa en gran medida en observaciones de cuerpos fructíferos presentes en un ambiente o de cultivos obtenidos de aislamiento de muestras ambientales. Según Tedersoo, L., et al (2018), ambos enfoques tienen serias limitaciones para la detección de la verdadera diversidad en cualquier entorno elegido. Es poco probable que un organismo que existe solo en forma de micelio en el suelo sea identificado por observación directa si no se forma un cuerpo fructífero. Por lo tanto, la observación clásica a través de microscopía directa dará una medida muy reducida de la verdadera diversidad en el ambiente. De las más de 8000 especies de hongos nombradas y descritas, en la actualidad solo el 17% de ellas pueden cultivarse con éxito en cultivo (Jeewon R., Hyde K.D. 2007). El cultivo de hongos a partir de aislamientos del suelo solo dará como resultado la detección de aquellos propágulos que pueden crecer y esporular en el medio de aislamiento utilizado. Para abordar el tema de la Taxonomía de los hongos, es fundamental conocer primero la estructura de los hongos, su fisiología, anatomía. Cada hongo se caracteriza por un conjunto de características obvias como color, forma, suavidad o vellosidad, y tamaño, que le dan individualidad; sin embargo, muchas de ellas pueden ser similares en otras especies, razón por la cual para su completa identificación se requiere un análisis más profundo, a nivel bioquímico, celular y molecular (Watkinson, Boddy & Money. 2015) Históricamente el hombre mantiene una estrecha relación con los hongos, en calidad de fuente de alimentos, sustancias químicas medicinales, toxinas y fuentes sagradas (comida de los dioses) n las culturas griega, romana e hindú; así, los hongos de sombrero son conocidos por el hombre desde la antigüedad. Aristóteles (siglo IV A.C.), realizó el primer intento de clasificar a los hongos en hongos comestibles y tóxicos, de igual forma, otros científicos como Teofrasto (siglo III A.C.) (Орлов Е.В.2006a, Balme D.M. 1962) Las setas aparecen por escrito por primera vez en las obras de Eurípides (480-406 a. C.), Dioscórides (siglo I) que en De re médica, describe los usos terapéuticos de algunas setas. (Расницын А.П. 2002), Plinio el Joven (siglo I), por su Naturalis historia, donde escribió sobre las trufas. En general todos ellos prestaron atención sobre la abundancia de trufas en los troncos de los árboles y clasificaron a estos organismos como hongos 1. Los Aztecas consideraban divinos a ciertos hongos documentado en los fragmentos del Popol Vuh y tótems fungiformes de piedra encontrados en las ruinas (Medin D.L. & Atran S. 2004), de igual forma los pueblos de Siberia. Los primeros datos científicos de los hongos se generaron en la segunda mitad del siglo XVI; en este período el naturalista

1

De stirpium maxime earum quae in Germania nostra nascuntur, usitatis nomenclaturis. Strasbourg. In Ainsworth, p. 13, quoting Buller, AHR. (1915). Micheli and the discovery of reproduction in fungi. Transactions of the royal Society of Canada, series 3 9: 1–25. 82

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” K. Clusius (1526-1609), utilizando sus propias colecciones y materiales otros investigadores, compiló el primer un resumen de las setas. Para Переведенцева Л. Г. (2012), el desarrollo de la Mycología como ciencia de los hongos ha pasado por cuatro etapas. En la tabla No.3.1. se detallan los principales eventos históricos relacionados con las etapas del desarrollo de la Micología como ciencia y los intentos de clasificación y taxonomía fúngica. Tabla 3.1. Desarrollo histórico de la Micología (Adaptado de Павлинов И.Я., Любарский Г.Ю. 2011) Autor

Aporte Año PRIMERA ETAPA Asociado con la acumulación de material, la descripción de nuevas especies, e intenta de clasificación P. Mikeli Descubrimiento de las esporas 1729 C. Linneo Atribuyó las setas a (1707-1778) el reino animal, revelando algunas similitudes con los pólipos. (Гмелин И.Ф.1805). H. Link

H.G. Pearson E. M. Fries S.P. Krasheninnikov Pier Antonio Micheli

Antoine de Jussieu N.A. Veinman Persoon

Realizó un gran trabajo de (1767-1850 generalización de datos sobre hongos. Intentaron sistematizar los hongos. (1755– 1836) (1794-1878 Compiló una lista de 430 especies (1713-1755) de hongos, recogidos en las cercanías de San Petersburgo. Publica en Nova plantarum genera, 1737 en Florencia, sienta las bases para la clasificación sistemática de praderas, musgos y hongos. Creó una clase aparte de plantas 1686-1758) para las hongos y líquenes en 1728. En 1836, describió 1123 especies de (1782hongos que crecían en Rusia. 1868). Primera obra dedicada (1755-1837) exclusivamente para los hongos. Synopsis methodica fungorum

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Fries

Freese, Konard B.M. Kozo Polyansky Saccardo

Publicó tres volúmenes de su (1794-1878) Systema Mycologicum entre 1821 y 1832 Sugirieron separar los hongos en un (1939) reino independiente. (1947),

Publicó una obra de clasificación (1845-1920 científica al final del siglo xix Sylloge fungorum omnium hucusque cognitorum. A. I. Korda (1809G. L. Abensgorst Estudiaron la anatomía, fisiología de 1849), I. M. Barclay hongos patógenos (1806-1881) M.K. Cook (18031889), (18251914). SEGUNDA ETAPA Se estudia la ontogénesis y filogénesis de los hongos e investiga el ciclo de vida y desarrollo especialmente en hongos parásitos. L. Tyulan Estableció que el fenómeno del (1815-1885) pleomorfismo es característico de todos los grupos de setas. А. de Bary Fundador de la Micología (1831– experimental 1888) Autor de la primera clasificación filogenética hongos. P. Saccardo Resumió la descripción de 74,323 (1845especies, en 25 volúmenes. 1920), O. Brefeld Desarrolló métodos de obtención de (1839-1925 cultivos puros de hongos. L. S. Tsenkovsky) En Rusia, sentó las bases para el (1822-1887 estudio de la morfología y los ciclos de desarrollo de hongos y mixomicetos. М. С. Voronina Estudió a los hongos patógenos, es (1838– considerado como el fundador de la 1903), Fitopatología rusa. TERCERA ETAPA Desarrollo de la fisiología y bioquímica de los hongos (finales del XIX mediados del siglo XX).

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Н. В. Sorokin

Estudio de hongos parásitos de (1846– plantas y animales 1909) F.M. Kamensky quien describió por primera vez el (1851-1912 micelio del hongo en raíces de plantas (micorrizas) F. M. Porodko Estudio de los cambios en la (1877-1948) actividad fermentativa de la levadura IL Serbinov Estudió las enfermedades (1872-1925) bacterianas y fúngicas de las plantas, la estructura y biología de los hongos Chitridios, describió nuevas especies de bacterias y hongos Fito patógenos. А. А. Yanevskiy Autor del primer determinante de (1863– hongos en idioma ruso (1897). 1932) В. А. Transhell Propuso un método para el estudio (1868– de diversos hongos de la roya, que 1941) ahora son utilizados en todo el mundo. L. I. Kursanov Investigó la morfología y (1877-1954) citología de hongos, principalmente oxidados, y la relación entre hongos parásitos y plantas hospedantes. R. Whittaker En la segunda mitad del siglo XX. (1969) A. L. gracias a sus trabajos los hongos se (1970) Takhtadzhyan consideran en el rango de un reino en todos los sistemas modernos (Куприянов А.В. 2005) CUARTA ETAPA El desarrollo de la Micología, asociado al estudio de la genética fúngica. D. Beadle Descubrieron mutantes bioquímicos (1903-1989) E. Tatem en el hongo marsupial Neurospora (1909-1975 crassa, sentaron las bases de la Genética Bioquímica. Roger Heim, Han estudiado, clasificado o 1960-1970 Robert Kühner, modificado conceptos sobre Henri Romagnesi, toxicidad de distintas especies, André Marchand, desechando creencias populares Julius Schäfer, erróneas. Mehinhard Moser, Rolf 85

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Singer, André Maublanc, Marcel Locquin, Albert Pilát, etc. Carl Woese Midió las “distancias” evolutivas 1970 entre diferentes especies. 1990 planteó la necesidad de definir un nuevo taxón, un nuevo nivel jerárquico de clasificación, El Dominio, que estaría por encima de reino, y propuso reagrupar a todas las formas de vida en un sistema de tres dominios. Esta última es la clasificación aceptada en la actualidad.2

El desarrollo de técnicas moleculares ha proporcionado una nueva gama de herramientas que pueden proporcionar conocimientos claros sobre interacciones y actividades específicas en los entornos donde se desarrollan los hongos. Actualmente se combinan técnicas de PCR, junto con polimorfismos de conformación de hebra única (SSCP) o electroforesis en gel de gradiente desnaturalizante (DGGE), con las cuales se puede dar respuestas más precisas a preguntas fundamentales sobre la diversidad de ecosistemas. A pesar de eso, estas técnicas no permiten saber si se trata de una etapa activa o de reposo del hongo analizado. Para lograrlo es necesario disponer de conocimientos de la ecología y función de los organismos (Bridge, P., & Spooner, B. 2001) El empleo masivo de métodos bioquímicos, de biología molecular, genética en la sistemática de hongos, en las últimas décadas condujo a cambios sustanciales en el sistema. Cambios significativos en particular ocurrieron a nivel de macro taxones y toparon, reinos, divisiones y clases. Los más importantes de ellos se reflejan en la décima edición del “Diccionario de hongos” (Ashton, H. 2009) y en el sistema del recurso de “Index fungorum» и «MycoBank” de internet fundamentado en este, en los cuales se ha introducidos dichos cambios.

3.1. SISTEMÁTICA Es la ciencia de la diversidad de organismos y sus interacciones. La sistemática de los hongos es uno de los capítulos especiales de la Micología. La tarea de la sistemática, es la descripción y definición de especies, clasificación, reconstrucción de las rutas evolutivas y desarrollo de los hongos (Майр Э., Линсли Э., Юзингер Р. 1955)

2

https://www.timetoast.com/timelines/historia-de-la-taxonomia-31fbd909-c574-43b5-bd44c464a1ed2944 86

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Los sistemas pueden ser artificiales, naturales y filogenéticos. En los sistemas artificiales, la unión de especies se efectuaba en base a una o varias características morfológicas comunes, estos sistemas no siempre reflejaban las relaciones genéticas entre los grupos de organismos (Чайковский Ю.В. 2007; Гарибова Л.В., Лекомцева С.Н. 2005) La corona de los sistemas artificiales fue el sistema del mundo orgánico, creado por K. Linneo, en el los hongos y otros organismos fueron incluidos en la clase XXIV denominada caos. Los sistemas naturales están fundamentados en las similitudes de un amplio grupo de características (no solo morfológicas), en base a ellas se establecen los sistemas filogenéticos, en los cuales se refleja las relaciones evolutivas entre los organismos (Brigandt I. 2009) Los hongos son difíciles de clasificar por una serie de dificultades 1. Los hongos a diferencia de las plantas superiores poseen un conjunto pequeño de características morfológicas, en especial esto se refiere a la estructura de la parte vegetativa del talo. Según Кузин Б.С. (1987), disponiendo tan solo el micelio del hongo, es difícil establecer la pertenencia incluso a un orden. Por ejemplo, en hongos ascomicetos y basidiomicetos los micelios son septados. Su diferencia es solo el hecho de que en los basidiomicetos generalmente (pero no siempre) se forma una excrecencia por encima del tabique: una hebilla. 2. Con frecuencia los hongos poseen estructura similar debido a la similitud convergente, motivada por un modo de vida parásita, por ejemplo, las especies A, B y C en la etapa ontogenética poseen estados de desarrollo similares D1, D2 y D3.

D2

D1 D3

3. Los hongos poseen un tipo especial de proceso evolutivo (simgenesia), como resultado de este proceso se unifican los genomas de los organismos A + B, que pertenecen a dos reinos distintos. El nuevo organismos C, da inicio a una línea evolutiva nueva (Шипунов А.Б. 1999) A B

C 87

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4. Son pocos los materiales paleo micológicos disponibles. Por cuanto las esporas fúngicas son muy resistentes a los factores ambientales, el análisis de las esporas se emplea ampliamente en paleo micología. Se disponen de huellas de pantas con hongos parásitos, así como restos silicificados de hongos del sombrero y de trufas (Шаталкин А.И. 2012; 1988)

3.2. NOMENCLATURA Y TAXONOMÍA DE HONGOS En los nombres de los hongos, así como en los nombres de otros organismos, se emplea la nomenclatura binominal, propuesta por C. Linneo (Джеффри Ч. 1980). La unidad fundamental del sistema es la especie. Cada especie tiene un nombre científico, formado por dos palabras, que señalan su pertenencia a cierto género y epíteto de especie (Павлинов И.Я. 2009; Wilkins J.S. 2010) Además, con frecuencia existen y nombres populares, que pueden ser muchos para un mismo organismo, factor que con frecuencia conduce a errores y confusiones (Berlin B., et al. 1966). Por ejemplo, Leccinum scabrum (Bull.: Fr.) S. F. Gray (la primera palabra es un género, y todos juntos son una especie) - obabok común. En ruso, este hongo se llama abedul, u obabok del abedul. El nombre de la especie va seguido de los apellidos abreviados de los autores. Entre paréntesis se señala al autor, quién publicó por primera vez el nombre específico del hongo, fuera del paréntesis se señala al autor que realizó cambios y propuso dicha combinación entre el nombre de especie y género. Existe un código internacional de nomenclatura botánica, en el cual en forma detallada se ha desarrollado las reglas de nominación de plantas y hongos (Sluys R., Martens K., & Schram F.R. 2004). Los taxones superiores al género poseen nombres con terminaciones unificadas, mediante la cual se puede definir su pertenencia de una especie a uno u otro rango taxonómico. Por ejemplo, el podberezovik, obabok, Leccinum sacbrum, en el sistema de taxones aparecerá tal como se ilustra en la tabla No 3.2. Tabla No.3.2. Taxonomía de podberezovik, obabok, Leccinum sacbrum NOMBRE TAXON Reino División Clase Orden Familia Género Especie

DEL TERMINACIÓN -

Fungi

…mycota …mycetes ….ales …aceae -----------

Basidiomycota Basidiomycetes Boletales Boletaceae Leccinum L.scabrum (Bull.:Fra.)S.F. Gray

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Además de los rangos taxonómicos fundamentales enumerados (especie, género, familia, orden, clase, división, reino), en sistemas complejos se emplea categorías como subreino, subdivisión, subclase, suborden, subfamilia, subgénero. En la especie puede haber variedades, o formas. Si es necesario, los reinos se combinan en reyes superiores (imperios), departamentos, en supra divisiones, clases, en superclases, etc. (Sluys R., Martens K., & Schram F.R. 2004)

3.3. TAXONOMÍA FÚNGICA La taxonomía es la ciencia que identifica, describe y nombra a los organismos; los ubica en una jerarquía de grupos (género, familia, orden, etc.) Adicionalmente la sistemática estudia de las relaciones evolutivas entre especies y agrupaciones más grandes de organismos. Se supone que los hongos son de origen polifilético, es decir, sus diferentes clases evolucionaron independientemente a partir de flagelados y no flagelados (Павлинов И.Я. 2011а) Los flagelados sin flagelo, dieron lugar a los Zigomicetos, de los cuales surgieron marsupiales y basidiomicetos, los flagelados simples fueron los predecesores de los hongos Chitridios. Los oomicetos pueden haber evolucionado de las algas comunes debido a la pérdida de clorofila en relación con la transición al parasitismo3 Se infiere que los primeros hongos pueden haber sido organismos unicelulares simples que propulsaron ellos mismos a través del agua usando un flagelo anclado a la parte posterior de la célula. La ubicación del flagelo posterior es común a hongos y animales y ambos grupos son agrupados en el supergrupo de eucariotas llamado Opisthokonta. Para Money N. P. (2016), los hongos se originaron como un grupo distintivo de eucariotas unicelulares en el Precámbrico. El fósil más antiguo disponible corresponde al Devónico Inferior (400 millones años). En los fósiles se distinguen esporangios de Chitridios y zoosporas, esporangios de Zigomicetos y cuerpos frutales de ascomicetos, incluso esporas se han hallado en rocas de 460 millones de años. Los fósiles más antiguos de Basidiomycota tienen 330 millones de años de antigüedad. La antigüedad del origen de los hongos se establece por los datos de análisis comparativos de los citocromos de distintos grupos de organismos, en base a los cuales la divergencia temporal de los hongos y los animales constituye 1,1 mil millones de años (Nolan, C., & Margoliash, E. 1968). La comparación de la secuencia de nucleótidos de ARNr 16/18S, permitió definir que los hongos, los animales y las plantas divergieron de un solo punto (Kandler, O. 1994;

3

http://kursak.net/proisxozhdenie-taksonomiya-sistematika-i-klassifikaciya-gribov/

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Whittaker, Margulis, 1978; Зеров, 1972; Тахтаджян, 1973) antes del período cámbrico. Con estos datos a mediados de los años 70 los hongos fueron considerados como un reino independiente del mundo vivo- Reino Fungi, en tanto que los hongos marsupiales, zigomycetos, Chitridiomycetos, Oomycetos, recibieron el grado de divisiones independientes (Whittaker, Margulis, 1978, Schüβler, A., Schwarzott, D., & Walker, C. 2001) Importancia filogenética de mayor relevancia en la sistemática de hongos se concede a la presencia o ausencia de movilidad, a la estructura de los estados móviles (zoosporas y gametos) y la composición de la pared celular. El análisis de estas características muestra que entre los hongos se presentan formas tanto móviles e inmóviles vegetativas perennes como formas temporales en ciertas etapas de su desarrollo. La figura 3.1 muestra la ubicación de los hongos en el tronco evolutivo. Fungi

Animal

Choanoflagellate Plantas

Figura 3.1. Ubicación del reino Fungi en el árbol de la vida En relación al aspecto bioquímico, la posibilidad de extraer y analizar los metabolitos secundarios de los hongos, permitió no solo hacer conclusiones en cuanto a la clasificación de los hongos, sino sobre el potencial biotecnológico, industrial y medicinal de los metabolitos. Finalmente, la posibilidad de analizar a los hongos desde la óptica molecular, solo fue factible con el descubrimiento de la estructura del ADN y el posterior desarrollo de la Biología molecular y las técnicas de secuenciación, proteómica, metagenómica, etc. En la figura No.3.2. Se ilustra el origen y la clasificación de los hongos (Talbot P. H. B. 1971). Los hongos son organismos eucariotas multicelulares y unicelulares no fotosintéticos microscópicos que poseen una pared celular de quitina. Posee un núcleo con membrana nuclear, citoplasma con organelos, membrana plasmática y una pared celular multicapa rígida, compuesta de varios polisacáridos, proteínas, lípidos. La membrana plasmática contiene glicoproteínas, fosfolípidos y ergosteroles. Los hongos son microbios Grampositivos, las células vegetativas no son resistentes a los ácidos. El cuerpo del hongo se llama talo (Watkinson, S. C., Boddy, L., & Money, N. 2015).

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Figura 3.2. Origen y clasificación del reino Fungi (Adaptado de Лысак & Фомина. 2014) Se distinguen dos tipos básicos de hongos: De hifas y levaduras Hongos de hifas (mohos), forman filamentos delgados ramificados (hifas) que se entrelazan en el micelio. Las hifas de los hongos inferiores no tienen particiones. Están representados por células multinucleadas. Las hifas de los hongos superiores están separadas por particiones con agujeros (Pavlinov I.Ya. 2013). Los hongos de levaduras, tienen la apariencia de células ovales individuales. Hongos unicelulares que de acuerdo a su tipo de reproducción sexual pertenecen a los hongos superiores- ascomicetos y basidiomicetos. Bajo reproducción asexual, las levaduras forman brotes o se dividen, lo que conduce a un crecimiento unicelular (Dighton J. 2016)

3.4. LA CLASIFICACIÓN DE LOS HONGOS La clasificación de los hongos refleja las relaciones de parentesco evolutivas por características compartidas que se definieron con avances en microscopía y bioquímica en el siglo XX, y por el desarrollo de las técnicas de Biología molecular en la década de 1980, en base a las cuales muchos de los grupos tradicionales han sido reorganizados y renombrados.

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” PHYLA FUNGAL Se reconocen seis phyla en la disposición taxonómica actual de los hongos: Hongos del Reino: Filo Basidiomycota, Filo Ascomycota, Filo Glomeromycota, Filo Blastocladiomycota, Filo Chytridiomycota, Filo Neocallimastigomycota. Datos genéticos indican que algunos hongos no encajan perfectamente dentro de ninguno de los seis phyla, sin embargo, la información disponible no es suficiente como para ubicarlos en un phyla diferente. Las relaciones evolutivas entre estos filos se muestran en la Figura 3.3.

Figura No 3.3. Relaciones evolutivas de las clases de hongos (Adaptado de Pöggeler, S., & Wöstemeyer, J. 2011)

3.5. RELACIÓN ENTRE NOMENCLATURA

SISTEMÁTICAS,

TAXONOMÍA

Y

La sistemática, la taxonomía y la nomenclatura a menudo se definen de manera diferente en diferentes textos. La taxonomía originalmente significaba los principios subyacentes a un sistema de clasificación (Dubois A. 2007b), La mejor fórmula para expresar la relación entre estos sujetos parecería ser: Sistemática = Taxonomía + Nomenclatura (Lawrence, 1951; Bisby, 1953). En la taxonomía, el análisis sigue siendo principalmente morfológico, en forma conjunta con el análisis de la estructura que proporcionan datos suficientes para distinguir a los organismos. La síntesis también es fundamental en la taxonomía, ya que con ello se clasifican en categorías taxonómicas (taxa), donde se ordenan jerárquicamente los datos morfológicos y estructurales comunes (Luttrell. E. S. 1958) La clasificación no es simplemente un sistema de agrupación y clasificación de individuos en especies, especies en géneros, géneros en familias, etc., representa una serie de 92

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” generalizaciones que resumen todo lo que se conoce sobre grupos de especies, géneros, etc. Los taxones están organizados en una jerarquía de rangos consecutivos que reflejan los grados de relación entre sus miembros constituyentes (Ereshefsky M. 2007; Greuter W., 1998) En los rangos más bajos en la jerarquía, las propiedades comunes son abundantes, a medida que se sube en la escala estos se hacen menos, pero los que corresponde tiene importancia primordial y reflejan una relación general. Cada taxón recibe un nombre empleando una nomenclatura, que se ocupa de la correcta aplicación de los nombres científicos a taxones y la clasificación de taxones en categorías consecutivas. La clasificación se convierte en una hipótesis que expresa la diversidad de los hongos (Greuter W. 2004), esto se pone en evidencia porque puede cambiar con el aumento del conocimiento sino también con el cambio de propósito. Entonces clasificación no es del todo objetiva y no se acepta universalmente como científico (Bruynooghe, M. 2004). Clasificaciones actuales de los hongos Uno de los sistemas actualizados (2015), simplifica a los hongos cinco divisiones:4     

Basidiomycetos (división Basidiomycota): Desarrollan setas llamadas basidiocarpos que producen basidios con basidiosporas. Ascomycetos (división Ascomycota): Desarrollan ascas con ascosporas. Glomeromycetos (división Glomeromycota): Micorrizas simbiontes de plantas con glomerosporas multinucleadas. Zigomycetos (división Zygomycota): Mohos que forman zigosporas. Quitridiomycetos (división Chytridiomycota sensu lato): Hongos microscópicos con zoosporas y gametos uniflagelados.

Esta clasificación reconoce como válidos los grupos parafiléticos, que en este caso son Chytridiomycota y Zygomycota (Ruggiero M. A., et al. 2015) Clasificación monofilética El NCBI y otras fuentes científicas en cambio, utilizan grupos monofiléticos en su clasificación, por lo que Chytridiomycota se ha escindido Chytridiomycota sensu stricto, Neocallimastigomycota, Blastocladiomycota; mientras que Zygomycota se divide en Glomeromycota, Mucoromycota y Zoopagomycota definiéndose los siguientes grupos dentro de Fungi (Robbertse, B., & Tatusova, T. 2011). El termino Mycota –es un término científico, que se encuentra frecuentemente en la Biología, Bioquímica, Micología y Farmacéutica. Una clasificación basada en grupos monofiléticas es la siguiente:   

Aphelidiomycota Rozellomycota Eumycota 93

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente”           

Blastocladiomycota Chytridiomycota Neocallimastigomycota (o incluido en Chytridiomycota) Amastigomycota Mucoromycota Zoopagomycota Glomeromycota (o incluido en Mucoromycota) Dikarya Ascomycota Basidiomycota Entorrhizomycota

Estas son solo algunas divisiones monofiléticas publicadas en algunos artículos científicos, no obstante, se han propuesto más divisiones las cuales pueden no estar plenamente aceptadas, no ser monofiléticas o estar conformadas únicamente por un solo grupo (Hibbett, D. S., et al. 2018) Los hongos ocupan un puesto especial en la naturaleza formando un reino independiente, el reino Fungi, un puesto intermedio entre el reino Plantae y Animalia, con tres troncos evolutivos comunes, que están distribuidos en 4 subreinos independientes: • • • •

Hongos verdaderos (Lat. Fungi), Pseudo hongos (Lat. Protozoa), Semihongos (Lat. Protista), Protozoos (Lat. Chromistа)

En el reino Fungi (hongos verdaderos fueron incluidos: División de hongos superiores • • •

Clase de basidiomycetos Clase Ascomycetos Clase Endomycetos

División Hongos imperfectos •

Clase Deuteromycetos

División Hongos inferiores • • •

Clase Oomycetos Clase Chitridiomycetos Clase Zigomycetos

En el reino Protozoa (Pseudohongos)

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” División de organismos similares a los hongos • • • • •

Clase mixogasteromycetes (Lat. Myxogasteromycetes), Clase protostelomycetes (Lat. Protosteliomycetes), Clase Dictiostelomycetes (Lat. Dictyosteliomycetes), Clase Acraziomycees (Lat. Acrasiomycetes), Clase Plasmodiomorfomycetes (Lat. Plasmodiophoromycetes).

En el reino Protista (semihongos) División protozoos similares a hongos •

Clase Actinomycetos (Lat. Actinomycetes).

En el reino Chromista División protistas • • •

Clase Hifochitrimycetes (Lat. Hyphochytridiomycetes), Clase Glomeromycetes Lat. Glomeromycetes), Clase Labirintulomycetes (Lat. Labyrinthulomycetes),

Reglas de clasificación y sistemática Parte constitutiva de la sistemática de hongos son: La taxonomía, Nomenclatura y Clasificación. Taxonomía de hongos- Таксономия грибов (grec. taxis - "Disposición, orden y nomos - "ley") – Enseñanza de los principios y la práctica de la clasificación y sistematización (taxonomía), tomando como base los llamados taxones (especies, géneros, familias, órdenes, clases, divisiones, grupos). Nomenclatura de hongos- (Lat. nomenclatura - "lista") - un resumen de términos, nombres y conceptos clave para la industria de la Micología, fijados en el Código Internacional de Nomenclatura Botánica adopta en todos los congresos botánicos internacionales regulares. Clasificación de hongos - Lat. classis "Descarga" y facere "Hacer") – Es un sistema para agrupar objetos de investigación u observación de acuerdo con sus características comunes. Es un orden significativo de cosas o fenómenos, y su división en variedades de acuerdo con algunos criterios específicos. En la actualidad en términos generales al reino Fungi se agrupan: Tres grupos, en los cuales se ha descrito no menos de: Cuatro divisiones, 36 clases, 104 ordenes, 560 familias, 8280 géneros y 97860 especies. Los rangos de base de los taxones para los hongos son: Grupos, Divisiones, Clases, Ordenes, Familias, Géneros, Especies.

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Para otros autores y escuelas (Tajtadzhan), los hongos se han organizado en un reno individual en: Órdenes, descargas, secciones, subgrupos, tipos, categorías, estaciones4 Importancia de los hongos Los hongos como saprofitos desempeñan un rol preponderante en el ciclo del carbono, por cuanto degradan los compuestos orgánicos hasta minerales, que posteriormente son asimilados por las plantas (Gadd G. M. 2006). Los hongos del suelo, principalmente los mohos, juegan un papel excepcional en la formación del suelo, en el micelio de muchos hongos, se acumulan sustancias orgánicas que, después de su destrucción, se transforman en humus. Las asociaciones de hongos con las plantas micorrizas, tienen un efecto positivo sobre la actividad vegetal con una relación mutuamente beneficiosa. Muchos animales se alimentan de ellos (ardillas, roedores, jabalíes, corzos), insectos, pájaros, etc. Algunos de ellos suelen ser parásitos de algunas plantas y animales superiores. Los hongos, también son muy importantes el hombre, a quien le sirven de alimento, por cuanto contienen muchos nutrientes; se conocen más de 100 especies de hongos comestibles. (Dijksterhuis J, & Samson R. A. 2007). Otros hongos como, los mohos de los géneros Penicillium y Aspergillus, proveen medicamentos: antibióticos. Otros como la levadura de cerveza se emplean ampliamente en la panadería, producción de yogurt, variedades de quesos duros con un sabor acre y un olor específico y repostería. También en la preparación de bebidas alcohólicas como el vino y vinagre (Purchase D. 2016; Sibirny Andriy A. 2017) Algunos tipos de mohos producen estimulantes de crecimiento vegetal. Otros hongos son parásitos de insectos, razón por la que se emplea en el control biológico de plagas (Roy H. E., et al, 2010). Muchos hongos no comestibles son tóxicos, su ingestión puede causar la muerte y la formación de tumores malignos (Leslie, J. F., Bandyopadhyay R., & Visconti, A. 2008) Los hongos generan grandes pérdidas a la economía mundial, porque destruyen la madera y los árboles de interés industrial (Huerta-Espino, J., Singh, R. P., & Roelfs, A. P. 2014), destruyen la infraestructura urbana y rural as grandes pérdidas para la economía humana son causadas por hongos que dañan los árboles, edificios, muebles, libros almacenados, obras de arte, etc. Generan grandes pérdidas en las cosechas de cereales, frutas y verduras. Finalmente son causantes de enfermedades de mascotas, animales domésticos y de las personas (Pitt J. I. & Hocking A. D. 2009)

3.6. CONCLUSIONES En la identificación de la pertenencia de un organismo a uno u otro grupo taxonómico, la ciencia ha empleado algunos enfoques entre los que podemos mencionar: 4

https://gribomaniya.ru/klassifikaciya-gribov

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Microtaxonomía: que delimita a una especie en torno a las relaciones genéticas entre organismos que intercambian libremente material genético. Macrotaxonomía: que agrupa las especies, considerando las relaciones filogenéticas entre especies, su evolución, y la transformación de caracteres heredables. Estos enfoques permiten a los investigadores conocer la magnitud de la diversidad, los rangos de extinción y el cómo se organiza la biodiversidad (Crisci, J. V. 1993). El sistema de clasificación desarrollado por la ciencia es jerárquico: Reino, Phylum, Clase, Orden, Familia, Genero, Especie. En el estudio de la pertenencia de un organismo a cierto grupo taxonómico, es fundamental el establecimiento de diferencias claras entre Taxonomía, clasificación, determinación y nomenclatura. La taxonomía, se considera un sinónimo de sistemática, que estudia las bases y reglas de clasificación (meta sistemática). La clasificación, en concreto es la construcción de un sistema de organización de organismos en dependencia de sus relaciones. En tanto que la determinación, constituye la ubicación de un organismo o grupo de organismos, dentro de un sistema preestablecido. Finalmente; la nomenclatura es la aplicación de nombres científicos a los organismos o grupos, que nos señala la su ubicación en el sistema. El sistema de clasificación más empleado en la actualidad es el cladista, elegido por su rigurosidad en la reconstrucción filogenética basada en evidencias de la presencia o ausencia de caracteres homólogos (Kuching, I. J., et al. 1998)

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CAPITULO IV. ENZIMAS FÚNGICAS Y METABOLITOS SECUNDARIOS EN BIORREMEDIACIÓN La biorremediación como una biotecnología ha dado un salto cualitativo al dejar de emplear cultivos de microorganismos y reemplazarlos por enzimas en la reducción, desintoxicación y eliminación completa de contaminantes ambientales (orgánicos o inorgánicos). Según Shen., et al. (2005) el empleo de enzimas es ventajoso por cuanto son específicas para ciertos contaminantes o grupos de contaminantes cuya degradación o genera contaminación secundaria, además de tener mayor movilidad y menor tamaño (Eibes., et al. 2015). El empleo de enzimas ofrece otras ventajas entre as que podemos mencionar: Baja energía de activación, fácil control e impacto ambiental mínimo. Entre las enzimas más empleadas en biorremediación están las oxidorreductasas e hidrolasas, de igual forma las lacasas, peroxidasas, tirosinasas, lipasas, proteasas y fosfotriesterasas, capaces de degradar una gran cantidad de compuestos xenobióticos (Piotrowska-Długosz A. 2017) Sin embargo, a lo acotado considero necesario exponer algunas dificultades específicas de su aplicación en trabajos de biorremediación de campo en el Ecuador y en los países en vías de desarrollo.  

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 

Primero, su producción requiere de centros especializados de diseño complejo y alto costo. Segundo, tanto empresas públicas como privadas de servicios ambientales carecen de personal capacitado para entender la específica de su uso bajo condiciones ambientales locales. Tercero, las limitaciones impuestas por la legislación nacional que impiden con trabas burocráticas (papeleos sin fin) la ejecución de estudios, que permitan el aprovechamiento racional y sostenible de la biodiversidad genética microbiana. Cuarto, los costos de importación, al ser una tecnología relativamente nueva, y al no existir una demanda considerable; sus costos son prohibitivos y Quinto; no existe un programa nacional de investigación dirigido a producir enzimas de uso ambiental derivada no solo de hongos, sino de bacterias, algas, cianobacterias y plantas, existe una dependencia total de productos biotecnológicos foráneos.

Analizando la versatilidad de la micorremediación en especial del empleo de enzimas fúngicas en la biorremediación, podemos identificar una serie de ventajas, las mismas que las describimos a continuación. a) Bajo condiciones ambientales óptimas, la biorremediación enzimática es la más eficaz herramienta, sin embargo, cuando la biorremediación es in situ, es extremadamente difícil generar dichas condiciones, en tanto que en la biorremediación ex situ, esto no reviste ningún problema. La técnica ex situ es 102

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” más eficaz, requiere menos tiempo y es más rentable en comparación con la biorremediación microbiana (Ahuja et al. 2004). b) Supera los inconvenientes asociados con el uso de sustancias físicas, químicas y degradación biológica (micro fitorremediación). Varias industrias empleadas enzimas para fines ambientales (Ba S & Vinoth Kumar .2017). c) Presentan especificidad de sustrato, a diferencia de los microorganismos que prefieren degradar a los contaminantes más simples.

d) La biorremediación enzimática de compuestos químicos complejos tóxicos no deseados puede generar algunos compuestos saludables para los seres humanos mediante la eliminación de algunos grupos funcionales in vivo o in vitro. Realizan una amplia transformación e incluso su conversión completa en productos finales inorgánicos seguros. e) El empleo de enzimas inmovilizadas permite trabajar en diversos entornos condiciones que hacen que estas enzimas sean más resistentes a factores ambientes severos y permite que las enzimas se recuperen y reprocesen cuando ya no se necesitan. f) las enzimas pueden emplearse para desintoxicar suelos y aguas contaminados con pesticidas y otros contaminantes orgánicos (Peixoto.R. S., et al. 2011). Se pueden aplicar a una gran variedad de compuestos diferentes, mezclas, y también actúan como catalizadores debido a su estrecha (quimio-, regio- y estereoselectividad) o una amplia especificidad. Así como presentan ventajas, también tienen algunas desventajas, tales como:     

La dificultad de mantener la concentración de la o las enzimas empleadas en la degradación. La optimización de las condiciones micro ambientales y ambientales necesarias para la actividad enzimática. Los costos, que son el limítate principal para su empleo en biorremediación en condiciones campo. Las soluciones de enzimas crudas son más baratas y se pueden utilizar para la biorremediación, pero producen efectos secundarios. La degradación de las enzimas, producida por las proteasas liberadas por los microorganismos del suelo (Peixoto, R. S., et al. 2011).

En el proceso de biorremediación enzimática es de extrema importancia la determinación de la actividad enzimática en el suelo, que es indicador de la calidad del proceso de biorremediación, de la calidad del suelo, de la actividad microbiana y del estado de salud del suelo (Alkorta I, et al. 2003). Adicionalmente las enzimas secretadas por los microorganismos del suelo determinan el estado bioquímico de la cobertura vegetal (Tabatabai, M.A. 1994). la actividad de las enzimas del suelo puede ser afectados por diversas condiciones abióticas como humedad, contenido de oxígeno, pH del suelo, temperatura y estructura química de la materia orgánica (Dick, R. P. 1994; Ladd, J.N. 1996) 103

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Para determinar la actividad de deshidrogenasas, se recurre al empleo del método de reducción de TTC (2, 3, 5-trifenil tetrazolio cloruro) y su producto trifenilformazán (TPF) La actividad de deshidrogenasa se determina por la producción de color rojo (μg TPF/ g suelo seco / h), mediante espectrofotometría a 485 nm (Von Mersi W, & Schinner, F. 1991). La actividad deshidrogenasa indica actividad oxidativa de una muestra de suelo, siendo esta baja en suelos contaminados (Reddy, G.B, & Faza A. 1989) La actividad de polifenol oxidasa (PFO), se determina por la formación de purpurigalina a partir del ácido pirogálico como sustrato. La aparición de color amarillo señala la formación de purpurigalina, (mg / (g de suelo seco 2 h), medidos por espectrofotometría a 430 nm (Gauillard, F., et al. 1993). Las Polifenol oxidasas son enzimas lignolíticas que degradan el humus para ganar carbono y otros nutrientes por oxidación de compuestos fenólicos. La Actividad de PFO es señal de un suelo sano, libre del efecto tóxico de las moléculas de fenol e iones metálicos (Li, H., et al. 2005) Por su parte, la actividad de catalasa se mide mediante titulación de KMnO4 con H2O2 como sustrato (ml KMnO4 0,1 mol / litro titulado / (g de suelo seco 20 min) para el H2O2 restante) (Rodriguez-Kabana, R., & Truelove, B. 1970). La enzima catalasa descompone H2O2 y contrarresta el daño celular causado por este (Uzun, N., & Uyanoz, R. 2011) Las enzimas participan en el proceso de biorremediación mediante múltiples mecanismos, tales como: Biodegradación, biotransformación, Biocatálisis, Biolixiviación, Bioacumulación y Biosorción. Adicionalmente pueden ser empleados para: Bioaumentación, Bioingeniería y Bioinformática. La figura 4.1. nos ilustra todos los usos de las enzimas en Biorremediación. Como se ha mencionado insistentemente a lo largo de este trabajo, la capacidad de los hongos para degradar una amplia gama de xenobióticos ambientales está asociada a la producción de complejos enzimáticos que los degradan hasta compuestos inocuos insolubles, para posteriormente emplearlos como fuente de carbono, o que sirven a las plantas y bacterias en calidad de nutrientes. Las enzimas producidas por los hongos se pueden clasificar en dos grandes grupos: oxidorreductasas, e hidrolasas, que poseen una serie de subtipos, los mismos que serán analizados a continuación.

4.1. OXIDOREDUCTASAS Las oxidorreductasas son enzimas que catalizan la transferencia de un electrón desde un donante a un aceptor, en el proceso se emplea NADP o NAD + en calidad de cofactor. Este grupo de enzimas incluyen a: peroxidasas, dioxigenasas y Lacasas.

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Figura 4.1. Usos de las enzimas en biorremediación (Adaptado de Filekar, M.H., & Bhawana, Pathak. 2020)

En la naturaleza las oxidorreductasas intervienen en la humificación de diversas sustancias fenólicas que se producen a partir de la descomposición de la lignina en el suelo. Adicionalmente, las oxidorreductasas también pueden degradar xenobióticos tóxicos como los compuestos fenólicos a través de polimerización, copolimerización con otros sustratos o unión a sustancias húmicas (Park., et al. 2006). Dentro del grupo de las enzimas oxidorreductasas, tenemos a: Oxigenasas, que tiene dos subgrupos Monooxigenasas y dioxigenasas; lacasas y peroxidasas.

4.1.1. OXIGENASAS. Las oxigenasas son enzimas que catalizan la oxidación de compuestos aromáticos como los PCBs, y olefinas alifáticas, mediante la incorporación de uno o dos átomos de la molécula de oxígeno. Estas enzimas emplean FAD/NADH/NADPH, como cosustrato (Karigar, C., & Rao, S. 2011). Las oxigenasas al romper los anillos aromáticos incrementan actividad de las sustancias orgánicas en soluciones acuosas. Pueden transferir uno o dos átomos de oxígeno, en virtud de esto se clasifica en monooxigenasas y dioxigenasas. a) Monooxigenasas. Dentro de este subgrupo, existen dos tipos, monooxigenasas dependientes de flavina, que poseen Flavina como grupo prostético y a NADP o NADPH en calidad de coenzima y monooxigenasas P450, que son oxigenasas que contienen en su estructura al grupo hemo. Estas enzimas participan en reacciones de: dehalogenación, desulfuración, denitrificación, amonificación e hidroxilación (Arora, P. K., et al. 2010)

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Diferentes procesos como desulfuración, dehalogenación, denitrificación, amonificación, hidroxilación, biotransformación y biodegradación de diversos aromáticos y compuestos alifáticos son catalizados por enzimas monooxigenasas (Jones., et al. 2001). Las metanomonooxigenasas (MMO), son un grupo especial que realizan la hidroxilación del metano y con ello controlan el ciclo del carbono en los ecosistemas, adicionalmente regulan el empleo del metano en el campo de la bioenergía y la biorremediación. Las monooxigenasas del citocromo P450, es una superfamilia de enzimas que están comúnmente presentes en los organismos vivos (Zhang, S., et al. 2015), son proteínas de hemetiolato que actúan como dianas farmacológicas en la producción desustancias química valiosa contra patógenos, que pueden metabolizar xenobióticos a través del metabolismo oxidativo y en consecuencia ser de gran utilidad para la biorremediación (Zhao, F., et al. 2016). La producción de enzimas Cyt P450, según Kosawang, C., et al. (2014); es inducida por compuestos orgánicos como los TPHs, como mecanismo de respuesta de los microorganismos al estrés ambiental generado por los hidrocarburos. Para Urlacher, V.B, & Girhard, M. (2012), el sistema de citocromo P450 puede servir como catalizador versátil para la oxidación estéreo específica de hidrocarburos no activados. Las monooxigenasas del citocromo (CYP) P450 y las transferasas de glutatión pertenecen a familias multigénicas (Morel, M., et al. 2013) Iso-formas citosólicas y mitocondriales de P450 encontradas en Fusarium oxysporum y otros hongos, son empleados en la degradación de dioxinas (Sakaki, T., et al. 2013), en tanto que CYP63A2 P450 del hongo de la pudrición blanca P. chrysosporium degrada hidrocarburos alifáticos de petróleo, n-alcanos, alquilfenoles de cadena larga y HAPs (Syed, K., et al. 2013). Según Deshmukh, R., et al. (2016), los hongos con ayuda del complejo enzimático CYP450, pueden degradar contaminantes orgánicos persistentes, tintes textiles, efluentes de textiles, pulpa kraft blanqueada, residuos de la industria de curtido de cuero, petróleo, HAPs, productos farmacéuticos y pesticidas. b) Dioxigenasas. Las dioxigenasas son un sistema multi enzimático que trasfiere una molécula de oxígeno a una molécula orgánica. Existen dos tipos de dioxigenasas, extradiol dioxigenasas e intradiol dioxigenasas. Las extradiol dioxigenasas son una gran subclase de enzimas Fe mononucleares no hemo que catalizan la escisión oxidativa distal de los grupos OH de catecoles. En calidad de cofactor emplea Fe (II) no hémico en su sitio activo y catalizan la meta-escisión en el anillo aromático (Smita Chaudhry & Rashmi Paliwal. 2020). La meta-escisión implica la ruptura del enlace entre el carbono hidroxilado y el carbono no hidroxilado adyacente. Estas enzimas son importantes en la biorremediación y en la comprensión del proceso de activación del O2 (Kyle, D., et al. 2018). Las intradiol dioxigenasas son enzimas que catalizan la escisión del anillo de los catecoles, vía aeróbica, rompen el anillo aromático en posición orto y poseen Fe (III) no 106

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” hémico (Ali Reza Nazmi., et al. 2019). La degradación aeróbica de compuestos aromáticos por bacterias también es realizada por dioxigenasas (Fuentes, S., et al. 2014). La orto-escisión implica la escisión del anillo en el enlace C─C entre los dos grupos hidroxilo (Arora et al., 2009).

4.1.2. LACASAS. Las lacasas son glicoproteínas monoméricas extracelulares que pertenecen a las oxidorreductasas multi Cu, producidas no solo por hongos, sino también por plantas, bacterias, e insectos. Las lacasas catalizan la oxidación de una amplia gama de sustratos aromáticos fenólicos (Mai, C., et al. 2000) con cuatro electrones y la reducción de oxígeno molecular a agua con la formación de radicales libres (Solomon, E. I., et al. 1996). Las lacasas que pueden ser intracelulares y extracelulares necesitan oxígeno atmosférico como aceptor de electrones para degradar orto y difenoles, aminofenoles, polifenoles, poliaminas, ligninas, aril diaminas, etc. (Mai, C., et al. 2004). Entre los hongos productores de este tipo de enzimas están: Physisporinusrivulosus, Trametestrogii, Cerrena unicolor y Panustigrinus (Cadimaliev, D.A., et al. 2005; Lorenzo, M., et al. 2006). Las lacasas, son enzimas que no requieren cofactores para su activación, pero que necesitan oxígeno como aceptor final de electrones, gracias a estas características, tiene una amplia perspectiva en los procesos de biorremediación, sin embargo, su aplicación a gran escala requiere la inmovilización, que insolubiliza al catalizador. La producción microbiana de lacasas depende de múltiples factores entre los cuales podemos mencionar a: fuentes de carbono y nitrógeno, presencia de inductores, agitación, aireación, pH, temperatura y período de incubación (Brijwani, K., et al. 2010). sin embargo, el factor más crítico es la especie de hongo. Las lacasas se producen durante el metabolismo secundario fúngico (Majeau, L., et al. 2010). Entre las fuentes de carbono que más inciden sobre la producción de lacasas están la disponibilidad de glucosa, fructosa, manitol y celobiosa (Mikiashvili, N., et al. 2006). Las lacasas se han empleado en biorremediación enzimática en presencia y en ausencia de mediadores redox. Los xenobióticos oxidados por lacasas, producen productos menos tóxicos con mayor biodisponibilidad y que pueden eliminarse de manera más eficiente por medios físicos y mecánicos (Dittmer, N. T., & Kanost, M. 2010; Alcalde, M., et al. 2006). Según Mäkelä M.R., et al. (2020), las Lacasas en presencia de compuestos de bajo peso molecular, pueden degradar sustancias no fenólicas y polímeros orgánicos más grandes. Las lacasas de basidiomicetos y ascomicetos se emplean en el tratamiento de aguas residuales, en la desintoxicación y decoloración de efluentes industriales, así como en la biorremediación de suelos contaminados, gracias a la similitud estructural de los agentes contaminantes orgánicos poliméricos con la lignina. La inmovilización de lacasas incrementa la eficiencia de la degradación, la estabilidad de la enzima frente a las condiciones operativas y de desnaturalización permitiendo su reciclado (Ariste A.F., & Cabana H. 2020) 107

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” El creciente uso de lacasas en el tratamiento de aguas residuales, ha estimulado el desarrollo de métodos de inmovilización de estas enzimas para mejorar la selectividad, la actividad, la estabilidad y la reutilización. Su empleo masivo ha posibilitado el tratamiento de varios tipos de contaminantes orgánicos presentes en aguas residuales de la industria del papel, derivados de pulpa, biorrefinerías, industrias municipales, aguas hospitalarias y textiles (Vaithyanathan, V.K., et al. 2020) Para Arregui, L., et al. (2019), a más de la inmovilización de las lacasas el potencial de biotransformación de diversos contaminantes del agua está limitada por su composición que es comúnmente complejo, por la alta concentración de sales y los valores de pH, que afectan la estabilidad, recuperación y reciclaje de las proteínas. Para superar estos problemas, se requieren mayores conocimientos de las características moleculares de los cuerpos de agua y el desarrollar nuevas lacasas que puedan emplearse bajo condiciones cambiantes y complejas. Pese a su relevancia en el tratamiento de aguas residuales, la lacasa experimenta problemas debido al empleo de hongos de baja producción, bajo rendimiento, deficiente purificación y la baja cinética. Estudios dirigidos para encontrar cepas fúngicas de altos rendimientos de producción de lacasa, se han implementado; este es el caso del estudio de Sayyed, R.Z., et al. (2020), que empleó la cepa de Aspergillus sp. HB_RZ4, con la cual se produjo una cantidad significativamente grande de lacasa en condiciones de agitación, en presencia de glucosa y extracto de levadura. La adición de CuSO 4 25 µM mejoró el rendimiento de la enzima. La cinética de la enzima purificada reveló una alta especificidad de sustrato y una buena velocidad de reacción. Aspergillus sp. HB_RZ4 resultó ser un potente productor natural de lacasa y con una buena capacidad para degradar tintes no textiles. El estudio realizado con Perenniporia tephropora ‐ L168, para la degradación de tintes fenólicos en efluentes. Para el efecto se optimizaron los parámetros del proceso pH, y concentración de nitrógeno. La lacasa cruda producida exhibió un notable potencial para degradar un tinte de triaril-metano, especialmente la verde malaquita, se logró la decoloración del 81% en 180 minutos, la reducción de la toxicidad contra bacterias y hongos (Patil, N. D., et al. 2020) La lacasa también es capaz de biodegradar antibióticos bacteriostáticos del grupo de los anfenicoles que interfiere en la síntesis proteica bacteriana. Trametes hirsuta se ha empleado en la degradación de cloranfenicol 0,5 mg / L, durante siete días con ayuda de lacasa producida por este hongo de la pudrición blanca. El empleo de mediadores como siringaldehído, vainillina, ABTS y α-naftol, permitió degradar hasta concentraciones de 10mg/L. con un incremento del 10 al 100% en 48 horas (Navada, K. K., & Kulal, A. 2019). Como se ha mencionado anteriormente la presencia de los denominados mediadores redox, la lacasa es capaz de degradar sustratos no fenólicos. El sistema lacasa-mediador (SLM), descrito en 1990, es capaz de catalizar la transformación de una gran variedad de compuestos aromáticos y no aromáticos con la reducción simultánea de oxígeno 108

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” molecular en agua. Las aplicaciones de la lacasa son múltiples, entre ellas podemos mencionar: la clarificación de bebidas, el procesamiento textil, la fabricación de pasta de papel, la degradación de colorantes, la biorremediación, los biosensores y la síntesis orgánica (Rodríguez-Couto, S. 2019). Existen más de 60 cepas fúngicas de Ascomycota, Basidiomycota, Zygomycota capaces de producir lacasa (Arpita, M., & Kumar, D.A. 2018). Las lacasas fúngicas son parte del complejo enzimático ligninolítico de oxidasas extracelulares N-glicosiladas con masas moleculares de 60 a 390 kDa, que contienen cuatro átomos de cobre en el sitio activo. El hongo productor de lacasa más estudiado es Trametes versicolor. (Thurston, C. F., 1994), que cultivada en un medio de cultivo que contiene celulosa y tartrato de amonio, produce dos isoenzimas lacasa (I y II), purificadas por Bourbonnais, R., & Paice, M. G. (1995), estas enzimas son capaces de degradar compuestos aromáticos, lignina, lignina residual en pulpa Kraft, clorofenoles y otros desechos industriales. En las industrias de acabado textil, las enzimas lacasas, se utilizan en el tratamiento de lavado a la piedra y para la degradación del tinte índigo. Los jeans de mezclilla azul se blanquean principalmente con una solución de hipoclorito de sodio a temperatura ambiente. El hipoclorito de sodio actúa como un fuerte agente oxidante que ataca las fibrillas de algodón y reduce su fuerza (Arjun, D. Hiranmayee, J., & Farheen, M. N. 2013). Las lacasas actúan sobre la fibra con un daño mínimo y constituyen una excelente alternativa ecológica al hipoclorito, de esta forma en 1996 se lanzó al mercado DeniLite, la primera lacasa industrial blanqueadora que actúa con la ayuda de una molécula mediadora (Kan, C. W. 2015). Trametes hirsuta y Sclerotium rolfsii producen lacasas comerciales en condiciones ambientales normales (Campos, R., et al. 2001) empleadas para la decoloración de tinte textil índigo. Esta lacasa cataliza reacciones, potenciadas por mediadores redox como acetosiringona, 1-hidroxibenzotriazol (HOBT) y el ácido 4-hidroxibencenosulfónico. Para Sharma, H. S., et al. (2005), Trametes versicolor es el hongo más importante para el blanqueamiento enzimático de tela vaquera. En el tratamiento de las aguas residuales industriales de pulpa y papel, se han utilizado hongos como Ceriporiapsis subvermispora, Phenerocheate chrysosporium, Trametes versicolor, Rhizopus oryzae y Rhizopus pusillus (Manzanares, P., et al., 1995; Nagarathnamma, R., et al. 1999; Driessel, B. V., & Christov, L. 2002). El hongo de la pudrición blanca Trametes sp produce lacasas empleadas en la biorremediación de efluentes de destilería. Decolora el color del efluente hasta un 73,3% y reduce la DQO hasta un 61,7% después de 7 días de incubación (González, T., et al. 2000). El estudio de Ulčnik, A. K. et al. (2013), muestra que los pesticidas lindano y endosulfán son degradados por lacasas fúngicas, sin embargo, estos autores señalan que la proteína bacteriana CotA es un degradador de lindano y endosulfán más eficiente que la lacasa fúngica. 109

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” En el primer paso de la biorremediación, las peroxidasas y lacasas degradan la lignina y producen radicales libres. Los radicales se re polimerizan en forma espontánea en ausencia de la enzima quinona oxidorreductasa (QOR) y celobiosa oxidasa (CBO) (Bourbonnais, R., & Paice M. G. 1988). Se ha demostrado que cuando se incuba la lacasa con glucosa oxidasa de T. versicolor, se produce una mejora en la despolimerización de la lignina. Esto probablemente se deba a la acción de la glucosa oxidasa en la reducción de la lignina y limitando así su re polimerización (Kelley, R. L, et al. 1986) De esta forma, el equilibrio polimerización / despolimerización es desplazado hacia la degradación en presencia de otra enzima (Eriksson, K. E., & Nishida, A. 1988). En la figura 4.2, se resumen los distintos usos de las lacasas. Un análisis detallado de la capacidad de las lacasas fúngicas para degradar xenobióticos ambientales ejecuta Chang, Y. T. (2019), en su libro Microbial Biodegradation of Xenobiotic Compounds, donde describe e identifica los contaminantes sujetos a degradación. Basados en estos datos, laboramos un esquema que recoge sus datos (figura 4.3.) Autores como (Palvannan, T., & Sathishkumar, P. 2010; Adnan, L. A., et al., 2015; Mate, D. M., & Alcalde, M. 2015), nos enumeran las especies fúngicas productoras de lacasas. Aspergillus flavus, Bjerkandera adusta, Botrytis cinerea, Cerrena unicolor, Coriolopsis gallica, Coriolopsis polyzona, Coriolus versicolor, Ganoderma lucidum, Lentinula edodes, Marasmius quercophilus, Myceliophthora thermophila, Paraconiothyrium variabile, Phaenerochaaete chrysosporium, Pichia pastoris, Pleurotus eryngii, Pleurotus florida, Pleurotus ostreatus, Pleurotus pulmonarius, Pycnoporus cinnabarinus, Pycnoporus sanguineus, Schizophyllum commune, Streptomyces cyaneus, Trametes hirsuta, Trametes pubescens, y Trametes versicolor

4.1.3. PEROXIDASAS. Las peroxidasas son complejos multi enzimáticos que contienen el grupo hemo, responsables de la reticulación de biopolímeros en la pared celular. Cataliza reacciones de reducción en presencia de peróxidos como el H2O2 y la formación de radicales libre previa a la degradación del compuesto orgánico. Las peroxidasas se clasifican en: lignin peroxidasas (LiP), Peroxidasas dependientes de Mn (MnP) y peroxidasas versátiles (VP), capaces de degradar una gran variedad de contaminantes ambientales (Karigar, C. S., & Rao, S. S. 2011) Las peroxidasas catalizan la oxidación de sustratos orgánicos e inorgánicos. Ellos están ampliamente distribuidos en la naturaleza que involucran plantas, animales y microbios. Estas Las enzimas Peroxidasas han participado en la desintoxicación del suelo, el tratamiento de fenol y aguas residuales contaminadas con clorofenol, biopulpeado y biolixiviación, y también desarrollo de biosensores para determinar la presencia de peróxido de hidrógeno y otros compuestos relacionados (Mougin, C., et al. 1994; Cheng, J., et al. 2006b). 110

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente”

Fenoles y polifenoles Aguas residuales

Pesticidas

LACASAS Residuos

HAPs y TPHs

mineros

Residuos de pulpa y papel

Antibióticos

Figura 4.2. Usos de las lacasas Carbamazepina Imipramina Sulfonamida COMPUESTOS FRAMACÉUTICOS ACTIVOS

Ketoconazol

Ciprofloxacina Captopril

LACASAS

Diclofenaco PESTICIDAS Y HERBICIDAS

Triclosan

TPHs y HAPs

Nonifenol

FRAGANCIAS SINTÉTICAS

Clorofeno

Compuestos fenólicos

Figura 4.3. Uso ampliado de lacasas (adaptado de Chang.2019)

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Las peroxidasas son enzimas que oxidan subunidades de lignina empleando peróxido de hidrógeno extracelular generado por oxidasas no relacionadas como cosustrato. La mayor parte de la actividad de mineralización de los polímeros de lignina a CO 2 y el H2O en el ecosistema terrestre es realizado por especies de hongos, que emplean peroxidasas. Por esta vía también son degradados muchos HAPs (Harms, H., et al. 2011). Los hongos de pudrición blanca (HPB) pertenecientes a los basidiomicetos producen lignina peroxidasa (LiP), manganeso peroxidasa (MnP) y peroxidasa versátil (VP), que catalizan la degradación de lignocelulosa (Martínez, A. T. 2002), además de varios xenobióticos compuestos, incluidos los tintes (Wesenberg, D., et al. 2003). Según Eggert, C., et al. (1996), las enzimas modificadoras de lignina son producidas por HPB durante su metabolismo secundario ya que la oxidación de la lignina, por cuanto esta no proporciona la energía necesaria para el metabolismo del hongo. Las enzimas oxido reductoras juegan un papel clave en la transformación y degradación de sustancias poliméricas, que son degradados u oxidados hasta compuestos simples que pueden ser absorbidos por las células microbianas donde son totalmente mineralizadas (Husain, Q. 2006). Especial atención se brinda a la degradación de HAPs, que son mineralizados por completo por este tipo de enzimas (Pavan Kumar Agrawal., et al. 2020). A continuación, se describe cada tipo de peroxidasa. a) Lignín Peroxidasas La lignina peroxidasa (LiP), es una hemoproteína monomérica que se pliega para formar una forma globular (Falade, A. O., et al.2017), que cataliza la degradación oxidativa de la lignina que es dependiente del peróxido de hidrógeno en tres pasos. Primero, la oxidación de la enzima férrica en reposo, con la participación de peróxido de hidrógeno en calidad de aceptor de electrones, con la formación del compuesto intermedio I oxoferrilo. Segundo, reducción del oxoferrilo por una molécula de sustrato no fenólico que dona un electrón al compuesto I para formar el compuesto intermedio II. Tercero, la donación de un segundo electrón al compuesto II por el sustrato reducido, devolviendo así LiP al estado de reposo, con lo cual finaliza el ciclo de oxidación (Abdel-Hamid, A. M., et al. 2013). Según Переведенцева Л. Г. (2009), las LiP son enzimas hemo glicosiladas en protoporfirina IX, que difieren unas de otras en sus mecanismos catalíticos. Las LiP actúan extrayendo un solo electrón de los anillos aromáticos de lignina y compuestos similares a la lignina, que conducen a la formación de radicales catiónicos y reacciones de escisión molecular posteriores. Las peroxidasas se emplean en muchos procesos de remediación de contaminantes recalcitrantes presentes en las aguas residuales (Xu, F., & Salmon, S. 2008). Con frecuencia el uso de enzimas se prefiere al uso de cepas microbianas (Satar, R., et al. 2012, Husain, Q., & Husain, M. 2012). Esto se explica por su especificidad y alto potencial redox frente a contaminantes específicos, en especial de la gama aromática, que no se pueden tratar mediante métodos convencionales (Alarcón-Payán, D. A., et 112

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” al.2017). La biorremediación de compuestos aromáticos tóxicos produce derivados menos tóxicos y su eliminación del agua contaminada, por ejemplo, fenoles están siendo oxidados y polimerizados por tales enzimas en productos insolubles que se pueden eliminar fácilmente de las aguas residuales (Ayala, M., & Torres, E. 2016). El empleo de peroxidasas en el tratamiento de aguas reduce el volumen de lodos y el tiempo de aclimatación de la biomasa (Nogueira, V., et al. 2015). Cuando las enzimas presentan baja especificidad, los hongos pueden emplear cosustratos que pertenecen a diferentes clases de contaminantes, por ejemplo, compuestos de benceno, tolueno, etilbenceno y xilenos (BTEX), organoclorados (cloroalifáticos, clorolenoles, clorofenoles, bifenilos policlorados y dibenzo-p-dioxinas policloradas (PCDD)), 2, 4, 6-trinitrotolueno (TNT), HAPs, pesticidas, tintes sintéticos y polímeros sintéticos, pero que tienen afinidad estructural y que facilitan la degradación del contaminante mayoritario (Harms, H., et al. 2011) Otras peroxidasas no ligninolíticas, producidas por Arthromyces ramosus y Coprinus cinereus se aplican en la eliminación de compuestos fenólicos de las aguas residuales (Ikehata, K., et al. 2004). Otras peroxidasas como la hemetiolato peroxidasas (HTP) y peroxidasas de decoloración de colorantes (PDc), pueden oxidar cloruros (Lundell, T. K., et al. 2010), con la producción de ácido hipoclorito con fuerte actividad biocida. Estas enzimas se relacionan con la oxidación y desintoxicación de metabolitos microbianos, ingredientes vegetales como, fitoalexinas metoxiladas y también en la conversión de compuestos derivados de la lignina, o-desmetilación de fragmentos mono y oligoméricos de lignina (Hofrichter, M., et al. 2010) Según Gutiérrez, A., et al. (2011), las HTP catalizan la oxidación de compuestos alifáticos y aromáticos. Las PDc, poseen un alto potencial redox de modo que pueden oxidar un amplio espectro de colorantes complejos que actúan como donantes de electrones (Liers, C., et al. 2014). Entre las sustancias degradadas podemos mencionar a derivados de antraquinona, ABTS (2,2′-azino-bis (3-etiltiazolina-6-sulfonato)) y fenoles (Sugano, Y. 2009). Entre los hongos productores de peroxidasas podemos señalar a: Ascomicetes de los géneros Daldinia, Hypoxylon, y Xylaria; Sordaria fimicola y Halosarpheia ratnagiriensis, Leptoxyphium fumago, Agrocybe aegerita, Coprinus radians, Marasmius rotula, Arthromyces ramosus, Coprinus cinereus. Bacidiomicetos: Phanerochaete chrysosporium. P. chrysosporium; Trametes versicolor, Chrysonila sitophila, Phlebia radiata, Chrysosporium pruinosum, Pleurotus spp., P. eryngii, Fomes sclerodermeus BAFC 2752; Flavodon flavus; Agrocybe praecox, Collybia dryophila, Stropharia coronilla, Bjerkandera adusta, Auricularia auricula-judae, Exidia glandulosa, Mycena epipterygia, Pleurotus sapidus (Lundell, T. K., et al. 2010, Liu, Y., et al. 2012, Pinto, P. A., et al. 2012).

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Hongos productores de estas enzimas son los de pudrición blanca, comestibles y no comestibles en calidad de metabolitos secundarios. Al igual que las lacasas, son capaces de eliminar desechos industriales de pulpa, papel, cartón, lignina y otros contaminantes, bajo condiciones limitadas de nutrientes. LiP interactúa con la lignina en presencia del cofactor alcohol veratrílico (Rai, M., & Bridge P. D. 2009) El hongo Phanerochaete chrysosporium, produce dos enzimas peroxidasas LiP y MnP, con las cuales degradan lignina. La investigación desarrollada por Bonnarme, P., & Jeffries, T. W. (1990). Muestra como el Mn II, regula la producción de LiP y MnP. En ausencia de Mn (II), predominaron las isoenzimas LiP extracelulares, mientras que en presencia de Mn (II), las isoenzimas MnP fueron dominantes. Este efecto regulador de Mn (II) ocurrió con cinco cepas de P. chrysosporium, otras dos especies de Phanerochaete, tres especies de Phlebia, Lentinula edodes y Phellinus pini. Otro hongo de la pudrición blanca Phlebia radiata 79 (ATCC 64658), también produce LiP, MnP, glioxal oxidasa (GLOX) y lacasa, que son usados en la degradación de lignina y como es lógico en la degradación de contaminantes poliméricos con estructura y comportamiento químico similar a la lignina. El estudio realizado por Vares, T., et al. (1995), muestra que esta cepa produce 3 isoenzimas de Lip, 4 de MnP y 4,6 de GLOX. Al igual que estudios ejecutados en lacasas se han ejecutado estudios de aplicación de LiP y MnP derivadas del hongo Phanerochaete chrysosporium, en la decoloración de efluentes de una planta de blanqueo kraft. Los estudios muestran que elevadas concentraciones de nitrógeno influyen negativamente sobre la eficiencia de decoloración, debido al bloqueo en la producción de LiP y MnP. A cultivar P. chrysosporium en presencia de 100 ppm de Mn (II), se produjeron altos niveles de MnP, pero no LIP, con altas tasas de decoloración de efluentes de Kraft. Los cultivos en ausencia de Mn (II), produjeron niveles altos de LiP, pero niveles insignificantes de MnP y bajas tasas de decoloración de efluentes de kraft (Michel, F. C., et al. 1991) En el tratamiento de residuos, los metabolitos de la actividad metabólica de hongos desempeñan cada vez un mayor rol. La LiP de Phanerochaete chrysosporium, se ha empleado en la degradación de PVC, logrando una reducción del 31% en condiciones de laboratorio, lo que muestra que las peroxidasas de lignina extracelulares de P. chrysosporium juegan un papel importante en la degradación de compuestos poliméricos complejos como el PVC. La lignina es abundante en la naturaleza. Es una fuente biológica potencialmente valiosa, pero, debido a su estructura compleja, es difícil de degradar. Sin embargo, la degradación enzimática de la lignina es eficaz. Las principales enzimas que degradan la lignina incluyen lacasas, peroxidasas de lignina y peroxidasas de manganeso (Xiao, J., et al. 2020; Hendel, B., et al 2020). Las peroxidasas desempeñan un rol importante en la degradación de HAPs (Acevedo, F., et al. 2011). Tanto LiP y MnP son capaces de degradar antraceno, pireno, fluoreno y venzo a pireno, hasta sus correspondientes quinonas (Cerniglia, C. E., & Sutherland, J. 114

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” B. 2010). De igual forma la enzima MnP de P. chrysosporium, y Pleurotus eryngii, en presencia del ion Mn decolora varios pigmentos nitrogenados (Camarero, S., et al. 1999). Las LiP son enzimas que posee un alto potencial redox (700 1400 mV), a pH óptimo bajo 3- 4.5. Se han aislado de los hongos Phanerochaete chrysosporium (Tien, M., & Kirk, T. K. 1984), Trametes versicolor (Johansson, T., & Nyman, P. P. 1993), Phlebia tremellosa, Bjerkandera sp., conocidos como hongos de la pudrición blanca (Aarti, C., et al. 2015). La actividad de LiP se ha detectado en hongos filamentosos y algunas especies bacterianas, tales como Acinetobacter calcoaceticus y Streptomyces viridosporus (Dashtban, M., et al., 2010). Las LiP estructuralmente son enzimas monoméricas glicosiladas con 343 residuos de aminoácidos, un grupo hemo, cuatro carbohidratos y dos iones de calcio (Martínez, A. T. 2002). La estructura globular (secundaria) comprende hélices alfa (α) como estructuras beta (β), que emplea el alcohol veratrílico en calidad de sustrato que estimula la oxidación previniendo la inactivación de la enzima y actuando como mediador de transferencia de electrones en la reacción catalítica de LiP. De igual forma actúa como mediador redox para la oxidación indirecta de otros sustratos (Valli, K., et al., 1990). La principal dificultad de utilizar microorganismos para la producción de enzimas es la inestabilidad de su productividad, debido principalmente a la escasa comprensión de los mecanismos reguladores en las distintas especies fúngicas. Así en P. chrysosporium su producción depende de la presencia de fuentes de nutrientes, elementos metálicos, detergentes, materiales de lignina en el medio de cultivo (Singh, D., & Chen, S. 2008). El trabajo de Kulikova, N. A., et al. (2011), muestra que la tasa de degradación de LiP, es mayor para compuestos de lignina fenólicos con altos potenciales redox que para los compuestos no fenólicos. Esto lo confirma Wong, D. W. (2009), que muestra la capacidad de LiP para oxidar varios compuestos aromáticos fenólicos, compuestos de lignina no fenólicos y muchos otros compuestos peligrosos presentes en las aguas residuales. Para varios autores las enzimas ligninolíticas ofrecen un medio alternativo y eficaz para abordar la limpieza del ambiente que está contaminado por hidrocarburos policíclicos aromáticos (Regalado, C., et al. 2004), compuestos fenólicos como catecol, resorcinol e hidroquinona derivados de las industrias de la pulpa, papel, textil, acero, petroquímica, refinería de petróleo, caucho, plástico, farmacéutico, cosméticos, etc. (Schweigert, N., et al., 2001; Yadav, M., & Yadav, H. S. 2015). Ramsay, J. A., & Nguyen, T. (2002), mostraron que enzimas ligninolíticas de P. ostreatus, P. sapidus y P. florida decoloran por completo tintes como Amaranto, Tropaeolin O, Reactive Blue 15 y Congo Red, y parcialmente decolora los tintes Brilliant Red y Brilliant Yellow.

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” b) Peroxidasas dependientes de Mn

La primera MnP fue aislada de cultivos de Phanerochaete chrysosporium encontrado en (Dias, A., et al. 2007). Según Martínez, A. T. (2002), MnP son glicoproteínas ácidas con un peso molecular que varía de 38 a 62,5 kDa, con un punto isoeléctrico, cercano a 4,5. La estructura molecular de MnP es similar en un 43% a LiP, tiene 350 residuos de aminoácidos, organizados en dos dominios con el grupo hemo intercalado en el medio, contiene 10 hélices alfa, estabilizadas con enlaces de disulfuro que conforman la estructura del sitio de unión de Mn (II) (Sundaramoorthy, M., et al. 2005). El ciclo catalítico de MnP, comienza cuando H2O2 oxida el grupo hemo de la enzima nativa por la transferencia de dos electrones, que genera el compuesto I de MnP, que es un radical catión de oxiferil porfirina y H2O. El compuesto I estimula la oxidación de una molécula de sustrato, que origina un ion o radical libre y el compuesto II que es una especie química de oxiferrilo. El compuesto II oxida el Mn 2+ en Mn3+, que es el catión responsable de oxidar varios compuestos aromáticos (Wariishi, H., et al., 1992). MnP oxida compuestos fenólicos como fenoles simples, tintes, aminas, lignina y sus derivados (Hofrichte, M. 2002). Para sustratos no fenólicos, MnP requiere tioles como el glutatión en calidad de mediador (Sigoillot, J. C., et al., 2012). Mn3+ si bien está disociado de la enzima, se halla estabilizado por quelantes como: fumarato, oxalato, malato, y glioxilato a través de la abstracción de protones o un electrón. Una peroxidasa homogénea dependiente de Mn (MnP) asilada por Eija Karhunen., et al. (1990), del fluido del cultivo extracelular de Phlebia radiata tenía un peso molecular de 49.000 y un punto isoeléctrico de 3,8. Más del 10% de su peso molecular estaba representado por restos de carbohidratos. Esta Mn-peroxidasa fue capaz de oxidar compuestos fenólicos en presencia de H2O2, mientras que el efecto sobre los compuestos modelo de lignina no fenólica fue insignificante. Mn 2+ fue esencial para completar el ciclo catalítico al devolver la enzima a su estado nativo. La oxidación de los sustratos finales dependía de los radicales superóxido, O2− y probablemente del Mn3+ con una alta actividad de oxidación de NADH sin H2O2 exógeno. En la degradación de HAPs, participan enzimas lignolíticas secretadas por la mayoría de las especies de hongos, como lignina peroxidasa (LiP), manganeso peroxidasa (MnP) y lacasa, que son de naturaleza extracelular (Chandra, R., & Chowdhary, P. 2015). La producción de lacasas y MnP en los hongos del compost es muy activa en condiciones mesofílicas y termofílicas (Haritash, A., & Kaushik, C. P. 2009). Las principales enzimas degradadoras de HAPs pertenecen a las oxigenasas, deshidrogenasas y lignolíticas. Las enzimas lignolíticas no presentan especificidad de sustrato, razón por la que actúan tanto sobre compuestos orgánicos fenólicos y no fenólicos a través de la generación de radicales catiónicos después de una ε - oxidación (Lau, K. L., et al. 2003), para desestabilizar enlaces en una molécula (Hofrichhter, M., et al. 1999) 116

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” La degradación y decoloración de tintes sintéticos, empleados en el teñido de textiles, fotografía de color, impresión en papel y como aditivos en productos petrolíferos, no es fácil; sin embargo, se emplean los hongos de pudrición blanca productores de MnP, para su degradación debido a que es un sistema extracelular inespecífico y son competentes para la degradación y decoloración de una amplia gama de tintes (Christian, V., et al., 2005). Entre los hongos de pudrición blanca capaces de degradar tintes tenemos a: Phanerochaete chrysosporium, Trametes versicolor, Irpex lacteus, y Pleurotus ostreatus que han sido usados para la eliminación de tintes de aguas residuales textiles reduciendo el color, la concentración de compuestos aromáticos y el DBO5, en un 70% 80h% y 60% respectivamente (Tauber, M. M., et al. 2008; Blánquez, P., et al. 2004; Kulshreshtha, S., et al. 2014) Vaithanomsat, P., et al. (2010) aislaron una MnP, del hongo de pudrición blanca Datronia sp. Capaz de decolorar el 86% del Tinte Reactive Blue 19 y 88.01% del tinte Reactive Black 5. Kunjadia, P. D., et al. (2016) encontraron que P. ostreatus, P. sapidus y P. florida decoloraron eficazmente tres colorantes azoicos, con una concentración de 20 ppm, en porcentajes de 88%, 92% y 98% en 3 días de incubación. Los tintes textiles como Reactive blue 4 y Naranja de metilo son degradados por el hongo Perreniporia tephropora, productor de enzimas lignolíticas como lacasa y MnP (Mounguengui, S., et al. 2014), de igual forma el hongo Marasmius cladophyllus tiene la capacidad de decolorar el tinte recalcitrante Remazol Azul brillante R (Sing, N. N., eta al. 2017) Una de las aplicaciones importantes de las enzimas MnP producidas por P. chrysosporium y Dichomitus qualens es la degradación de pesticidas. Estos hongos degradan de intermedios fenólicos de 2,4-D y 2,4,5-T (Bansal, N., & Kanwar, S. S. 2013), de igual forma las enzimas MnP derivadas de rábano picante degradan el herbicida glifosato y otros pesticidas (Pizzul, L., et al. 2009), este dato demuestra que la actividad de MnP, no solo es característico para los hongos, sino también para un abultado número de especies vegetales. Otro pesticida degradado por MnP de origen fúngico es la atrazina (Bending, G. D., et al., 2002). El hongo de pudrición blanca Phanerochaete chrysosporium tiene la capacidad de degradar completamente el herbicida diurón, con una concentración de 7 μg/mL después de 10 días de incubación (Coelho-Moreira, J. D., et al.,2013), esta degradación transcurre sin la generación de productos tóxicos. P. chrysosporium, también mineraliza parcialmente el herbicida lindano (Kennedy, D. W., et al., 1990), en tanto que Trametes versicolor, Pleurotus ostreatus y Gloeophyllum trabeum degradan dos insecticidas, lindano y endosulfán (Ulčnik, A. K. C. I., et al.2013) La peroxidasa de manganeso (MnP) es una enzima hemo extracelular muy común de los hongos basidiomicetos que degrada lignina. La producción de MnP es estimulada por Mn2+ que funciona como sustrato para MnP. El Mn 3+ generado por MnP actúa como 117

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” mediador para la oxidación de varios compuestos fenólicos. El oxalato de Mn 3+, es un quelato pequeño que difunde a áreas inaccesibles, donde se halla la lignina o estructuras análogas tales como contaminantes xenobióticos que están enterrados profundamente en el suelo (Ten Have, R., & Teunissen, P. J. 2001). Es necesario recordar que las MnP, secretan múltiples isoformas, que oxidan Mn 2+y Mn3+ y son estabilizados con ácido oxálico o malato quelante producido por los hongos (Gold, M. H., et al. 2000). La enzima MnP es producida por unos pocos hongos basidiomycetosos, no existen registros en bacterias, levaduras, moho o basidiomycetos formadores de micorrizas (Hofrichter, M., 2002). MnP es una de las enzimas más dominantes de las peroxidasas, los genes que codifican MnP son mucho más prevalentes en hongos agáricos y poliploides, así como hongos corticoides, que pertenecen al subfilo Agaricomycotina (Morgenstern, I., et al. 2008). Las MnP han sido descritas en hongos de las familias Basidiomicetos Corticiaceae o Polyporaceae, como Ceriporiopsis subvermispora, Dichomitus squalens, P. chrysosporium, Phanerochaete sordida, Phlebia radiata y Phlebia spp. (Lundell, T., et al. 2010). Los hongos de pudrición blanca también tienen la capacidad de producir una serie de oxidasas, como glucosa oxidasa (Kelley, R.L., et al. 1986), glioxal oxidasa (Kersten, P. J., & Kirk, T. K. 1987), metanol oxidasa (Eriksson, K. E., & Nishida, A. 1988) y alcohol veratrílico oxidasa (Bourbonnais, R., & Paice, M. G. 1988), que son capaces de generar H2O2, presumiblemente para su utilización por las peroxidasas extracelulares durante la degradación de la lignina. La figura 4.4. resume los principales tipos de enzimas Oxidorreductasas.

Figura 4.4. Principales tipos de enzimas Oxidorreductasas

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4.2. HIDROLASAS Las hidrolasas son enzimas que catalizan la degradación de pesticidas e insecticidas hasta compuestos inocuos, mediante la introducción una molécula de agua. En este contexto, son capaces de romper la mayoría de los enlaces químicos como: éster, peptídico, halo carbónico, presentes en muchos xenobióticos. Las hidrolasas incluyen a: celulasas, proteasas, lipasa, xilanasas, ADNasas y amilasas (figura 4.5) En la degradación microbiana de contaminantes ambientales un rol preponderante juega las reacciones de hidrólisis, característica de las enzimas lipasas y esterasas, que convierten compuestos tóxicos en compuestos menos tóxicos, en forma segura y con bajo costo (Sharma A., et al, 2019) Los hongos se emplean ampliamente para la biodegradación y biorremediación de plaguicidas como el lindano, metamidofos, endosulfán, clorpirifos, atrazina, cipermetrina, dieldrina, metil paratión, heptacloro, etc., mediante procesos de hidroxilación, desmetilación, decloración, dioxigenación, esterificación, deshidrocloración, oxidación, etc., con la mediación de enzimas tales como: lacasa, hidrolasa, peroxidasa, esterasa, deshidrogenasa, peroxidasa de manganeso, peroxidasa de lignina, etc. (Maqbool, Z., et al. 2016) Los hidrocarburos e insecticidas organofosforado, organoclorados (DDT y heptacloro) y carbamatos, se fragmentan por acción de enzimas hidrolíticas que reducen de su toxicidad. Las hidrolasas también catalizan varias reacciones relacionadas que incluyen condensaciones y alcoholisis (Williams, P.P. 1997; Vasileva-Tonkova E., & Galabova, D. 2003; Lal, R. & Saxena, D. M. 1982) Las hidrolasas presentan ventajas como: la disponibilidad inmediata, la falta de estereoselectividad del cofactor y la tolerancia a la adición de disolventes miscibles en agua. Las hidrolasas pertenecen al grupo 3 de las enzimas y se clasifican según el tipo de enlace hidrolizado5. De esta forma existen enzimas hidrolíticas extracelulares como amilasas, proteasas, lipasas, DNasas, pululanasas y xilanasas que tienen usos potenciales bastante diversos en diferentes áreas, como la alimentación industria, aditivos para piensos, ciencias biomédicas, ambiente y químicas industrial (Sanchez-Porro C., et al. 2003; Schmidt, O., & Czeschlik, D. 2006) Los hongos producen varias enzimas hidrolizantes con las que descomponen materiales de desecho, gracias a lo cual se adaptan a diferentes condiciones ambientales y sobreviven en diversas condiciones (Vishnoi, N., & Dixit, S. 2019).

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http://www.wiley-vch.de/publish/dt/. 119

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LIPASAS

HIDROLASAS

CELULASAS AMILASAS PROTEASAS XILANASAS

TANASAS FITASAS Figura 4.5. Tipos de enzimas hidrolasas

4.2.1. LIPASAS Las lipasas (triacilglicerol acilhidrolasas) también pueden catalizar la esterificación, interesterificación, y reacciones de transesterificación en medios no acuosos, esta versatilidad permite que las lipasas tengan aplicaciones potenciales en la industria alimenticia, detergente, farmacéutica, industrias del cuero, textil, cosmética y papelera (Kour. D., et al. 2019) Según Verma, M., et al. (2008), las lipasas son biocatalizadores versátiles que se utilizan ampliamente en varias aplicaciones industriales que incluyen, la producción de biodiésel, alimentos y detergentes, así como en biorremediación. La actividad enzimática de las lipasas está asociada con la degradación de contaminantes orgánicos presentes en el suelo, como los hidrocarburos, y en el tratamiento de aguas residuales y HAPs, gracias a su capacidad para romper los enlaces por otro lado; la capacidad de romper los enlaces de triglicéridos en glicerol y ácidos grasos. La secreción extracelular de lipasas es bien conocida en hongos, principalmente en hyphomycetes, zygomycetes (Gopinath, S. C., et al. 2013). Se ha informado actividad lipolítica en Aspergillus sp., Acremonium estricum, Candida antarctica, Candida rugosa, Cunninghamella verticillata, Humicola lanuginosa, Kluyveromyces sp., Lachancea sp., Lipomyces starkeyi, Mucor sp., Penicillium sp., Pichia burtonii, Rhizopus sp., Rhodotorula glutinis, Saccharomyces lipolytica, Torulaspora sp., Trichoderma lentiforme, Yarrowia lipolytica y Zygosaccharomyces sp. (Verma, P., et al. 2017; Wang, Y., et al. 2018). Estas cepas producen lipasas y biosurfactantes que son empleadas en la biorremediación de suelos contaminados. El estudio de Naiara Elisa Kreling., et al. (2020) muestra la degradación de biodiesel en el suelo durante 90 días, utilizando medio de cultivo sólido fermentado, en comparación con la atenuación natural. La cepa fúngica empleada fue 120

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Aspergillus niger. El medio de cultivo contenía nutrientes de una mezcla de salvado de trigo y mazorca de maíz en una proporción de 80∶20. La cantidad de biosurfactante y lipasas producidas fue de 6,67 ± 0,06 Unidades de actividad emulsionante (UE) y lipasas 10,74 ± 0,54 unidades de lipasa (U). El porcentaje de degradación de biodiesel fue de 64,09%, esto resultados muestran que la producción conjunta de biosurfactantes y liazas, no solo es eficiente, sino que permiten reducir os costos de tratamiento a escala industrial. Ceyhun Işık., et al. (2021), considera que la creciente demanda de aceites comestibles, genera problemas ambientales durante la producción y en la gestión de los residuos de su empleo, especialmente de aquellos que se evacúan conjuntamente con aguas residuales. El empleo de lipasas inmovilizadas muestra que el 50% de su actividad se mantiene durante 150, 120 y 80 min, después de haber iniciado el proceso de tratamiento, durante 19 repeticiones. Estos datos nos muestran que la inmovilización de lipasas es un método de biorremediación, económico, reutilizable y alternativo para el tratamiento de aguas residuales con altos contenidos de residuos de aceites y proteínas vertidas por la industria láctea, restaurantes, mataderos, hospitales o balnearios (Bashir, S. M., et al. 2011). En este contexto, se han efectuado estudios de degradación de residuos de aceites de cocina Omino-Delgado, C. H., et al. (2017). Los hidrocarburos alifáticos y aromáticos liberados al ambiente, son difíciles de biodegradar, en especial los aromáticos que tienen propiedades cancerígenas y mutagénicas. El empleo de enzimas fúngicas (lipasas, lacasas, peroxidasa, dioxidasa, proteasas, etc.), para su degradación fue testeado por Rakesh Mani Mishra (2020), quien empleó 14 especies de hongos de 6 géneros fúngicos (Aspergillus, Lasodiplodia, penicillium, Rhizopus, Trichederma y P. chrysogenum). Las cepas de mayor producción de lipasas fueron P. chrysogenum y Trichoderma, en tanto que P. chrysogenum y M. racemosus, pudieron degradar moléculas de hasta C-15, tanto en condiciones aeróbicas con anaeróbicas. Para Colla, L. M., et al. (2016), los géneros más citados para la producción de lipasa son Aspergillus, Rhizopus, Penicillium, Mucor, Geotrichum y Fusarium. A escala industrial los hongos más empleados en la producción de lipasas son los hongos filamentosos, siendo las cepas más frecuentes Candida, Rhodotorula, Yarrowia, Geotrichum y Trichosporon (Basheer, S.M., et al. 2011; Nagarajan, S. 2012) En un estudio de optimización de la producción de lipasa en Fusarium incarnatum KU377454 mediante la metodología de superficie de respuesta, obtuvo actividad máxima de la lipasa (37,80 ± 0,55 UI / ml) en 5 días de incubación. La lipasa producida se purificó e inmovilizó para la degradación del aceite usado de cocina. La lipasa mantuvo su actividad en un 75% durante cinco ciclos con una eficiencia de degradación del 90% (Ritica Joshua., et al. 2919) Debido al incremente de descargas y gestión ineficiente de aceites comestibles usados, los estudios de tratamiento y degradación se han multiplicado en todo el mundo, usando microbios y sus enzimas, este es el caso del empleo de Tritirachium oryzae W5H y su lipasa extracelular que se emplearon para la degradación de aceite de maíz de desecho. 121

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Las pruebas efectuadas mostraron un 96,8% de hidrólisis con una estabilidad enzimática del 92% (Muhamad O. Al-limoun. 2020). En la figura 6.6., se detallan los distintos usos de las lipasas fúngicas

4.2.3. CELULASAS. La celulasa es un grupo de enzimas compleja especializada en catalizar la ruptura del enlace glucosídico β-1,4 de la celulosa con la obtención de monómeros de glucosa. Las celulasas son producidas por bacterias y hongos que son responsables de la movilización de la materia orgánica (carbono), en los ecosistemas (Barkalow, D. G., & Whistler, R. L. 2019). La mayoría de las celulasas fúngicas poseen una estructura de dos dominios, uno catalítico y uno de unión con la celulosa. Esta estructura está adaptada para trabajar en un sustrato insoluble y permite que la enzima se difunda sobre la superficie de manera similar a una oruga. Sin embargo, también existen celulasas (como las endoglucanasas) que no poseen dominios de unión (Payne, C. M., et al. 2011) Los hongos basidiomycetos de pudrición blanca son productores en enzimas celulasas que son de gran importancia en numerosas aplicaciones industriales. La producción de celulasas en consecuencia, reviste alta importancia con este propósito, se hace indispensable conocer los factores que inciden sobre los mecanismos de su producción, en especial los mecanismos genéticos que lo regulan. El estudio de Eyalira J., et al. (2020), analiza la represión de catabolitos de carbono y varios factores de transcripción como XlnR, Cre, Clr, Ace y gna1 que controlan la expresión de genes que codifican celobiohidrolasa (CBH), endoglucanasa (EGL) y β-glucosidasa (BGL). En este contexto la metagenómica funcional es una estrategia importante para el descubrimiento de genes de celulosa y la producción masiva de celulasas, sin embargo, se considera que esta técnica es insuficiente para satisfacer las demandas industriales de celulasas, necesarias para procesar la lignocelulosa que es el biopolímero más abundante del planeta (Kumar, V., & Jha, P. 2020). Con frecuencia hemos mencionado en este trabajo, que la similitud estructura de los HAPs con las moléculas de lignocelulosa, constituye la clave del empleo de celulasas y de organismos productores como los hongos en la degradación de hidrocarburos aromáticos y poliaromáticos. Justamente esta es una práctica común en trabajos de campo, la recolección de restos de lignocelulosa degradado por hongo de la pudrición blanca, en los bosques de la Amazonía, y su incorporación en las pilas de compostaje de suelos afectados por hidrocarburos. Su empleo no solo perite la degradación de los hidrocarburos sino también la obtención de cosustratos importantes para la actividad microbiana como la glucosa.

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Figura 4.6. Usos de las lipasas fúngicas (Adaptado de Naveen Kumar Arora., et al. 2020)

Los géneros Aspergillus, Chaetomium, Cladosporium, Curvularia, Fusarium, Humicola, Mucor, Penicillium, Phoma, Rhizopus, Trichoderma y Mycelia sterilia, que son productores de celulasas se han empleado activamente para la degradación de desechos textiles. De todos estos géneros Aspergillus mostró la mayor capacidad de degradación. Aspergillus flavus (RTM 3) exhibió la mayor actividad de celulasa y se sometió a diferentes parámetros físicos y nutricionales para obtener las condiciones óptimas para su producción, logrando 2,88 veces más que el control (Priya Sutaoney., et al. 2020) En la limpieza de suelos contaminados con petróleo se emplean técnicas de procesamiento físicas, químicas, térmicas y biológicas (Madu J. M., et al. 2020). Debido a la complejidad de la mezcla de hidrocarburos presentes en el crudo, la biodegradación microbiana suele ser lenta si no se controlan irrestrictamente una serie de parámetros de proceso. Con el propósito de paliar estos efectos se han empleado extractos fúngicos con potencial hidrolítico(enzimas) el empleo de cultivos mixtos de microorganismos con actividades variadas con capacidad de utilizar hidrocarburos como fuente de carbono y energía (Meng, L., et al. 2011; Okpokwasili G. C., &, Amanchukwu S.C. 1988) Las enzimas fúngicas no solo se emplean en la descomposición de materia orgánica que conduce a la biorremediación, sino también, en la generación de bioenergía, bioprocesos industriales a gran escala, etc. La demanda del mercado de celulasas microbianas crece rápidamente, y estimula la investigación para la producción masiva de este biocatalizador,

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” empleando nuevos genes, nuevos tipos de microorganismos (extremófilos y OGMs) a través de la metagenómica, ingeniería genética y metabolómica (Sahoo, K., et al. 2020). Los hongos marinos son un grupo definido ecológica y fisiológicamente, que abarca unas 10.000 especies implicadas en la degradación de restos orgánicos muertos y el reciclaje de nutrientes, necesarios para el zooplancton y plantas costeras. Entre los hongos marinos comunes están Aspergillus y Penicillium, los primeros se consideran hongos marinos obligados y los segundos se conocen como hongos de origen marino. El 80% de los obligados pertenecen al grupo Ascomycota, que producen enzimas ligninolíticas que son características del dominio de los hongos basidiomicetos de pudrición blanca. Estas enzimas tienen grandes perspectivas para ser empleadas en la degradación de aguas residuales, descargas de efluentes industriales, derrames de petróleo, lixiviados y pesticidas que constantemente llegan al medio marino (Venkateswara Sarma V. 2018). Las celulasas suelen ser una mezcla de varias enzimas que incluyen principalmente tres grupos de celulasas: Endoglucanasa, Exoglucanasa, o celobiohidrolasa (CBH) y βglucosidasa que hidroliza la celobiosa para unidades de glucosa. Estas enzimas son empleadas principalmente en la degradación de residuos agrícolas (Andleeb Zehra., et al. 2018) Endoglucanasas (EG) Las endoglucanasas fúngicas conocidas hasta ahora contienen un dominio catalítico mediante el cual hidrolizan el enlace β-1,4-glicosídicos aleatoriamente dentro de la cadena de celulosa que forma fragmentos insolubles de celulosa una celodextrina soluble de cadena larga (Zhang, X. Z., & Zhang, Y. H. P. 2013). Estas enzimas hidrolizan la parte cristalina de la celulosa, formando celobiosa, o celodextrinas más largas, como celotetraosa (Cohen, R., et al., 2005; Li, Y., & Wilson, D. B. 2008; Mejia- Castillo, T., et al. 2008). Celobiohidrolasas Las celobiohidrolasas fúngicas degradan los extremos reductores y no reductores de la cadena de celulosa para liberar celobiosa. Según Nidetzky, B., et al. (1994), existe exosinergismo entre celobiohidrolasa fúngica I (CBH I) que actúa principalmente sobre los extremos reductores y II (CBH II) que actúa preferentemente sobre los no reductores. Este sinergismo mejora la capacidad de degradación de la celulosa (Fang, H., & Xia, L. 2013). β-glucosidasas El tercer tipo de celulasa fúngica, que degrada la celobiosa a glucosa, es β-glucosidasa (Korotkova, O. G., et al., 2009). β-glucosidasas completa la sacarificación de la celulosa por hidrólisis de celobiosa y pequeños celo oligosacáridos en moléculas de glucosa (Lima, M. A., et al., 2013). Generalmente, en la mayoría de hongos la β -glucosidasas es inhibida por la glucosa, formando así un cuello de botella en el uso comercial de sistemas de celulasa fúngica. En este contexto, las especies de Aspergillus no solo producen β 124

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” glucosidasas a un nivel más alto que otras cepas, sino que también son tolerantes a niveles moderados de glucosa (Günata, Z., & Vallier, M. J. 1999). Como es de conocimiento el género Aspergillus, es ampliamente empleado en biorremediación de hidrocarburos, usando en calidad de cosustrato material lignocelulósico, que provee al sistema un estimulante energético como la glucosa, que no solo activa el trabajo de Aspergillus, sino también de otros microrganismos presentes en el sistema de tratamiento, principalmente bacterias. Este enfoque puede mejorar la viabilidad económica de los trabajos de biotransformación energética de material lignocelulósico (Saldarriaga-Hernández, S., et al. 2020) o de biorremediación de hidrocarburos, reduciendo los gastos del tratamiento e incrementando la calidad del suelo tratado, que no solo estará libre de contaminación, sino que también, estará enriquecido con matera orgánica e hifas de hongos que realizarán con el tiempo la mineralización completa de los hidrocarburos. Para la degradación de la gasolina se emplean hongos con alta actividad enzimática que eliminan la toxicidad de los compuestos aromáticos de naturaleza mutagénica y carcinógena. Debido a su baja solubilidad la gasolina es persistente en los ecosistemas. Para mejorar su trabajo estos hongos emplean cosustratos como la lignina y la celulosa logrando una biorremediación más eficaz, lo que evidencia la activación de enzimas celulósicas que, en virtud de la similitud estructural con los grupos aromáticos de la gasolina, rompen sus enlaces contribuyendo a su degradación. Este es el caso de los hongos Aspergillus sydowii, Pycnoporus sanguineus y Trichoderma atroviride, que fueron cultivados en medios con diferentes concentraciones de gasolina magna (1, 2.5, 5, 7.5, 10, 12.5 y 15%). Los resultados demostraron que, las tasas de crecimiento en gasolina con cosustrato lignolítico fueron mayores en comparación las tasas de crecimiento en medio de cultivo estándar (PDA) (Torres Laura D. 2020). Para la eliminación de la macroalga marrón Agarum clathratum, de las costas de Korea donde se ha convertido en un grave problema, se emplearon hongos productores βglucosidasa y endoglucanasa. De las 233 cepas de hongos se identificaron 89 especies de las cuales los géneros Acremonium, Corollospora y Penicillium fueron dominantes, y Acremonium fuci y Corollospora gracillis las especies dominantes. La cuantificación celulasa, confirmó que P. crysogenum fue la especie con mayor actividad de celulasa. Estos resultados señalan el potencial de estos hongos para la degradación de algas en descomposición, que afectan a las zonas costeras de centros poblados (Seobihn Lee., et al. 2019). A manera de resumen en la figura 4.7, se muestran los diferentes campos de aplicación de las celulasas.

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Figura 4.7. Campos de aplicación de las celulasas

4.2.4. XYLANASAS La xilanasa es una clase de enzimas hidrolíticas que rompen el enlace beta-1,4, del componente principal de la hemicelulosa -xilano en xilosa. Las fuentes naturales de xilanasas son los actinomicetos, hongos, las bacterias y las levaduras. Los principales géneros fúngicos productores de xilanasa son Aspergillus, Coriolus versicolor, Fusarium, Phanerochaete chrysosporium, Trichoderma y Pichia, Humicola insolens, Aspergillus niger y Trichoderma spp. (Polizeli, M. L., et al. 2005; Harris, A. D., & Ramalingam, C. 2010). El potencial de las xilanasa fúngicas para la biorremediación de sustancias orgánicas ha sido demostrado por (Shukla et al. 2016; Kumar, V., et al. 2017; Kaur, R., et al. 2017), contaminantes inorgánicos (Kumar, V., et al. 2015a; Mishra et al. 2016) pesticidas (Kumar, V., et al. 2013, 2014) metales pesados, etc. (Kumar et al. 2014c. Kumar, V., et al. 2015b). Como se mencionó ya anteriormente el sustrato principal de las xilanasas es xilano, que es el polisacárido estructural relevante de las células vegetales y el segundo polisacárido más abundante en la naturaleza (Collins, T., et al. 2005; Prade, R. A. 1996). Especies fúngicas como Acremonium sp., Botryosphaeria sp., Chaetomium sp., Cladosporium cladosporioides, Colletotrichum crassipes, Coniella petrakii, Coniothyrium minitans, Myrothecium gramineum, Paecilomyces sp., Phomopsis stipata, Saccharicola sp.,

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Trichoderma viridae y Ustilaginoidea sp. Empleadas en trabajos de biorrremediación son productoras de xilanasa (Marques, N. P., et al. 2018) Estudios realizados en la Antártida con Cladosporium sp, permitieron aislar xilanasas activas a bajas temperaturas (Del-Cid, A., et al. 2014), este hallazgo representa una perspectiva real de empleo de este microrganisos para la degradación de hidrocarburos en las estaciones científicas de las islas del Archipiélago Shetland del Sur. La capacidad de los hongos para remover sustancias tóxicas y producir sustancias poliméricas, los convierte en una herramienta viable y eficiente en trabajos de biorremediación. Adicionalmente los hongos exhiben la capacidad de tolerar altas concentraciones de contaminantes, con altas tasas de degradación de sustancias tóxicas (Vishnoi N., & Dixit S. 2019) Hongos del género Trichoderma aislados de compost de lignocelulosa, fueron empleados para la degradación de un tinte de antraquinona dañino, Remazol Brilliant Blue R (RBBR). Durante el estudio se monitoreó las actividades de tipo peroxidasa, superóxido dismutasa y xilanasa. Los resultados del estudio demostraron que las cepas de Trichoderma asperellum, T. harzianum y T. lixii aisladas de compost, lograron un porcentaje de decoloración del 62%. La dinámica de los cambios en las actividades de tipo peroxidasa, superóxido dismutasa y xilanasa en los líquidos acuosos posteriores al cultivo de las cepas fúngicas investigadas dependió en gran medida de la duración del cultivo (Bohacz, J. 2020) Las xilanasas encuentran una amplia aplicación en la industria de la panificación. Se utilizan para mejorar la fuerza de la red de gluten, mejorando en última instancia la calidad del pan (Butt, M. S., et al. 2008).

4.2.5. AMILASAS Las amilasas son una de las enzimas industriales más importantes y más antiguas. Las amilasas hidrolizan las moléculas de almidón en diversos productos, como dextrinas y polímeros progresivamente más pequeños compuestos por unidades de glucosa (Gupta, R., et al. 2003; Windish, W. W., & Mhatre, N. S. 1965). Estas enzimas son de gran importancia en la actualidad. biotecnología que posee diferentes aplicaciones como en alimentos, fermentación, textil, e industrias del papel (Gupta, R., et al. 2003; Yadav, A. N., et al. 2016). Las amilasas pueden ser obtenido de numerosas fuentes, como plantas, animales y microorganismos, pero Las fuentes microbianas son las preferidas que pueden satisfacer las demandas industriales. Las fuentes de hongos se limitan a aislamientos terrestres, principalmente a Aspergillus y Penicillium (Kathiresan, k., & Manivannan, S. 2006). Aspergillus oryzae y Aspergillus niger producen cantidades significativas de enzimas que se utilizan ampliamente en la industria. El hongo termófilo Thermomyces lanuginosus es un excelente productor de 127

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” amilasa. En la industria de la panificación, se emplea la α-amilasas (Souza, P. M. D., 2015), para mejorar la calidad y la durabilidad de los productos horneados (Gupta et al. 2003; Van Der Maarel, M., et al. 2002). En biorremediación la α-amilasa ha mostrado la capacidad para degradar n-alcanos, polietileno de baja densidad. La alta conservación de α-amilasa tanto en linajes eucariotas como procariotas, genera un interés creciente de investigadores, no solo por la capacidad para degradar diferentes tipos de compuestos peligrosos. Éderson, S., et al (2020), señala que, no existen estudios que revisen todas las aplicaciones biotecnológicas de la α-amilasa para la biorremediación ni de los factores que inciden sobre su trabajo. La figura 4.8, muestra los campos de aplicación de las amilasas.

Figura 4.8. Aplicaciones de las amilasas (Adaptado de Kavanagh Kevin. 2018)

4.2.6. TANNASAS Esta enzima pertenece a la familia de las hidrolasas, específicamente a aquellas que actúan sobre ésteres carboxílicos. Las tannasas son enzimas que catalizan la producción de ácido gálico, que es un precursor versátil de varios productos químicos utilizados en las industrias alimentaria y farmacéutica. Las tannasas comprenden dos clases de enzimas, incluidas las acil hidrolasas de taninos y elagitanino acil hidrolasas. Los hongos son los principales productores de tannasas, entre las más conocidas están Aspergillus sp., Paecilomyces variotii, Penicillium sp., y Verticillium sp., (González et al.2017). Es conocido que las tannasas producen ácido gálico y galato de propilo (Belmares, R., et al. 2004), que encuentran uso a nivel industrial.

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Las especies fúngicas con capacidad para producir tannasas son Aspergillus japonicus, Aspergillus tamarii y Neosartorya fumigata (Sherifah, M. W., et al. 2020). Los taninos son compuestos polifenólicos naturales presentes en plantas vasculares, en consecuencia, abundan en los residuos vegetales y suelos. Gracias a su naturaleza polifenólica forman complejos fuertes con diferentes minerales y macromoléculas, como proteínas, celulosa, almidón, entre otros (de Frutos. F. P., et al. 2004; Aguilar, C. N., et al. 2007). Adicionalmente tienen la capacidad para precipitar metales pesados y algunos alcaloides (Chávez-González, M., 2012). Por otra parte, los taninos son una familia compleja de compuestos polifenólicos, son inhibidores del crecimiento de muchos microorganismos, como bacterias, levaduras y hongos. Los taninos son ampliamente empleados en la industria de las curtimbres, sus descargas tienen un potencial altamente tóxico razón por la cual su tratamiento oportuno es una prioridad para este sector industrial. En este contexto se han efectuado investigaciones que han empleado tannasas para el tratamiento de efluentes de tenerías que son ricos en polifenoles (Aissam, H., et al. 2005). Para el efecto se ha recurrido a técnicas de inmovilización enzimática de tannasa aislada de Aspergillus niger GH1 (Flores-Maltos, A., et al. 2011). Los eflueeets de tenerías se han eliminado exitosamente empleando la biomasa de la cepa Aspergillus candidus MTCC 9628, en el estudio de Murugan, K., & Al-Sohaibani, S. A. (2010). Una particularidad de la tannasa es su actividad de β-glucosidasa, gracias a la cual es capaz de hidrolizar la celobiosa de manera eficaz en glucosa. Sin embargo, esta actividad se bloquea en presencia del ácido tánico (Ramírez-Coronel, M. A., et al 2003) Prigione, V., et al (2018), en su estudio muestra que representantes de los géneros Aspergillus, Paecilomyces, Penicillium y Talaromyces son capaces de crecer en medios que tiene como única fuente de carbono a taninos de castaño hidrolizable, tara, quebracho y acacia en altas concentraciones. Dos cepas (Aspergillus tubingensis MUT 990 y Paecilomyces variotii MUT 1125), probadas frente a aguas residuales de una curtiduría real, fueron particularmente eficientes en la demanda química de oxígeno (DQO) y la eliminación de taninos (> 60%), con una desintoxicación superior al 74%. Los hongos de estos géneros, tienen un uso potencial en biotransformaciones industriales de estos compuestos o en la biorremediación de aguas residuales de tenerías (Van de Lagemaat, J., & Pyle, D. L. 2001). Los hongos productores de tannasas, no solo son capaces de degradar taninos, sino también de eliminar metales pesados. El estudio de Chaudhary, P., et al (2017), detalla el empleo de una cepa resistente al cromo y al ácido tánico presente en el efluente de una curtiduría. La especie empleada fue Aspergillus niveus MCC 1318. A. niveus logró una eliminación de cromo y de ácido tánico de 92 y 68% respectivamente. El trabajo conjunto de las enzimas lacasas y tannasas, aisladas de hongos endofíticos, ha permitido la degradación de colorantes de las industrias en particular de las industrias

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” textiles. Estas descargas provocan la contaminación de los cuerpos de agua que afecta a la biodiversidad acuática y a la salud humana (Gopi, K., & Jayaprakashvel, M. 2017).

4.2.7. FITASAS Las fitasas, o hexaquisfosfato fosfohidrolasa de mioinositol, degradan los fitatos. Las fitasas catalizan la hidrólisis del ácido fítico en fosfatos de inositol, mioinositol y fosfato inorgánico (Gontia-Mishra, I., & Tiwari, S. 2013; Kaur, R., et al. 2017; Kumar, V., 2016, 2017b; Mitchell, D. B., et al. 1997). Por esta razón presentan mucho interés para los científicos que trabajan en los campos de la nutrición, la protección ambiental y la biotecnología (Yadav, N., & Yadav, A. 2018; Yadav, A. N., et al. 2017b, d). El fósforo es necesario para el crecimiento y desarrollo de todos los organismos, en la estructura de los ácidos nucleicos, ATP, membranas biológicas y enzimas del complejo respiratorio y en la constitución de tejidos de organismos superiores. Los detritos de origen animal y vegetal contienen importantes cantidades de fósforo, la acumulación de P en zonas de ganadería puede sobrecargarse de fósforo al suelo y especialmente a los cuerpos de agua, produciendo en forma conjunta con el N la eutrofización. En la naturaleza la forma de almacenamiento de P es el ácido fítico. La mayoría de los suelos contienen grandes cantidades de P total que aparece tanto en fracciones orgánicas como inorgánicas y debido a la fertilización con fósforo. El mayor componente de fósforo orgánico en el suelo es el fitato (Fernández, M. T., & Rodríguez, H. 2006). El ácido fítico, sus sales y ésteres son capaces de quelar calcio, zinc, magnesio, hierro y proteínas, disminuyendo su disponibilidad para los organismos (Kavanagh, K. 2018), Fe2+, Mg2+, Ca2+, Cu2+ y Zn2+ (Kumar, A., et al., 2020). Para liberarlos y ponerlos a disposición de los organismos vivos, se emplean las fitasas que liberan el fósforo en forma soluble. Un estudió ejecutado utilizando Aspergillus niger NCIM 563 investigó la actividad de fitasas de esta cepa en condiciones de fermentación sumergida utilizando como sustrato harina de garbanzo rica en proteínas. La actividad aumentó en 3.97 veces de 7.3 a 29 UI / mL / día. Con estas enzimas se llevaron a cabo estudios de degradación in vitro de monocrotofos solubles en agua, metil paratión y clorpirifos insolubles en agua, plaguicidas organofosforados de uso extendido en agricultura. Mediante HPLC se evidenció que la fitasa podía degradar el 72% del clorpirifos y metil paratión a pH 7,0, 35 °C (Shah, P.C., et al. 2017). Los pesticidas organofosforados son utilizados en la agricultura, de difícil eliminación del ambiente, lo que conduce a su bioacumulación en la cadena alimentaria (Vendan, S. E. 2016), por esta razón es de vital importancia desintoxicarse los cultivos expuestos a pesticidas, así Shah, P. C., (2017) descubrió el potencial de la fitasa de A. niger NCIM 563 como agente desintoxicante de organofosforados en cultivos de chile verde, logrando la degradación el 72% de organofosfato en condiciones normales, pH 7,0 y 35 °C.

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” El empleo masivo de fitasa estimula la liberación continua de minerales divalentes, como el Mg y Zn, que han sido quelados por el ácido fítico (Kemme, P. A., et al. 1997) En virtud de que estos microelementos son fundamentales en los procesos de biorremediación, para la activación de los sistemas fermentativos microbianos, el empleo de fitasas, puede reducir el tiempo de tratamiento mejorar la calidad del proceso de biorremediación. El empleo de fitasas en calidad de complemento alimenticio en dietas principalmente para cerdos y aves de corral y, en cierta medida, pescado. De 500 a 1000 unidades de fitasa pueden reemplazar aprox. 1 g de suplemento de fósforo inorgánico y reduce la total excreción de fósforo en un 30-50% (Lei, X. G., et al. 1993), esto tiene efectos positivos sobre la reducción de la contaminación por escorrentía de fósforo presente en el estiércol. Entre los microorganismos que más producen fitasas están los hongo y levaduras como: Aspergillus niger, A, fumigatus, Peniophora lycii, Cladosporium sp, Myceliophtora thermophila, Talaromyces thermophilus, A. terreus, Thermomyces lanuginosus, Mucor pusillus, Arxula adeninivorans, Candida krusei, Pichia anomala, Saccharomyces cervisiae (Xin Gen Lei., et al. 2007), Rhizopus oligosporus MTCC 556 (Suresh, S., & Radha, K. V. 2015). R. oligosporus MTCC 1116 (Suresh, S., & Radha K.V. 2016) En la lucha contra las descargas de estiércol se han desarrollado cerdos transgénicos con el gen de la fitasa. Estos cerdos portan un gen de fitasa bacteriana bajo el control transcripcional de un promotor específico de la glándula salival. El gen permite a los cerdos digerir el fitato vegetal y con ello reducir el fósforo en un 75% (Kumar V., et al. 2015). Otros autores incrementan el listado de hongos y levaduras que producen fitasas: Aspergillus, Candida, Humicola, Fusarium, Myceliophthora, Penicillium, Pichia, Rhizomucor, Rhizopus, Sporotrichum, Schizosaccharomyces, Thermoascus, Williopsis, Yarrowia, y Zygosaccharomyces (Gupta, R. K., et al.2014; Kaur, P., et al.2017; Kumar, V., et al.2016, 2017; Mitchell, D. B., et al. 1997; Nampoothiri, K. M., et al. 2004; Ushasree, M. V., et al. 2017)

4.2.8. PROTEASAS Es un grupo importante de hidrolasas, integran la subclase 3.4 y representan alrededor del 2% de todos los productos génicos (Barrett, A. J., et al., 2012). Estas enzimas se caracterizan porque catalizan específicamente la hidrólisis del enlace peptídico, característico de las proteínas. Las proteasas se utilizan en muchos procesos industriales entre los cuales podemos mencionar la tiernización de carnes, industria de la cerveza, panificación, quesos y la obtención de proteínas modificadas en la industria alimentaria. Para nosotros el aspecto de relevancia es su empleo de proteasas en el tratamiento de efluentes industriales (Uhlig, H. 1998; Guzmán, F., et al., 2007). Dos tercios del mercado mundial de enzimas, está ocupado por las proteasas (Kumar, L., & Jain S. K. 2020) 131

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” En los procesos de biorremediación con mayor frecuencia se emplean enzimas y mezclas de enzimas extracelulares. Las enzimas extracelulares son secretadas por los hongos de pudrición blanca, su empleo en forma inmovilizada bajo ciertos rangos de T, pH, es capaz de degradar una amplia variedad de compuestos, entre los que podemos mencionar a TNT, fenoles, PCB, HAPs y colorantes. Enzimas como las proteasas, lipasas y celulasas son capaces de reducir el recuento de patógenos, reducir el contenido de sólidos y aumentar la desfloculación en lodo (Ruggaber, T. P., & Talley, J. W. 2006). Especial atención reviste su empleo en el tratamiento de aguas residuales procedentes de camales y de la industria de embutidos, debido a su alto contenido de material protéico, presente en vísceras, restos de piel, etc. (Adhikari, B. B., et al., 2018). Las proteasas se emplean en desinfección de aguas residuales gracias a que las proteasas, lipasas y las amilasas que pueden degradar la capa de peptidoglicano de las bacterias y algunas proteínas de la membrana celular bacteriana (Uhlig. 1998), estudios ejecutados muestran que la reducción de la población de coliformes es de una magnitud de 6 ordenes, con un tiempo de contacto de 48 h, 96 h (Parmar, N., et al. 2001) En el tratamiento de aguas residuales, las enzimas son capaces de romper grandes partículas de lodo incrementando la superficie de ataque microbiano, que se traduce en. una mayor eficiencia de degradación de las partículas de lodo (Whiteley, C. G., et al. 2002), esta capacidad es demostrada en un estudio de defloculación, que empleó proteasas en forma conjuntamente con celulasas y glucosidasas, en un tiempo de contacto de 24 h (Watson, S. D., et al. 2004) Las aguas residuales contienen proteínas entre un 40 - 60%, 25 - 50% de carbohidratos y 8 - 12% de grasas (Metcalf, L. 2003), para su eliminación se pueden emplear proteasa, amilasa y lipasa, respectivamente. Las proteasas en biorremediación de aguas residuales, se emplean en forma de mezclas enzimáticas. Así en calidad de desengrasante de alcantarillado, se empleó una mezcla de proteasas, lipasas y amilasas, que permitió eliminar la grasa obstruida en las líneas de alcantarillado. Las cepas fúngicas más conocidas que producen proteasa son: Aspergillus, Penicillium, Rhizopus, Mucor, Trichoderma reesei QM9414, (Rajmalwar and Dabholkar, 2009; Dienes, D., et al., 2007; Souza, P. M., et al. 2015). Los hongos han surgido como la fuente más dominante de proteasas debido a varias ventajas de cultivo sobre otras fuentes. Entre los hongos capaces de producir proteasas de interés ambiental están los hongos extremófilos tales como Glaciozyma antarctica, Candida humicola, y Rhodotorula mucilaginosa; mesófilos como: Aspergillus niger (Pel et al. 2007), Trichoderma harzianum (Liu, Y., & Yan, Q. 2007); thermophilic Thermomyces lanuginosus, Penicillium duponti, y Sporotrichum thermophile (Duarte, A. W. F., et al. 2018). Thermomonospora fusca YX, Chaetomium thermophilum (Li, A. N., & Li, D. C. 2009), Aspergillus niger (Katsuya, G., et al. 1993), Fusarium oxysporum (Di Pietro, A., et al. 2001), Penicillium oxalicum (Shen, H. D., et al. 2001).

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Los hongos juegan un papel importante en la biorremediación ambiental al degradar contaminantes como tintes textiles, efluentes liberados de la industria de la pulpa y el papel, cuero curtidos, hidrocarburos de petróleo y pesticidas (Salwan, R., & Sharma, V. 2019). Las actividades de proteasa alcalina de C. cladosporioides, G. candidum y cultivos mixtos se estudió es afectada por la contaminación del medio de cultivo con alcohol oleilcetílico etoxilado, en cuya presencia la actividad se incrementa en un 56,88%, 55,84% y 30,94%, respectivamente. Los resultados obtenidos indican el potencial de cultivos puros y mixtos en un ambiente de micorremediación contaminado por la industria de alcohol etoxilado y detergente (Jakovljevic, V.D., & Vrvic, M. M. 2018) Las proteasas son enzimas que degradan materiales proteicos y encuentran aplicaciones en detergentes, cuero, alimentos, agricultura, productos farmacéuticos y biorremediación. A pesar de la disponibilidad de proteasas su empleo ha sido limitado por su alto costo, baja estabilidad bajo condiciones ambientales e industriales. Esto se ha superado mediante estrategias tales como: búsqueda de especies fúngicas más promisorias, modificación genética e inmovilización (Salwan, R., & Sharma V. 2019). Según algunos autores la habilidad para degradar HAPs, no solo la tienen las enzimas como citocromo P450 monooxigenasa, epoxidasa, hydrolasas, lipasas; sino también proteasas y dioxygenasas (Bezalel, L., et al. 1997; Balaji, V., et al. 2014). Uno de los campos de aplicación de las proteinasas fúngicas, es el tratamiento de miles de millones de toneladas de desechos de plumas de la industria avícola, que son desechados generando contaminación ambiental. A pesar de la estructura resistente de la queratina, los microorganismos queratinolíticos y sus enzimas tienen gran importancia en la degradación de la queratina insoluble y resistente de las plumas. El producto de su degradación puede ser empleado en la producción piensos nutritivos (Chandra Pandey Satish., et al. 2019) La producción de proteasas fúngicas en Aspergillus y Chrysosporium keratinophilum IMI 338142, está fuertemente limitada por la presencia de asparagina que inhibe su producción, así como los azúcares exógenos suprimen la producción de enzimas en orden descendente como sigue: glucosa> arabinosa> maltosa> manosa> fructosa. Estos datos son relevantes considerar cuando se conforman los medios de cultivo para estas cepas (Singh, C.J. 2003) Las aguas residuales de almazara y las vinazas provocan un gran impacto ambiental, cuando no se procesan adecuadamente, debido a su alta concentración de compuestos fenólicos, DQO y color. La biorremediación de estas aguas con hongos filamentosos Aspergillus ibericus, Aspergillus uvarum, Aspergillus niger, ejecutada por Salgado, J. M., et al (2016), permitió reducir importantes cantidades de compuestos fenólicos, color y DQO en las pruebas donde se mezclaron ambos residuos. Las actividades lipolíticas, proteolíticas y tanasa en A. ibericus, A. uvarum y A. niger alcanzaron valore altos; lipasa (1253,7 ± 161,2 U / L), proteasa (3700 ± 124,3 U / L) y tanasa (284,4 ± 12,1 U / L). 133

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Las proteasas de los psicrótrofos también encuentran aplicación en biorremediación, alimentación y biología molecular. Durante las dos décadas anteriores, las proteasas de los psicrótrofos han recibido una mayor atención debido a su amplia gama de aplicaciones, pero el potencial completo de proteasas psicrotróficas no se ha explotado (Ramesh C. K. 2010; Salwan R., & Sharma, V. 2019; Yadav, V.K., 2019) Para Mandal, S., & Banerjee, D. (2019), el rápido crecimiento industrial y los problemas ambientales emergentes requieren la búsqueda de nuevas enzimas a partir de fuentes de hongos más eficientes como los hongos endofíticos, que forman un grupo ecológico inexplorado con un potencial de síntesis variado. La prospección de hongos endofíticos para la producción de proteasas ofrece la posibilidad de aislar y caracterizar nuevas proteasas que podrían ser alternativas adecuadas para industrias especializada, como las ambientales. Una alternativa es también la generación de hongos genéticamente modificados, productores de biosurfactantes, emulsificantes, proteasas y biopesticidas (Halecký, M., & Kozliak, E. 2020).

4.3.

CONCLUSIONES

Resumiendo, el empleo de enzimas fúngicas en Biorremediación como se ha analizado en el presente capítulo ofrece una amplia gama de posibilidades, que pasan por la bioprospección de nuevas especies fúngicas, la ejecución de estudios profundos para identificar y generar las condiciones ideales de pH, T, conductividad, activadores, inhibidores, etc., para la producción masiva de los fermentos de interés. Adicionalmente se han iniciado estudios de obtención de hongos genéticamente modificados y su aplicación en trabajos prácticos de biorremediación. Parte importante de este proceso es el desarrollo de técnicas de inmovilización, que permiten incrementar sustancialmente la eficiencia de las enzimas, las posibilidades de recuperación y el consecuente ahorro de recursos. Sin embargo, el número de trabajos de aplicación de enzimas en trabajos de biorremediación a gran escala son reducidos. Los artículos analizados señalan la capacidad de las enzimas para degradar uno u otro residuo, bajo condiciones controladas de laboratorio o en sistemas prototipo, sin llegar a su aplicación masiva. Algunos de los estudios resaltan los elevados costos de su producción, las dificultades tecnológicas para producirlos, en especial en países en vías de desarrollo donde los problemas de contaminación son abundantes. La pérdida de su actividad bajo condiciones ambientales no controlables y la influencia de factores ambientales y microambientales como pH, metales pesados, azúcares, toxinas, etc., es otro de los factores que limitan su empleo masivo en biorremediación.

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente”

Figura 4.9. Adaptado de Naveed, M., et al (2020)

Para América Latina y África, el empleo de cepas fúngicas productoras de estos sistemas enzimático, continúa siendo la única y posible forma de lograr tasas de degradación de contaminantes ambientales, sin embargo; el cultivo de estos hongos a escala industrial para su empleo en trabajos de biorremediación también presenta dificultades tecnológicas, logísticas y de bioseguridad, razón por la que hemos recurrido al empleo de materiales orgánicos de desecho, donde en forma natural y espontanea se desarrollan estos hongos, este es el caso de los géneros Penicillim, Aspergillus, Mucor y hongos lignolíticos que se recogen en el bosque en la biomasa lignocelulósica de los árboles en descomposición (Gualoto M., 2008; Gualoto M. R. Cabrera. 2011)

4.4.

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CAPÍTULO V. MYCOREMEDIACIÓN Los hongos están equipados con la maquinaria enzimática adecuada para procesar muchas sustancias naturales poliméricas y sintéticas. Los hongos secretan enzimas extracelulares con altas tasas de actividad que en el medio inter hifal, degradan sustancias recalcitrantes complejas hasta moléculas pequeñas que son asimiladas por las hifas y procesadas en su interior en calidad de fuente de carbono y otros nutrientes (Alexander, M. 1999) El hecho de que los hongos sean exogástricos reviste gran importancia por cuanto sustancias no polares, compuestos tóxicos insolubles que no pueden ser metabolizados por complejos enzimáticos intracelulares como Cyt P450 (Reddy, C. A., & Mathew, Z. A. C. H. A. R. I. A. 2001; Levin, L., Viale, A., & Forchiassin, A. 2003). Otra ventaja de la Micorremediación es que las enzimas importantes para biorremediación son estimuladas (generadas) bajo condiciones de deficiencia de nutrientes (Mansur, M., et al. 2003; Aust, S. D., et al. 2003). Otra ventaja, es su alta tasa de crecimiento, la capacidad de las hifas de penetrar al sustrato contaminado y desarrollarse allí bajo condiciones de estrés (Davies, J. S., & Westlake, D. W. S. 1979). Los hongos son capaces de sobrevivir y desarrollarse bajo condiciones que resultan tóxicas para muchas bacterias (Aust, S. D., et al. 2003). La degradación fúngica puede ocurrir con mayor rapidez que la degradación bacteriana, por complejación y movilización de Ca (Gadd, G. M., 2010). Para la degradación fúngica son importantes los parámetros de pH, temperatura, disponibilidad de nutrientes, agua, niveles de oxígeno que inciden sobre la generación de enzimas extracelulares. El proceso de degradación es bifásico, la etapa inicial es rápida y la segunda es de muy lenta disipación, el remanente de contaminantes es recalcitrante (Alexander 1999). Otros factores que influyen sobre la eficiencia de la biodegradación es la naturaleza y estructura química de los contaminantes, tipo de suelo, cantidad de materia orgánica y la estructura de la comunidad microbiana local (Schoen, S. R., & Winterlin, W. L. 1987). La micorremediación comprende tres procesos: degradación por hongos ligninolíticos, biosorción de hongos y degradación por hongos micorrízicos. Los basidiomicetes y ascomycetes poseen el alto potencial de degradar los materiales lignocelulósicos presentes en la madera muerta y los efluentes de papel y pulpa (Hammel, K. E. 1996). Los hongos ligninolíticos muestran un mayor potencial para degradar contaminantes orgánicos, incluidos los tintes sintéticos. Contiene lacasas (enzimas que contienen cobre) que participan en la degradación de hidrocarburos aromáticos policíclicos producidos a partir de depósitos de petróleo natural (Nam–Seok, C. H. O., et al. 2009). Los hongos son únicos en la biosorción de metales (micosorción), gracias a esta capacidad el empleo de la biomasa fúngica en la eliminación de metales tóxicos de corrientes de desechos industriales y aguas naturales. El proceso de biosorción tiene muchas ventajas 160

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” sobre el proceso de bioacumulación, ya que el metal o los desechos acumulados se pueden desorber fácilmente mediante métodos físicos simples sin dañar la integridad estructural del sorbente (Gurel, L. 2010). La micorriza es una asociación simbiótica entre los hongos y la zona de las raíces de la planta vascular. Este tipo de asociación aumenta el contenido de carbono orgánico del suelo. Los hongos micorrízicos como Morchella conica y fibrillas de Tylospcno fomentan la degradación de los contaminantes orgánicos presentes en el suelo. (Bennet, J. W., et al. 2002).

5.1. DEGRADACIÓN DE HIDROCARBUROS. Los hidrocarburos son degradados en el ambiente en forma natural por acción conjunta bacterias y hongos de un ecosistema específico, así las bacterias y levaduras degradadoras de hidrocarburos predominan en ambientes acuático., en tanto que los hongos y las bacterias predominan en los suelos. Investigaciones muestran que los hongos son mejores en la degradación de compuestos aromáticos poliméricos (HAPs), en tanto que las bacterias degradan mejor compuestos alifáticos (Gualoto, M. 2011) Estudios breves que comparan el rendimiento de degradación de hidrocarburos comparativo entre hongos y bacterias en medio marino (Ahearn, D. G., & Meyers, S. P. 1972), con Cladosporium resinae y bacterias, muestra que el rendimiento de la degradación de hidrocarburos incrementa cuando se añade un inoculo del hongo estudiado (Walker, J. D., & Colwell, R. R. 1974). Todos los investigadores reconocen que a degradación completa de un contaminante puede efectuarse solo en términos de consorcios microbianos y no por una cepa individual. Esto es evidente, porque de todas las posibles rutas metabólicas, los organismos nos poseen todas sino sola unas específicas, que son consecuencia de su perfil genético, obtenido a través de millones de años de evolución. Los hongos filamentosos no exhiben una preferencia por degradar una molécula en particular, sin embargo, su capacidad depende del tipo de hongo empleado (April, T. M., et al. 1999). La estructura hifal de los hongos les permite penetrar mejor en el hidrocarburo, generando con esto condiciones aeróbicas, gracias a la enorme superficie de intercambio y a la generación en enzimas exocelulares, ocurre la degradación inicial de los hidrocarburos (Aust, S. D., et al. 2004) La revisión bibliográfica que hemos realizado nos permite enlistar algunos hongos que se han identificado con capacidad para degradar hidrocarburos, entre los cuales están: Acremonium, Aspergillus, Aureobasidium, Candida, Cephalosporium, Cladosporium, Cunninghamella, Fusarium, Geotrichum, Gliocladium, Graphium, Hansenula, Mortierella, Mucor, Paecilomyces, Penicillium, Rhodosporidium, Rhodotorula, Saccharomyces, Sphaeropsidales, Sporobolomyces, Torulopsis, Trichoderma, Trichosporon. Levaduras acuáticas capaces de degradar hidrocarburos pertenecientes a los géneros: Candida, Rhodotorula, Saccharomyces, and Sporobolomyces. Hongos 161

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” filamentosos como: Aspergillus niger, Aspergillus terreus, Blastomyces sp., Botryodiplodia theobromae, Fusarium sp., Nigrospora sp., Penicillium chrysogenum, Penicillium glabrum, Pleurofragmium sp., and Trichoderma harzianum. (Obire, O. 2001). Pleurotus ostreatus es capaz de degradar hasta el 80 % de los HAPs presentes en el suelo en 35 días (Bogan, B. W., & Lamar, R. T. 1999). Para Novotný, Č., et al. (1999) P. ostreatus es la herramienta biológica para la degradación de HAPs, debido a la capacidad de crecer robustamente y de producir enzimas extracelulares cuya expresión le permite remover los contaminantes del suelo (Al-Hawash, A. B., et al. 2020) Las levaduras y hongos que utilizan hidrocarburos están ampliamente distribuidos en hábitats marinos, de agua dulce y del suelo. Los hongos constituyen una minoría en los ambientes marinos, con recuentos crecientes en las regiones cercanas a la costa, la zona intermareal y las marismas y áreas de manglares (Ameen, F., et al 2016; Barnes, N. M., et al. 2018) Los aislados marinos comunes son especies de Aureobasidium, Candida, Rhodotorula, Mortierella, Trichoderma y otras. Kirk, T. K., Lamar, R. T., & Glaser, J. A. (1992). Los estudios demuestran que un aumento de la población de hongos se produce un tiempo después de un derrame de petróleo, por esta razón para su aislamiento se debe escoger suelos o sustratos con una larga historia de contaminación. Este es el caso del hongo Cladosporium resinae, que es una especie cosmopolita de ambientes contaminados con petróleo (Ahearn, D. G., & Meyers, S. P. 1972). En la tabla 5.1, se muestran un listado de hongos empleados en la biodegradación de hidrocarburos. Tabla 5.1. Especies de hongos empleados en Biodegradación de hidrocarburos HONGO Graphium and Paecilomyces spp. Acremonium, Graphium, Fusarium, Penicillium, Paecilomyces, Trichoderma, y miembros de Sphaeropsidales Aspergillus versicolor, Cephalosporium acremonium, Cunninghamella elegans, y Penicillium sp. Cladophialophora sp. cepa T1, Cladophialophora sp. cepa T1, Trichosporon veenhuisii sp.

CONTAMINANTE FUENTE Derrames de (Llanos, C. & Kjøller, A. Hidrocarburos 1976). Crudo (Westlake et al., 1978)

n-alcanos

(Cerniglia and Perry, 1973)

Benceno y alquilbenceno

(Prenafeta-Boldú, F. X., et al. 2002) (Prenafeta-Boldu, F. X., et al., 2001). (Middelhoven, W. J., et al., 2000)

Hydroxylación de toluene n-alcanos

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Neosartorya fischeri, Oidiodendron griseum, y Phialophora americana. Phanerochaete chrysosporium, Pleurotus ostreatus, y Coriolus versicolor P. chrysosporium

Hidrocarburos de C12 a C26

Aceites derivados hirocarburos

BTX

(April, T. M., et al., 1999).

de (Yateem, A., et al. 1998).

(Yadav, J. S., & Reddy, C. A. 1993). Lasiodiplodia theobromae 2,3,7,8-TCDD, 3,4,30,4- (Cao, H., Wang, C., Liu, H. TCB, benzo(a)pyreno, et al. 2020) Aspergillus niger, Benzo(a)pyrenoe, (Mortazavi Mehrizi, M., et Trichoderma, harzianum, al. 2020) Penicillium sp, Phanerochaete chrysosporium, Bjerkandera sp. Candida tropicalis Fenantreno, (Kashyap, N., Roy, K., & Moholkar, V. S. 2020) Hypoxylon sp. HAPs, (de Lima Souza, H. M., et Aspergillus Niger al. 2917) (Gualoto, M. 2011) Phanerochaete Antraceno, (Jové, P., et al. 2016) chrysosporium, Irpex lacteus and Pleurotus, Aspergillus niger, Penicillium simplicissimum and Mucor racemosus Pleurotus pulmonarius Fluoranteno, (Wirasnita, R., & F043 Hadibarata, T. 2016) Phanerochaete Benzo (b) fluoranteno (Kadri, T., et al. 2017) chrysosporium, Pleurotus ostreatus and Bjerkandera adusta Hypoxylon fragiforme Benzo(k) fluoranteno, (Memić, M., et al. 2017) (HF) and Coniophora puteana Aspergillus flavus, Indeno(ghi)pyreno (Kottb, M. R., et al. 2019) Penicillium chrysogenium, Cladosporium sp.

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Lambertella, Penicillium, Sedimentos Clonostachys, and Mucor hidrocarburos Gliocladium sp. Aspergillus terreus,

and Benceno, estireno

de (Becarelli., et al. 2019) (Usman, N., et al. 2020)

La oxidación y mineralización de los HAPs, es ejecutado por dos grupos de microorganismos: las bacterias del suelo y los hongos de la pudrición blanca. Este proceso puede ser influenciado por la presencia simultánea en el suelo de metales pesados (Baldrian, P., eta al. 2000). Los HAPs, debido a su alto peso molecular presenta baja solubilidad en el agua, son difíciles de biodegradar al no estar disponibles, sin embargo, el hongo de la pudrición blanca Pleurotus ostreatus puede oxidar moléculas de HAPs como: benzo [a] antraceno, criseno, benzo [b] fluoranteno, benzo [k] fluoranteno, benzo [a] pireno, dibenzo [a, h] antraceno y benzo [ghi] perileno, y moléculas de hasta seis anillos aromáticos de muy limitada solubilizas (Cohen, R., et al. 2002). Otros hongos de este grupo, como Trametes versicolor y Kuehneromyces mutabilis, son capaces de mineralizar pireno y fenantreno en valores de 15.5 y 5.0%, respectivamente, en un período de 63 días (Sack, U., et al. 1997). Su empleo masivo en remediación puede contribuir a disminuir su toxicidad ambiental (Baldrian, P., et al. 2000). Estos dos hidrocarburos aromáticos son abundantes en la naturaleza (Cerniglia, C. E., 1992); y según Pothuluri, J. V., et al. (1996), son potentes cancerígenos. La capacidad de los hongos para degradar lodos residuales aceitosos fue testeada en un estudio en Benín, donde emplearon hongos tales como: Aspergillus flavus, Aspergillus terreus, Aspergillus fumigatus, Aspergillus versicolor, Emericella nidulans, Aspergillus tamarii, Aspergillus niger, Aspergillus sp., Moniliella sp., Pichia farinosa, Sporobolomyces sp., Candida sp., Rhodotorula sp., Curvularia sp., Mucor sp., Rhizopus stolonifer, Penicillium sp. , Penicillium sp.2, Penicillium italicum y Penicillium chrysogenum. A. flavus y A. nidulans. La investigación permitió degradar durante 20 días de tratamiento con un rendimiento de 96%, mostrado por A. flavus, en condiciones de laboratorio (Obayagbona, N. O., & Enabulele, O. I. 2021) Los lodos residuales aceitosos, son tratados mediante algunas técnicas, una de las cuales es el compostaje. Obi, L., et al (2020), emplearon la técnica de compostaje para el tratamiento de este tipo de residuos, con un consorcio fúngico integrado por: Aspergillus, Bionectria, Doratomyces, Exophiala, Fusarium, Galactomyces, Geotrichum, Mucor, Penicillium, Trichoderma y Trichurus, que permitió la degradación completa de HAPs de una muestra de lodos residuales aceitosos. En un estudio ejecutado con muestras de suelo tomadas en el Ecuador, empleando un consorcio mixto fúngico bacteriano integrado por Bacillus cereus, Bacillus thuringiensis, Geomyces pannorum, y Geomyces sp., se ejecuta la biodegradación de lodos residuales aceitosos impregnados en el suelo, con resultados satisfactorios confirmados mediante estudios de toxicología residual empleando Artemia salina, que confirman la eliminación 164

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” completa del contaminantes por acción conjunta de consorcio microbiano (Maddela, N. R., et al. 2016) Una especie de relevancia en la degradación de este tipo de contaminantes es Aspergillus. Así la cepa Aspergillus sp. RFC-1, empleada por Al-Hawash, A. B., et al (2020), en siete días de incubación lograron la remoción efectiva de los componentes pesados de los lodos residuales aceitosos como: naftaleno, fenantreno, y pireno, e porcentajes de 60.3%, 97.4%, 84.9%, y 90.7%, respectivamente. Como se mencionó anteriormente los sedimentos de hidrocarburos son otro de los residuos de naturaleza compleja, que presentan mucha dificultad para su tratamiento, no solo por la composición compleja de hidrocarburos, sino también por la presencia abundante de metales pesados, que inhiben cualquier estrategia de tratamiento biológico. En el marco del Proyecto europeo SEDITERRA (Directrices para el tratamiento sostenible de sedimentos dragados en el área de Marítimo), se caracterizó las comunidades fúngicas de sedimentos portuarios de Génova y se identificaron hongos Penicillium expansum y Paecilomyces formosus, que se emplearon en la degradación de metales pesados Cu y Zn de los sedimentos, previa la biodegradación de los hidrocarburos (Cecchi, G., et al. 2019) Los hongos con capacidad para degradar hidrocarburos se pueden hallar no solo en los mismos sedimentos (Becarelli, S., et al 2019) y residuos hidrocarburíferos, sino también en otras fuentes de residuos, así lo muestra el estudio realizado por Mansi, E. W., et al (2019), que aísla de muestras de sedimentos de drenajes municipales las especies fúngicas con capacidad para degradar hidrocarburos: Aspergillus niger, Candida sp, Penicillium species, Mucor species, Rhodotorulla species, Rhizopus and Trichorderma species. and Cladospermorium sp. La variedad de ecosistemas donde se pueden encontrar hongos con capacidad para degradar hidrocarburos incluye a ecosistemas extremos como el de la Antártida, donde el uso permanente de combustibles fósiles para mantener la calefacción y con ellos las operaciones de las estaciones científicas, genera micro derrames permanentes, que enriquecen los suelos con hidrocarburos y constituyen una fuente inesperada de carbono para los microorganismos edáficos. Entre los microorganismos antárticos que se benefician de esta fuente de carbono, se hallan las levaduras como Pichia caribbica capaces de asimilar fenol y tolerar metales pesados, adicionalmente muestras la capacidad para degradar n-hexano, varios n-alcanos y combustible diésel (Martorell, M.M., et al. 2019), esta capacidad resulta de amplio interés si se toma en cuenta que el combustible más usado en las estaciones científicas es el diésel. Uno de los géneros fúngicos más empleados en biorremediación de hidrocarburos es Penicillium, sus aislados en cultivos puros eliminar eficazmente el petróleo y acortar el período de remediación, este es el caso de la especie Penicillium chrysogenum empleado por Renner R. and Barinua G. (2017), para tratar suelos superficiales afectados por derrames de petróleo crudo y por Gualoto M. (2011), para el tratamiento de suelos de la Estación Pedro Vicente Maldonado de Ecuador en la Antártida, afectados por micro 165

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” derrames de diésel, benceno y queroseno y Aspergillus nidulans para biorremediación de suelos subterráneos contaminados con petróleo crudo proceso (Nrior, R. R., & Mene, G. B. 2017). De igual forma la cepa Aspergillus niger, empleada para el tratamiento de suelos contaminados con crudo, en el estudio de Ogechi, E. I., & Madujumaka, D. I. (2017) y por Gualoto, M. (2011), en el tratamiento de diésel, benceno y queroseno. Una cepa del género Trematophoma, produce la enzima lacasa, que degrada aceites de hidrocarburo y además produce un biosurfactante, que reduce la tensión superficial de estos facilitando su biodegradación (Moghimi, H., et al. 2017) Según el estudio efectuado por Thion, C., et al (2012), la disipación de hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs) se consigue eficientemente con Fusarium solani MM1 y Arthrobacter oxydans MsHM11, aislados de un suelo contaminado con HAPs. Similar afirmación hace Horel A., & Schiewer, S. (2020), quienes investigan la degradación de volátiles de hidrocarburos mediante micorremediación. Entre los hongos capaces de degradar HAPs no ligninolíticos de suelos contaminados con petróleo entre estos podemos mencionar los géneros Fusarium, Neurospora, Aspergillus, Scedosporium, Penicillium, Neosartorya y Talaromyces. Con estos géneros ReyesCésar, A., et al. (2014), logró un porcentaje de eliminación de HAPs del 21%. Ya se ha mencionado el amplio uso de hongos de pudrición blanca en la degradación de hidrocarburos. La cepa de Ganoderma sp, es capaz de degradar naftaleno 34-73%, fenantreno 9-67%, fluoreno 11-64% (Torres-Farradá, G., et al. 2019; Bogan, B. W., et al 1999) De un estudio que investigaba la actividad fúngica de lacasa, se seleccionaron a las cepas fúngicas Coriolopsis caperata, Fomes fomentarius, Pluteus chysophaeus, al adicionar una fuente adicional de carbono la producción de lacasa se incrementó. Al final se detectó ácido difénico, ácido 1-hidroxi-2naftoico, catecol y ácido salicílico, antraquinona, ácido benzoico y ácido ftálico como metabolitos de fenantreno, antraceno y pireno, sometidos a degradación por estos hongos (Hadibarata, T., & Yuniarto, A. 2020). Los HAPs con frecuencia están presentes en las aguas residuales de los campos petrolíferos no tratadas. Obire, O., et al (2020) tomo muestras de esas aguas de una plataforma de producción de petróleo en tierra de ellas aislaron las cepas Aspergillus niger (MN094359), Aspergillus sydowii (MN094361) y Fusarium lichenicola (MN094360). Las pruebas se realizaron con cada cepa individual y con cultivos mixtos. La cantidad total inicial de HAPs en las aguas residuales de los campos petrolíferos fue de 101,72992 mg / l. A los 21 días de tratamiento, los porcentajes de remoción fueron 73.4%, 73.1%, 65,8% y 85,2%, respectivamente. Estos resultados muestran la efectividad de estas cepas en el tratamiento de HAPs presentes en el agua. El empleo del hongo Paracoccus sp. LXC, combinado con ácido húmico (AH) y sustrato de hongo gastado derivado de Auricularia auricular y Sarcomyxa edulis fue probado por Liu, X., et al (2019), para la remediación de suelo agrícola contaminado con 166

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) envejecidos. Sus resultados muestran que el empleo conjunto de Paracoccus sp. LXC con AH y el sustrato gastado, presenta la más alta tasa de degradación equivalente al 56,5%, el y tiempo de vida media disminuyo de 2323,3 días en la atenuación natural a 66,6–277,2 días. Como ya se mencionó más de una vez, los hongos microbianos son muy adecuados para degradar xenobióticos en el suelo debido a su micelio multicelular (Ceci, A., et al. 2019). En general, los hongos contribuyen al desarrollo de la población microbiana general en los suelos, permitiendo el transporte y la interacción con otras comunidades (Burghal, A. A., el al. 2016) Sin embargo, se desconocen todas las interacciones entre estas comunidades con los hongos. Para Conejo-Saucedo, U., et al (2019), el conocimiento profundo de estas interacciones es clave para desentrañar el papel de los hongos en la degradación de los hidrocarburos aromáticos y su diversidad funcional. La contaminación de los suelos con productos derivados del petróleo, como el gasóleo puede provocar cambios en las propiedades microbiológicas del suelo. El efecto del gasóleo sobre la diversidad funcional de los hongos se probó en un experimento modelo durante 270 días (Borowik, A., Wyszkowska, J., & Oszust, K. et al 2017). En la degradación de este tipo de contaminantes las cepas Alternaria alternata, Aspergillus terreus, Cladosporium sphaerospermum, Eupenicillium hirayamae y Paecilomyces variotii, han mostrado gran versatilidad especialmente cuando se los emplearon como consorcio. La producción de enzimas extracelulares, genero mayores volúmenes de CO 2 y un mayor incremento de la biomasa, con una rápida bioextracción de aceite diésel (Ameen, F., et al. 2016) En la degradación de hidrocarburos alifáticos y aromáticos diferentes como octano, decano, dodecano, etilbenceno, butilbenceno, naftaleno, acenafteno y benzo [a] pireno, se empleó al hongo no lignolítico Penicillium sp. CHY-2, aislado de suelo antártico. El estudio de Govarthanana, M., et al (2017), muestra que esta cepa logro tasa de degradación de 49,0% para el decano, 42,0% de butilbenceno, 33,0%, para el dodecano, 15,0% para el naftaleno, 10,0% para el acenafteno, 8,0% para el octano, 4,0% para el etilbenceno y 2,0% para el benzo [a] pireno (2,0%) a 20°C. Al igual que en otros estudios la adición de una fuente alternativa de carbono en calidad de cosustrato incrementa en 1,8 veces el porcentaje de remoción. Las especies fúngicas de Aspergillus niger, Candida glabrata, Candida krusei y Saccharomyces cerevisiae., fueron empleados por Cecchi, G., et al. (2019) para degradar petróleo crudo de suelos afectados por derrames. El estudio muestra que la capacidad de Aspergillus niger, es superior al de las otras cepas con un porcentaje de remoción del 94%, seguido por Candida krusei con un 61% y Candida glabrata con 60% y Saccharomyces cerevisiae 58%, después de 7 días de incubación. Debido a su mayor biomasa en comparación con la célula bacteriana, los hongos filamentosos son biodegradadores importantes de los hidrocarburos de petróleo (Hasan I.F. 2018) Para la degradación de diésel y biodiésel de pescado se emplean los géneros fúngicos de Giberella, Mortierella, Fusarium, Trichoderma y Penicillium. La 167

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” degradación de Syntroleum y biodiesel de pescado presentó mayor mineralización de hidrocarburos (> 48%), en 28 días de tratamiento, el diésel en un 18–23% bajo condiciones favorables (Horel, A., & Schiewer, S. (2020). Las descargas de contaminantes de la refinería de petróleo crudo son consideradas peligrosas para el ambiente debido a su impacto en la salud humana y el ecosistema. El control biológico de la contaminación es una forma segura y de bajo costo, en especial cuando se emplean hongos como Aspergillus flavus, A. niger y Absidia corymbifera (Ibrahim, M. E., et al. 2020) Los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP), como el pireno (PYR), son tóxicos para el ambiente, su biorremediación es segura y económicamente competitiva, empleando hongos del género Ceriporia, que en 8 días de incubación degrada un 55,5% de pireno con una concentración inicial de 20ppm. Al adicionar glucosa el porcentaje de degradación incrementa al 90,5% (Al-Hawash, A. B., et al. 2020) La cepa fúngica de Scopulariopsis brevicaulis, aislada de un suelo contaminado con hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) envejecidos, tiene la capacidad de degradar HAPs, como fenantreno (60%), fluoranteno (62%), pireno (64%) y benzo [a] pireno (82%) en medio líquido después de 30 días de incubación, en pruebas de microcosmos; estos resultados la convierten en una cepa prometedora en el tratamiento de HAPs (Mao, J., & Guan, W. 2016) En un estudio realizado en Japón por Mineki, S., et al (2015), con hongos del género Trichoderma, Hypocrea y Fusarium, para degradar hidrocarburos poliaromáticos (HAPs), después de un período de incubación de 7 y 14 días a 28 ° C en un medio inorgánico Czapek-Dox, asimilaron antraceno y fluoranteno (Trichoderma, Hypocrea), mientras que Fusarium no asimiló ninguno de ellos. En todos estos estudios se observa una constante, la adición de un cosustrato en calidad de fuente adicional de carbono que mejora el proceso, así en este trabajo se adicionó extracto de levadura al 0,02%, sacarosa al 0,1% o lactosa al 0,1%. Los hongos no solo pueden degradar hidrocarburos del suelo y el agua, sino también petróleo crudo de sustratos marinos seleccionados, como sedimentos de manglares, sedimentos del Mar Arábigo y bolas de alquitrán. El estudio realizado por Barnes, N. M., et al (2018) emplea hongos de los géneros Aspergillus, Fusarium, Penicillium y Acremonium, quienes muestran capacidad para degradar y petróleo crudo. Así, Penicillium citrinum, biodegrada el petróleo crudo, reduciendo su contenido en un 77% y la fracción individual de n-alcanos en un promedio de 95.37%. Finalmente, no solo en el agua dulce y suelos se pueden hallar microorganismos con capacidad para degradar hidrocarburos, sino también en aguas marinas, así lo muestran los estudios realizados a partir del derramen en el Golfo de México, donde se aislaron cepas fúngicas capaces de tolerar y asimilar hexadecano y 1-hexadeceno como únicas fuentes de carbono; Las cepas fúngicas aisladas fueron: Aureobasidium sp., Penicillium

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” brevicompactum, Penicillium sp., Phialocephala sp., Cladosporium sp. 1 y 2 (Veleza, P., et al. 2020)

5.2. PESTICIDAS Los pesticidas son los productos sintéticos de naturaleza y estructura química muy variada, que se utilizan para prevenir enfermedades de las plantas, malezas, plagas incluidos insectos, malezas, roedores, ácaros, etc. y para mejorar la calidad de los productos alimenticios. La movilidad, biodisponibilidad de los plaguicidas en los componentes del medio físico, suelos atmósfera y cuerpos de agua, depende de sus mecanismos de absorción y desorción de las partículas del suelo. Tanto en el suelo como en el agua, su acumulación genera cambios en el pH que se alcaliniza y moviliza los metales pesados afectando negativamente la salud de la flora y fauna (Rajmohan, K.S., et al. 2020), afectando a los ecosistemas en forma integral por Bioacumulación y bioamplificación en la cadena alimentaria. La remediación de plaguicidas por métodos físicos y químicos presenta varias limitaciones relacionadas con la generación de contaminación secundaria, la necesidad de tratamientos adicionales, de a altos cotos y estrictas normas de seguridad. Con frecuencia no son una real solución, sino un mecanismo que perite ganar tiempo hasta que se encuentra una mejor tecnología de gestión. La biorremediación es una alternativa para tratar pesticidas ambientalmente segura y a costos manejables. Gracias a su gran capacidad metabólica los microorganismos pueden ser empleados en la degradación de pesticidas, la diversidad de enzimas microbianas (Celulasas, deshidrogenasas, laccasas, lignin- peroxidasas, manganeso- peroxidasas, amilasas, proteasas, lipasas) genera una diversidad de vías metabólicas, que producen la mineralización completa o parcial de los pesticidas (Zulfiqar A., & Yasmin A. 2020) una característica de los pesticidas es su persistencia ambiental y capacidad para migrar por escorrentía, lixiviación o vaporización. Como veremos la gama de hongos con capacidad para degradar pesticidas es amplia, a manera de ilustración mencionaremos a varias cepas fúngicas, sin embargo, realizaremos un análisis de la biodegradación de los distintos tipos de pesticidas en forma separada. Algunas especies de Trichoderma pueden ser aplicadas en biorremediación de suelos contaminados con metabolitos tóxicos de microorganismos (Grodnitskaya y Sorokin 2006), así la especie Trichoderma viride puede degradar el insecticida fenitrotion y fenitrooxon (Baarschers, W. H., & Heitland, H. S. 1986), otras cepas son capaces de degradar malatión a través de enzimas carboxilesterasas (Matsumura, F., & Boush, G. M. 1966). Trichoderma harzianum, es capaz de degradar DDT, dieldrin, endosulfan, pentacloronitrobenzeno, y pentaclorofenol (Askar, A. I., Ibrahim, G. H., & Osman, K. A. (2007). Según Pletsch, M., de Araujo, B. S., & Charlwood, B. V. (1999) Lentinus edodes, Hongo comestible es capaz de remover hasta el 60 % de pentaclorofenol del suelo. Phanerochaete, Chrysosporium y otros hongos de la podredumbre blanca son 169

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” capaces de degradar una amplia gama de xenobioticos que incluye a: DDT and lindano y el herbicida bromoxinil (Kirk, T. K., Lamar, R. T., & Glaser, J. A. 1992) En suelos que han sufrido la aplicación continua de herbicidas, como simazina, se encontrado que Penicillium steckii, es capaz de degradarlo (Kodama, T., et al. 2001). En la zona cero y área de exclusión en torno al reactor de Chernóbil, se han encontrado cepas del género Aspergillus, Alternaria, and Cladosporium, capaces de colonizar muestras que contienen radionúclidos, adicionalmente son capaces de lixiviar hierro, aluminio, silicio, Ca, precipitar oxalato de calcio de sus microambientes (Fomina, M., et al. 2007). La gama de pesticidas en función de su composición y estructura química es muy variada. En este trabajo analizaremos la biorremediación de los siguientes grupos de pesticidas:           

Arsenicales. Carbamatos. Derivados de cumarina. Derivados de urea. Dinitrocompuestos. Organoclorados. Organofosforados. Organometálicos. Piretroides. Tiocarbamatos. Triazinas.

5.2.1. BIORREMEDIACIÓN DE PESTICIDAS ARSENICALES El arsénico es uno de los metaloides más peligrosos, merece especial atención debido a su toxicidad y carcinogenicidad en el medio ambiente, su toxicidad depende de su especiación, de la actividad de movilización y sorción microbiana de arsénico mediante metilación, oxidación, reducción y coprecipitación (Sodhi, K. K., et al.2019) El arsénico (As) es un elemento abundante principalmente en la corteza terrestre y el ambiente. El agua subterránea es la más afectados por el As, procedente de descargas industrial y de fuentes naturales que por procesos de disolución causados por oxido reducción conducen a la aparición natural de As en el agua subterránea (Hare, V., et al. 2019) La biorremediación del As como elemento y como parte de pesticidas, constituye en la actualidad la mejor alternativa desde el punto de vista ambiental, económico y social, ofrece la posibilidad de reducir o transformar el As utilizando bacterias, hongos, levaduras, algas y plantas como sorbentes (Kumar A., et al. 2020; Wan, X., Lei, M. & Chen, T. 2020)

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” La biosorción de arsénico (V), se ha efectuado en biomasas de hongos como Aspergillus flavus, Aspergillus fumigatus, Paecilomyces sp., Cladosporium sp., Mucor sp modificadas químicamente (recubiertas de óxido de hierro), con los cuales se logró de una concentración inicial de As equivalente a 1 mg / L/ 100 ml de biomasa fúngica, en 24 horas de incubación (Cárdenas-González, J.F., et al. 2017) En la lucha contra la contaminación por As, la ciencia ha incorporado a los organismos genéticamente modificados, este es el caso de Saccharomyces cerevisiae, modificada genéticamente con el gen Waars M, que codifica la metiltransferasa del arsénico del hongo del suelo Westerdykella aurantiaca elimina el arsénico del suelo contaminado. El trabajo de Verma, S., et al (2019) muestra que Saccharomyces cerevisiae modificada tiene una alta metilación y actividad de volatilización del arsénico. El cultivo de arroz sobre el cual se aplicó el experimento, mostro un buen crecimiento, se incrementó significativamente el nivel de pigmentos fotosintéticos y las plantas inoculadas acumularon 37%, 36% y 28% menos de arsénico en la raíz, brote y granos, respectivamente, en comparación con las plantas no inoculadas. Si bien estos resultados son prometedores y muestran la posibilidad de esta cepa modificada para la descontaminación de As, su aplicación en condiciones de campo presenta una serie de limitaciones relacionadas con normativas de bioseguridad, asociadas a la posibilidad de contaminación genética de los suelos donde se implemente esta cepa experimental. Los hongos filamentosos del género Aspergillus, presentan alta adaptabilidad, robustez, resistencia intrínseca al arsénico, en consecuencia, son considerados buenos agentes de biorremediación biosorción y bioinoculación de arsénico, incluso en calidad de biosensores en la detección de iones de arsénico (Gupta, V. K. 2016) Loukidou, M. X., et al. (2003), informa que el empleo de Penicillium chrysogenum en forma conjunta con tensoactivos hexadecil-tri-metil, bromuro de amonio, dodecilamina y un polielectrolito catiónico; permitió eliminar As (V) del agua. La Biovolatilización de As se ha investigado con Penicillium sp, que es capaz de volatilizar de 25,8 a 43,9 mg de arsénico durante un período de cultivo de 5 días (Visoottiviseth, P., & Panviroj, N. 2001), en tanto que el trabajo conjunto de Penicillium sp. y Ulpcladium sp, tienen mejores resultados gracias a su capacidad de metilar As. (Edvantoro, B. B., et al., 2004). También son capaces de biovolatilizar As, las cepas fúngicas de Neosartorya fischeri, Aspergillus clavatus, A. Níger, en condiciones de laboratorio (Čerňanský, S., et al.,2009).

5.2.2. BIORREMEDIACIÓN DE CARBAMATOS. La biodegradación de diazinón a partir de soluciones acuosas se ha efectuado con la ayuda de la cepa Aspergillus niger MK640786 a 30 ° C, con una concentración inicial 25 mg / l, bajo pH 5, durante 7 días de incubación, logrando tasa de degradación de 82%. En estas condiciones, la tasa de degradación del diazinón fue del 82%, con un tiempo de vida media del diazinón de 17,7 días (Hamad, M. T. M. H. 2020; Singh, D.V., et al 2020) 171

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” El carbofuran un pesticida de amplio uso en la agricultura, que genera graves problemas ambientales; es degradado por la mayoría de las bacterias en forma parcial a diferencia de los hongos que son potentes degradadores del carbofurano, gracias a su sistema de enzimas ligninolíticas extracelulares, este es el caso de las cepas fúngica de Phlebia sp., Lenzites betulinus y IIrpex lacteus que degrada los compuestos fenólicos derivados de la degradación de carbofuran. La tasa de degradación fue de 69,83%, en 5 días de tratamiento, según Li, Z., et al. (2020), la temperatura y el pH afectaban a la tasa de degradación. El empleo masivo de piretroides de tipo II en la agricultura en todo el mundo, incrementa la contaminación ambiental que los pesticidas generan, razón por la que se buscan mecanismos eficientes y sustentables de eliminación de los componentes ambientales. El trabajo de Parminder Kaur, P., & Balomajumder, C. (2020), muestra que el empleo de la cepa fúngica Aspergillus sp., es adecuada para eliminar una mezcla de piretroides como: cipermetrina, ciflutrina y cihalotrina, con una concentración inicial de 100 ppm y 500 ppm, logrando tiempos de vida media de 1,48 y 2,69 d y de 1,65 a 3,10 d. Como es lógico estos trabajos se ejecutaron con bioestimulación, adicionando fuentes de N y P. Para el control de malezas de hoja ancha y herbáceas en muchos cultivos, se emplea masivamente la atrazina, generando problemas de acumulación de sus residuos en el suelo y agua. El empleo de cepas fúngicas de Trichoderma erinaceum y Aspergillus nidulans, puede ayudar a su eliminación. El estudio ejecutado por Hock, O. G., et al. (2020), muestra que estas cepas pueden incrementar su biomasa en presencia de atrazina (20 mg/l), en 0,117 g y 0,073 g, respectivamente, esto significa que pueden emplear este pesticida en calidad de fuente de carbono. Especial atención se presta a los derivados de la atrazina como desetilatrazina y desisopropilatrazina que al igual que el primero son tóxicos. Empleando el hongo Pleurotus ostreatus INCQS 40310, Lopes, R. D. O., et al (2020), lograron degradar atrazina en un 82%, DEA 71% y DIA en un 56,0 %, en 22 días de tratamiento. Adicionalmente ejecutaron pruebas de acción del complejo enzimático citocromo P450 intracelular de células fúngicas en reposo. Los experimentos con células en reposo promovieron la degradación de 50% de atrazina, 36% de DIA, 30% de DEA. Trichoderma viride degrada el insecticida fenitrotion y fenitrooxon (Baarschers, W. H., & Heitland, H. S. 1986), y muchas de sus cepas son capaces de degradar malatión a través de carboxilesterasa(s) (Matsumura, F., & Boush, G. M. 1966). Trichoderma harzianum, es capaz de degradar DDT, dieldrin, endosulfan, pentacloronitrobenzeno, y pentaclorofenol. Askar, A. I., et al. (2007) ha señalado la posibilidad de la degradación del herbicida bromoxinil con T. harzianum y T. viride. Especies de Trichoderma pueden ser aplicadas en biorremediación de suelos contaminados con metabolitos tóxicos de microorganismos (Grodnitskaya, I. D., & Sorokin, N. D. 2006). Lentinus edodes, Hongo comestible ha mostrado la capacidad de remover hasta el 60 % of pentaclorofenol del suelo (Pletsch, M., et al. 1999). Phanerochaete, Chrysosporium y otros hongos de la podredumbre blanca son capaces de degradar una amplia gama de 172

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” xenobioticos que incluye a: DDT and lindano (Kirk, T. K., Lamar, R. T., & Glaser, J. A. 1992), incluyendo PCP, cresota, antraceno, fenantreno, PCBs y dioxinas. Otros compuestos degradados por estos hongos son:  3,4-dichloroaniline,  Conjugados de Chloroanilina-lignina,  Pentaclorofenol,  Colorantes de trifenylmetano,  Cristal violeta,  Pararosanilina,  Rojo cresol,  Azul bromofenol,  TNT, etc. Las enzimas exocelulares generadas por los hongos son: Celulasas, deshidrogenasas, laccasas, lignin- peroxidasas, manganeso- peroxidasas, amilasas, proteasas, lipasas. Se ha publicado la degradación de simazina por Penicillium steckii en suelos que han sufrido la aplicación de herbicidas (Kodama, T., et al. 2001). Especies del género Aspergillus, Alternaria, and Cladosporium son capaces de colonizar muestras que contienen radionúclidos de muestras de Chernóbil, son capaces de lixiviar hierro, aluminio, silicio, Ca, re-precipitar oxalato de calcio de sus microambientes (Fomina, M., et al. 2007). En la tabla 5.2, se muestran las cepas fúngicas empleadas en la biodegradación de pesticidas de distinta naturaleza química. Tabla 5.2. Especies de hongos empleados en Biodegradación de Pesticidas Hongo Trichoderma viride

Pesticida fenitrotion y fenitrooxon

Trametes versicolor

Fungicida 3,5dihloroaniline,

DDT, dieldrin, endosulfan, Trichoderma harzianum pentacloronitrobenzeno, y pentaclorofenol Lentinus edodes pentaclorofenol Phanerochaete, DDT and lindano y el Chrysosporium herbicida bromoxinil Penicillium steckii simazina Aspergillus flavus, pesticidas arsenicales Aspergillus fumigatus, Paecilomyces sp., Cladosporium sp., Mucor sp

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Fuente (Baarschers, W. H., & Heitland, H. S. 1986) (Sarker, A., et al. 2020)

(Askar, A. I., et al. 2007). (Pletsch et al. 1999) (Kirk, T. K., et al. 1992) (Kodama, T., et al. 2001) (Cárdenas-González, J.F., et al. 2017)

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Saccharomyces cerevisiae, pesticidas arsenicales modificada con Westerdykella aurantiaca Penicillium chrysogenum As (V) del agua Penicillium sp, Neosartorya fischeri, Aspergillus clavatus, A. Níger Aspergillus niger MK640786 Phlebia sp., Lenzites betulinus y IIrpex lacteus Trichoderma erinaceum y Aspergillus nidulans, Pleurotus ostreatus INCQS 40310 Pleurotus ostreatus y Trametes versicolor Aspergillus niger (KY693970); Talaromyces atroroseus (KY488464), Talaromyces purpurogenus (KY488468), Yarrowia lipolytica (KY488469) y Aspergillus flavus (KY693973) Phlebia brevispora y Phlebia lindtneri, Aspergillus niger, Aspergillus flavus y Penicillium chrysogenum Trametes hirsuta, Cladosporium cladosporioides, Phanerochaete chrysosporium, Trichoderma harzianum y Trichoderma virens, Pleurotus ostreatus

Volatilización de As

diazinón

(Verma, S., et al (2019) (Loukidou, M. X., et al. 2003), (Visoottiviseth, P., & Panviroj, N. 2001) (Čerňanský, S., et al.2009).

Carbofuran

(Hamad,M. T. H. 2020; Singh, D.V., et al. 2020) (Li, Z., et al (2020)

Atrazina

(Ong, S. Q., et al, 2019)

Atrazina, desetilatrazina y (Lópes, R. D. O., et al. desisopropilatrazina 2020), Metamidofos (Guanilo.I. A. P., & Silva Carhuatocto, L. M. 2019) Lindano

(Asemoloye, M. D., et al. 2017)

Lindano

(Xiao, P., & Kondo, R. 2020).

Endosulfan (Ahmad, K.S. 2020) Endosulfan y lorpirifos

(Bisht. J., et al. 2019),

Aldrin y dieldrín

174

(Purnomo, A.S., et al. 2017)

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Phanerochaete chrysosporium Mortierella, Kernia, Chaetomium y Trichosporon Penicillium simplicissimum y Trichoderma harzianum T. versicolor Fusarium oxysporum PP0030, Paecilomyces variotii PP0040 y Trichoderma viride PP0050. Metarhizium anisopliae

Acetamiprid

(Wang. J., et al. 2019)

Metolaclor

(Li, X., et al. 2019)

Hexaclorociclohexano

(Russo, F., et a. 2019)

Diurón, 3,4-dicloroanilina (Hu, K., et al. 2020) terbutilazina, difenoconazol, diflufenican y (Pinto A.P., et al.2020) pendimetalina, clorpirifos y cipermetrina

(Ong, S Q., et al. 2019),

5.2.3. PESTICIDAS ORGANOCLORADOS Y FOSFORADOS Los plaguicidas que son de naturaleza hidrófoba a menudo son adsorbidos y retenidos por las partículas del suelo y la materia orgánica, mientras que los plaguicidas solubles en agua ingresan a las masas de agua superficiales y subterráneas. Durante la degradación de pesticidas en el suelo, los microorganismos generan arsénico volátil en suelos contaminados con arsénico y DDT (Edvantoro, B. B., et al. 2004). Para su degradación se emplean hongos que son descomponedores naturales de los desechos, gracias a sus enzimas extracelulares. La accesibilidad y biodisponibilidad de los contaminantes son un limitante de la biorremediación, razón por la que es necesario identificar y seleccionar correctamente las especies de hongos para atacar un contaminante específico. Los hongos de la pudrición blanca son capaces de degradar pesticidas insolubles y contaminantes ambientales tóxicos, razón por la que son una herramienta fundamental para a descontaminación de suelos (Gupta, S., & Diwan, B. 2017) Los avances científicos del siglo XX permitieron la síntesis de plaguicidas químicos, capaces de prevenir, controlar y eliminar plagas que repercuten negativamente en la calidad de los alimentos y también en los beneficios económicos. Para la década de 1940, cuando Müller redescubrió el 1,1,1-tricloro-2,2-bis (4-clorofenil) etano (DDT), la lucha contra las plagas dio un salto cualitativo que permitió reducir sustancialmente las pérdidas económicas en la producción agrícola (León-Santiesteban H.H., & RodríguezVázquez, R. 2017) Uno de los pesticidas más empleados es Metamidofos, su biodegradación presenta problemas relacionados con su toxicidad residual, sin embargo, el empleo de Pleurotus ostreatus y Trametes versicolor, es capaz de degradarlo aún en presencia del Cd, así lo demuestra el estudio desarrollado por Guanilo, I., et al (2019), que emplearon 175

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” concentraciones de metaminofos de 0.24 mg/kg, y de Cd de 6 mg/kg. Al final del experimento, se logró reducir la concentración del pesticida a 0.073 mg/kg, que representa una eficacia promedio de 69%; en tanto que, para el Cd, a 0.04 mg/kg, con una eficiencia promedio de 99%. Otro pesticida que se aplicó hasta hace algunas décadas en forma masiva en especial en América Latina es el lindano. Para su degradación se han empleado cepas fúngicas de: Aspergillus niger (KY693970); Talaromyces atroroseus (KY488464), Talaromyces purpurogenus (KY488468), Yarrowia lipolytica (KY488469) y Aspergillus flavus (KY693973). La concentración inicial del lindano en las pruebas fue de 45 mg / kg se redujo a 11,26, 9,34 y 11,23 mg / kg en tratamientos de 20, 30 y 40%, respectivamente lo que hace 79,76, 85,93 y 88,67 % de eficiencias de degradación (Asemoloye, M. D., et al. 2017) Otro hongo empleado en la degradación del lindano es Ganoderma lucidum GL-2, Kaur, H., et al (2016), lo uso en un experimento en medio líquido y en medio solido durante 28 días. En la fermentación en estado líquido, se obtuvieron monitorearon las enzimas lacasa, peroxidasa de manganeso y lignina peroxidasa, que produjeron un 75,50% de degradación de lindano y en medio sólido apenas un 37,50%. La diversidad fúngica capaz de degradar lindano es cada vez más amplia, así lo muestran estudios de descontaminación de suelos afectados por el lindano. Los hongos de pudrición banca del género Phlebia, como Phlebia brevispora y Phlebia lindtneri, han mostrado su capacidad para degradar lindano gracias a la acción de la enzima P450. Las prueban duraron 25 días de incubación con un 87,2 y 73,3% de degradación respectivamente. Más del 10% del lindano [14C] fue mineralizado a 14CO2 por los dos hongos después de 60 días de incubación (Xiao, P., & Kondo, R. 2020b). El endosulfan, como la mayoría de los pesticidas organoclorado, causa efectos perjudiciales en el ambiente y la salud humana, por esta razón es necesario lograr por métodos económicos y eficientes, degradarlo y con ello reducir su toxicidad. Un estudio ejecutado por Ahmad, K.S. (2020), emplea pares de hongos aislados del suelo como Bacillus subtilis, Aspergillus niger, (A) Aspergillus flavus y Penicillium chrysogenum(B). Las pruebas se ejecutaron durante 25 días con una concentración de 10mg/l, logrando porcentajes de degradación de 95 y 77% respectivamente. Bisht, J., et al (2019), también ejecutó pruebas de degradación no solo de endosulfan, sino también de clorpirifos. Los hongos empleados fueron Trametes hirsuta, Cladosporium cladosporioides, Phanerochaete chrysosporium, Trichoderma harzianum y Trichoderma virens, las pruebas se ejecutaron con 25 mg/l de cada pesticida. Trametes hirsuta, degradó completamente los isómeros de endosulfan α y β y Cladosporium cladosporioides mostró una degradación máxima de clorpirifos. Las otras cepas mostraron mayor capacidad de degradación de clorpirifos que de endosulfan. En la degradación de aldrín y su metabolito dieldrín que son contaminantes orgánicos persistentes, Purnomo, A. S., et al. (2017), empleó Pleurotus ostreatus, en pruebas 176

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” experimentales durante 14 días. El análisis cromatográfico detectó dieldrina, 9hidroxilaldrina y 9-hidroxildieldrina. El porcentaje de eliminación de aldrín fue de 3,5 y de dieldrin 18%. Anteriormente se mencionó que citocromos P450 desempeñan un papel fundamental en la biodegradación de pesticidas, gracias a esta exoenzima Phanerochaete chrysosporium, puede degradar acetamiprid en un período de incubación de 20 días, en medio lignolíticos y no lignolíticos en porcentajes de 21 y 51%. Al adicionar inhibidores de citocromos P450, la degradación de acetamiprid, disminuyó sensiblemente (Wang, J., et al. 2019) Un estudio innovador de biorremediación de metolaclor emplea células de microorganismos del suelo, en calidad de fuente de aceptores de electrones para la eliminación de metolaclor, como Mortierella, Kernia, Chaetomium y Trichosporon, mientras que las especies asociadas a la electrogénesis (biocorriente) fueron Debaryomyces hansenii y Mortierella polycephala. Las tasas de degradación del metolaclor mejoraron entre un 33% y un 36% tras la introducción de electrodos después de 23 días. Es importante destacar que este estudio es el primero en revelar la estructura de la comunidad de hongos aceptores de electrones y productores de electricidad que degradan pesticidas (Li. X., et al. 2019) Un pesticida de amplio uso en la República Checa es hexaclorociclohexano (HCH), para su tratamiento se investigaron 12 cepas fúngicas. La mayoría de los taxones seleccionados presentaron elevada tolerancia al HCH. La respuesta de estrés oxidativo al HCH fue investigada en Penicillium simplicissimum y Trichoderma harzianum, con el fin de explorar sus respuestas tóxicas y evaluar su potencial en la biorremediación de ambientes contaminados (Russo, F., et al. 2019) Otro pesticida de uso extendido es el herbicida diurón, en su biodegradación se han empleado hongos ligninolíticos como T. versicolor, que lo degrada rápidamente no solo el diurón (83%) sino también el principal metabolito 3,4-dicloroanilina (100%), en 7 días de incubación. Los experimentos también evidenciaron que las reacciones de degradación pueden ocurrir intracelularmente y ser catalizadas por el sistema del citocromo P450 (Kaidi Hua., et al. 2020) Otros pesticidas que han sido biodegradados son: terbutilazina, difenoconazol, diflufenican y pendimetalina, empleando las cepas fúngicas de Fusarium oxysporum PP0030, Paecilomyces variotii PP0040 y Trichoderma viride PP0050. En las pruebas se empleó un sustrato de suelo y corcho. El tiempo de incubación fue de 120 días. Todas las cepas empleadas mostraron la capacidad para degradar estos pesticidas. Sin embargo, F. oxysporum PP0030 biodegradó el 89,4%, 81,5% y 74,7%, de terbutilazina, difenoconazol, diflufenican respectivamente; seguido de P. variotii PP0040 y T. viride PP0050. Con relación a la pendimetalina, todas las cepas lo degradaron en valores cercanos al 100% (Pinto, A.P., et al.2020) La lucha contra las plagas que deterioran los cultivos se realiza con el uso masivo de pesticidas, uso que se contrapone con la necesidad de conservar la calidad de los suelos. 177

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” EL empleo de hongos entomopatógenos brinda una oportunidad brillante de prescindir eliminar los residuos de pesticidas y con ello se garantiza la conservación de la calidad del suelo. Ong, S. Q., et al (2019), investiga el potencial del hongo entomopatógeno Metarhizium anisopliae (Met.) en la degradación de dos insecticidas comunes de los cultivos agrícolas, como clorpirifos y cipermetrina en concentraciones de 500ppm. Después de 21 días de experimentación se logró un 87% de degradación, en comparación con el control testigo 47 %.

5.3. METALES PESADOS Los hongos son importantes en el entorno natural debido a su participación en procesos de descomposición, transformación de la materia orgánica y en el ciclaje de nutrientes (Archana, A., & Jaitly, A K. 2015). Los metales pesados son otro grupo de toxinas de interés ambiental con una posible solución derivada de los tratamientos fúngicos. A diferencia de los contaminantes orgánicos, los metales permanecen en el suelo durante miles de años y no se degradan biológicamente, sino que solo pueden transformarse de un estado de oxidación a otro (Gisbert, C., et al. 2003; Gisbert, C., et al. 2006). Los macro hongos interactúan fisiológica y morfológicamente con metales pesados. Algunos metales pesados juegan un papel importante en el metabolismo de los hongos, mientras que algunos se consideran tóxicos a cierta concentración. En los últimos años, la contaminación por metales pesados se ha convertido en uno de los graves problemas para el medio ambiente. La presencia de metales en trazas se vuelve tóxica para el medio ambiente y provoca un efecto peor en la flora y fauna. Entonces, los hongos son excelentes candidatos para la limpieza de desechos tóxicos. Los macro hongos juegan un papel importante en los ciclos biogeoquímicos de los elementos. Tienen la capacidad de acumular y reciclar materiales orgánicos e inorgánicos que también incluyen metales tóxicos como Rb, Cs, Al, Cd, Ag, Au, Hg, Pb, etc. (Borovička, J., & Řanda, Z. 2007). Los principales factores que influyen en la acumulación de metales pesados en el hongo son factores ambientales como concentraciones de metales en el suelo, pH, materia orgánica, contaminación por deposición atmosférica y factores fúngicos, composición bioquímica, actividad de descomposición, desarrollo de micelio y cuerpos frutales, y porción morfológica de macro fungí (García, M. A., et al. 1998). Los hongos ectomicorrízicos ayudan a los árboles / plantas a sobrevivir en suelos contaminados con metales pesados. Inmovilizaron metales pesados en sus hifas o cuerpos fructíferos y, por lo tanto, hicieron posible que los árboles mostraran menos daños por la contaminación por metales (Dell, B. 2002). Diferentes macrofungos acumulan diferentes metales pesados del sustrato en el que crecen.

178

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Los macro hongos son una nueva tecnología rentable para la eliminación de metales pesados de las aguas residuales mediante el proceso de biosorción. Los macro hongos juegan un papel importante en la biosorción de metales debido a su propiedad de secuestro de metales. Este proceso involucra una fase sólida (sorbente o material biológico) y una fase líquida (solvente normalmente agua) que contiene la sustancia disuelta para ser absorbida. El sorbente tiene una gran afinidad por el sorbato; El sorbato es atraído y eliminado por diferentes medios hasta que se alcanza el equilibrio por la cantidad de sólido unido al sorbato, y su porción permanece en la fase líquida (Das, A., & Osborne, J. W. 2018). La presencia de metales pesados en el suelo agrícola provoca una modificación considerable de la comunidad microbiana, independientemente de su importancia para el crecimiento de microorganismos en concentraciones relativamente bajas (Jansen, E., et al. 1994). desplazamiento de iones metálicos esenciales o modificación de conformaciones activas de moléculas biológicas (Li, W. C., et al. 2010; Wood, J. M., & Wang, H. K. Wang 1983). Se sabe que los microorganismos inmovilizan iones de metales pesados al vincularlos con sus paredes celulares (Vankar, P. S., & Bajpai, D. 2008); Los hongos son útiles para la biorremediación de lugares contaminados con metales pesados porque su contenido de biomasa tiene un alto porcentaje de materiales de la pared celular que ofrece excelentes propiedades de unión a metales (Mann H. 1990; Muraleedharan, T. R., et al. 1991). La capacidad de remover Cd ha sido estudiada en Trichoderma harzianum, un estudio señala que la capacidad de acumular polifosfatos es la causa de su tolerancia y sobrevivencia del hongo en presencia de Cd (de Freitas Lima, A., et al. 2011). Las micorrizas incrementan la fitoextracción de metales pesados incrementando el desarrollo radicular, sin embargo, su efecto real depende de la tolerancia de la cepa fúngica a un metal específico, del estatus de micorriza, de la nutrición (Meharg, A. A., 2003). Las micorrizas arbusculares reducen la transferencia de metales pesados como el Zn, hasta sus plantas huéspedes donde el Zn esta enlazado y atrapado e inmovilizado en micorrizosfera (Christie, P., Li, X., & Chen, B. et al. 2004). Los hongos ectomicorrizas, presentan un efecto protector de atrapamiento de metales, así Suillus luteus (Leyval, C., et al. 1997), protege al pino contra concentraciones elevadas de iones de Cu. La persistente fijación de Cd (II) y Pb (II) mediante la formación de una barrera eficiente de ectomicorrizas, reduce la translocación de metales pesados al interior de las plantas de abedul (Krupa P, Kozdroj, J. 2004). Esta evidencia puede ser empleada efectivamente en proceso de fitorremediación y reforestación (Gadd, G. M. 2010). Componentes orgánicos naturales de los suelos como la insoluble glicoproteína glomalina, que es producida abundantemente por las hifas de micorrizas arbusculares, puede quelar y estabilizar la toxicidad potencial de metales como el Cu, Cd, Pb y Mn (Gonzalez- Chavez, M. C., et al. 2004), adsorben U y P (Rufyikiri, G., et al. 2002; 179

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Chen, B., et al. 2005a, b), estabilizan el Al eliminando su toxicidad en medios ácidos (Dudhane, M., et al. 2012). En a tabla 5.3, se muestran las cepas fúngicas empleadas en la remediación de metales pesados Tabla 5.3. Especies de hongos empleados en Biorremediación de metales pesados. HONGO METAL Trichoderma asperellum, T. harzianum, and T. Cd tomentosum Trichoderma atroviride Trasferencia de Ni, Zn, y Cd en Brassica juncea Beauveria bassiana Cu y Cu-miscelas de metaloteonina Beauveria bassiana

Pb, Cd y Zn

Paecilomyces lilacinus

Cd

Aspergillus, Penicillium, Alternaria, Geotrichum, Fusarium, Alta resistencia a Cd Rhizopus, Monilia, and Trichoderma Trichoderma sp., Beauveria bassiana y Cu, Cd, Pb y Mn Paecilomyces lilacinus Phanerochaete chrysosporium Ascomycota y Basidiomycota A. niger, A. pullulans, C. resinae, F. trogii, G. lucidum, Penicillium sp. Umbelopsis isabellina

FUENTE (Mohsenzadeh, F., & Shahrokhi. 2014). (de Freitas, L., et al. 2011) (Cao, L., et al. 2008). (Nordberg, G. F., et al. 1972; Kojima, Y., et al. 1976) (Tomko, J., et al. 2006; Purchase, D., et al. 2009) (Celekli, A., & Bozkurt, H. 2011). (Zafar, S., et al. 2007; Baldrian, P., & Gabriel, J. 2002)

Zn, Pb, Cu y Ni

(Wang, J., & Chen, C. 2009; Bozkurt, M. A., & Yarılgaç, T. 2010; Xu, P., et al. 2012). (Zhang, C., et al. 2018)

Ni, Pb y Zn

(Hassan, A., et al. 2020)

Cr (VI), Ni y Cu

(Loukidou, M. K., et al. 2003; Say, R., et al. 2003)

Cd2+, Zn2+, Mn2+, Pb2+ y (Janicki, T., et al 2018) Ni2+ Aspergillus fumigatus Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn (Dey, P., et al. 2020) Aspergillus niger As, Zn, Pb y Hg (Acosta-Rodríguez, I., et al. 2018) Cryptococcus victoriae, (Fernández, P.M., et al. Cr (VI), Cd2+ y Cu2+ Cryptococcus gastricus, 2017), 180

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” Meyerozyma guilliermondii NRRL Y2075, Guehomyces pullulans, Fellomyces penicillatus, Metschnikowia australis, Phenoliferia glacialis, Pichia caribbica strain, Rhodotorula muscorum Pleurotus ostreatus. Aspergillus niger, Penicillium chrysogenum y Rhizomucor sp Aspergillus flavus y Aspergillus fumigatus, Aspergillus terreus Fusarium solani Cryptosporiopsis spp. y Rhizoscyphus spp., con Alnus incana ssp. rugosa y Alnus alnobetula ssp. Crispa Penicillium simplicissimum Ascomycota y Basidiomycota Trametes pubescence

Pb, Cd y Cr Cd, Pb y Zn

(Yang, S., et al .2017) (Bala, J, D., et al. 2020)

Cr (VI) y Cd

(Talukdar, D., et al. 2020)

Cr (VI) y Cd Cr, Zn, Cu y Ni

(Shokoohi, R., et al. 2020) (Qurbani, K., & Hamzah, H. 2020)

Cu, Ni, Zn y As

(Lalancette, S., et al. 2019)

Cu, Zn y Cd

(Chen, B., et al. 2019)

Cr, Cu, As, Fe, Mn

(Hassan, A., et al (2020b).

Ni y Pb

(Enayatizamir, N., et al. 2020),

Con el aumento de la acumulación de metales pesados en muchas áreas del mundo, la biorremediación constituye la mejor alternativa de tratamiento (Banik, S., et al. 2014). El potencial de los hongos Trichoderma sp., Beauveria bassiana y Paecilomyces lilacinus, para la biosorción de metales pesados es factible gracias a la presencia en la pared celular de grupos funcionales como amida (−NH2), carboxilato (−COO), tioles (−SH), fosfato (PO43-) e hidróxido (−OH), que enlazan a los iones de metales pesados (Wang J., & Chen, C. 2009; Bozkurt, M. A., & Yarılgaç, T. 2010; Xu P, et al. 2012; Xu, P., et al. 2014). Trazas de metales pesados Cd, Mn o Zn son necesarios para el crecimiento de los hongos de pudrición blanca, sin embargo, con en exceso son tóxicos generando cambios morfológicos y fisiológicos que afectan la reproducción de basidiomicetos. Además, los

181

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” metales pesados interfieren en la actividad de las enzimas ligninolíticas y celulolíticas extracelulares (Baldrian, P. 2003). El estudio de Zhang, C., et al (2018), analiza el efecto de Phanerochaete chrysosporium sobre la transformación de materia orgánica y la movilidad de metales pesados (Zn, Pb, Cu y Ni), en el proceso de compostaje de lodos de depuradora. Las pruebas muestran que la inoculación del hongo de la pudrición blanca P. chrysosporium estimula la producción de ácidos húmicos y la movilidad de loes metales pesados Zn, Pb, Cu y Ni, en un 20,31%, 7%, 14,3% y 19,79%, respectivamente. La capacidad de bioextracción de metales pesados (Ni, Pb y Zn), está ampliamente confirmada en hongos filamentosos de suelos contaminados con lixiviados de vertederos, como Ascomycota y Basidiomycota. Según Hassan, A., et al (2020a), en pruebas ejecutadas durante 100 días, en las cual se monitoreó la población y la concentración de metales pesados. Los porcentajes de eliminación de Ni, Pb y Zn fueron de 52%, 44% y 36% respetivamente. Los hongos interactúan con los metales pesados mediante variados mecanismos como la movilización e inmovilización en la micosfera, la sorción en las paredes celulares y la captación en las células fúngicas, durante estos mecanismos se producen transformaciones químicas, la translocación y el metabolismo de los metales con la participación de enzimas oxidorreductasas extracelulares fúngicas (Harms, H., et al. 2011; Prakash, V. 2017). Una ventaja fundamental del empleo de hongos filamentosos es que el tratamiento de la superficie de suelos, corrientes de agua contaminados con metales pesados puede ser ejecutado utilizando enzimas extracelulares aisladas en lugar de hongos completos (Nguyen, K.T., et al. 2017; Pinedo-Rivilla, C.; et al. 2009). La recuperación de metales pesados (Cr (VI), Ni y Cu) del suelo es factible con la ayuda de especies de hongos como A. niger, A. pullulans, C. resinae, F. trogii, G. lucidum, Penicillium sp. (Loukidou, M. X., et al. 2003; Say, R., et al. 2003), Según Taştan, B. E., et al. (2010) R. arrhizus y T. versicolor, recuperan de forma eficiente Cr, Ni y Cu con porcentajes de eficiencia de 99,89, 30,05 y 29,06%, respectivamente. Kumar, R. R., Priyadharsani, P, K. & Thamaraiselvi, K (2012) encontraron que la fumigación de Aspergillus en soluciones acuosas de desechos electrónicos, que contienen 100ppm de Pb, es muy adecuada para la eliminación de iones Pb 2+, con porcentajes de adsorción del 85,41%. El hongo Umbelopsis isabellina puede eliminar y desintoxicar simultáneamente varios metales pesados Cd2+, Zn2+, Mn2+, Pb2+ y Ni2+ a más de otros xenobióticos como nonilfenol(t-NP), 4-cumilfenol (CP) y 4-terc-octilfenol (4-t-OP). En presencia de CP, la eficiencia máxima de eliminación de Pb2+ aumentó un 25% en relación con la del control. La degradación de 4-t-OP suplementada con Mn2+ o Zn2+ (II) mejoró la degradación de en un 18 o un 9%, respectivamente, en 6 h de cultivo (Janicki, T., et al 2018)

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Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” La capacidad de los hongos para degradar una mezcla de xenobióticos ambientales que incluyen metales pesados y pesticidas ha sido demostrada por Dey, P., et al (2020), en su estudio degradó el plaguicida lindano y una mezcla de Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn con ayuda del hongo Aspergillus fumigatus. La concentración de lindano y de los metales fue de 30 mg/l. El porcentaje de acumulación de metales fue Zn (98%)> Pb (95%)> Cd (63%)> Cr (62%)> Ni (46%) > Cu (37%). La utilización de lindano como cometabolito estimuló el crecimiento de la biomasa del hongo que exhibió la biosorción y bioacumulación como los mecanismos de desintoxicación de metales. La versatilidad de Aspergillus niger, para la degradación de xenobióticos ambientales de naturaleza química variada, se ha mostrado en múltiples trabajos. A más de los estudiados con anterioridad, también es capaz de tolerar 2000 ppm de Zn, Pb y Hg, 1200 de As (III) y 1000 ppm de As (VI), 800 ppm de F y Co, y 400 ppm de Cd. Los porcentajes de remoción fueron para Zn (100%), Hg (83.2%), F (83%), Co (71.4%), bastante plata (48%) y cobre (37%). Las condiciones ideales para la remoción de 100 ppm (Acosta-Rodríguez, I., et al. 2018) La capacidad de los hongos para biorremediar metales pesados (Cr (VI), Cd 2+ y Cu2+), empleando en calidad de fuentes de carbono otros contaminantes ambientales como fenol, metanol y n-hexadecano, ha sido evaluada en la Antártida, por Fernández, P.M., et al. (2017), bajo 5 y 30°C en levaduras como: Cryptococcus victoriae, Cryptococcus gastricus, Meyerozyma guilliermondii NRRL Y-2075 28S, Guehomyces pullulans, Fellomyces penicillatus, Metschnikowia australis, Phenoliferia glacialis, Pichia caribbica strain, Rhodotorula muscorum, entre otras. Las pruebas muestran que el 32% de las levaduras degradaron fenol, el 78% metanol y el 13% n-hexadecano. Apenas el 6% fue capaz de asimilar las tres fuentes de carbono. Con relación a los metales pesados el 55% de las levaduras fue tolerante al Cr (VI), el 68% al Cd2+, y el 80% al Cu2+ en concentraciones de 1mN. Para la eliminación de metales pesados del agua se ha empleado Pleurotus ostreatus. Pruebas realizadas por Yang, S., et al (2017), muestran que P. ostreatus puede eliminar de Pb en un 99,9–100,0%, por transportación al interior celular, Cd en 45,9–61,1% y Cr en 29,4-64,5%, por quelación. P. ostreatus produce ácido oxálico, bajo el estímulo de Pb y Cr, pero inhibido por Cd. La concentración de los metales solubles en solución es disminuida por quelación con el ácido oxálico. La presencia de los metales pesados en los vertederos municipales es recurrente, su eliminación oportuna es fundamental para evitar su lixiviación a aguas subterráneas. Los hongos Aspergillus niger, Penicillium chrysogenum y Rhizomucor sp., aislados de un vertedero municipal se han empleado para eliminar Cd, Pb y Zn con concentraciones de 200 ppm, 400 ppm y 600 ppm. Ambos hongos mostraron una alta tolerancia a los metales en contraste con el control. Penicillium chrysogenum mostró un mayor potencial de eliminación o biosorción de plomo de 1.07ppm, 3.35ppm y 4.19ppm en comparación con Aspergillus niger con una remoción de plomo de 0.67ppm, 3.11ppm y 3.79ppm a los días 5, 10 y 15 respectivamente (Bala, J. D., et al. 2020) 183

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” La capacidad de tolerancia a metales pesados como Cr (VI) y Cd en los hongos está muy difundida, este es el caso de Aspergillus flavus y Aspergillus fumigatus, que fue empleado por Talukdar, D., et al (2020), en pruebas experimentales que permitieron obtener porcentajes de remoción de 70% de Cr (VI) en medio líquido. Este consorcio microbiano mejoro la eliminación de metales pesados en diferentes efluentes industriales. La eliminación del Cr (VI) y Cd de soluciones acuosas, también es factible empleando la biomasa del hongo Aspergillus terreus con una concentración de 20 mg/l, la eficiencia de remoción de Cd y Cr (VI) fue de 94 y 89%, respectivamente. Debido a la alta capacidad de adsorción de esta biomasa en la eliminación de metales en comparación con otros adsorbentes, se considera de gran perspectiva su uso a escala industrial y de campo (Shokoohi., et al. 2020) Las interacciones no antagónicas entre el género de Proteobacteria gramnegativa Comamonas aquatica y el hongo filamentoso Fusarium solani, le permitieron a C. aquatica tolerar 4, 5, 6 y 7 mM de Cr, Zn, Cu y Ni, respectivamente y 6 mM de Pb. Los resultados presentados aquí revelaron que F. solani facilitó la dispersión de C. aquatica y aumentó la biodisponibilidad, mientras que C. aquatica redujo la toxicidad de los metales pesados y promovió el crecimiento de F. solani (Qurbani, K., & Hamzah, H. 2020) La fitoestabilización puede limitar la toxicidad de los metales pesados en el suelo. Los alisos (Alnus incana ssp. rugosa y Alnus alnobetula ssp. Crispa) que crecen bien en suelos contaminados, pueden ser empleados para la fitoestabilización de metales pesados (Cu, Ni, Zn y As), gracias a su asociación con hongos endófitos Cryptosporiopsis spp. y Rhizoscyphus spp. Cuando se utilizan como inoculantes para el aliso, promueven el crecimiento de las plantas, los socios endofíticos de las dos especies de aliso resultaron ser eficientes para la fitoestabilización de sitios mineros contaminados con metales (Lalancette, S., et al. 2019) Análisis profundos muestran que los metales Cu, Zn y Cd, interactúan con los grupos amino, carbonilo, hidroxilo, fosforilo (excepto Cd) y nitro de la pared celular fúngica. En el hongo Penicillium simplicissimum, la biosorción y bioacumulación de metales reduce la toxicidad de Cu y Pb, en las raíces de Vigna radiata en el ensayo de fitotoxicidad ejecutado por Chen, S. H., et al. (2019). Las pruebas mostraron que el hongo tolera concentraciones de 1000 mg/L de Cu y 500 mg/L de Zn, pero fue inhibido por 100 mg/L de Cd. La eliminación de metales está asociada a biosorción y bioacumulación, con precipitados metálicos detectados en la pared celular, y en el citoplasma y las vacuolas. Mediante el uso de la ingeniería genética, los microorganismos juegan un papel esencial en la biorremediación de metales pesados, por cuanto se pueden obtener microorganismos genéticamente modificados como: Flavobacterium, Pseudomonas, Bacillus, Arthrobacter, Corynebacterium, Methosinus, Rhodococcus, Mycobacterium, Stereum hirsutum, Nocardia, Metanógenos, Aspergilus niger, Pleurotus ostreatus, Rhizopus arrhizus, Azotobacter, Alcaligenes, Phormidium valderium, Ganoderma applantus. Las bacterias nativas tienen limitaciones en la biorremediación, en tanto que los genéticamente modificados, pese a su alta eficiencia; presentan desafíos debido a su 184

Micorremediación “La Biodiversidad al servicio del ambiente” naturaleza ecológica y riesgos ambientales asociados a su uso masivo y liberación ambiental (Verma, S., & Kuila, A. 2019b) En la biorremediación de metales pesados y metaloides (Cr, Cu, As, Fe, Mn), el empleo de estrategias como la bioaumentación presenta ventajas sustanciales en cuanto a su eficiencia. El estudio de biorremediación de suelos contaminados de un relleno sanitario utilizando consorcios de hongos filamentosos autóctonos Ascomycota y Basidiomycota, realizado por Hassan, A., et al (2020a). Los organismos fúngicos tienen un índice de tolerancia máximo de 1.0 en medio de agar suplementado con Fe, Cu y Cr. El consorcio aislado de Basidiomycota, demostró ser eficiente en la remoción de As (77%), Mn (71%), Cr (60%) y Cu (52%). Mientras tanto, el consorcio Ascomycota priorizó la remoción de Fe del 56%. El suelo bioaumentado con hongos tuvo la máxima eficiencia de bio remoción de metales, en comparación con el control sin tratar (P