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TOLERANCIA ADAPTATIVA DE HONGOS MICORRÍZICOS ARBUSCULARES AL
CRECER EN SUSTRATOS CONTAMINADOS CON As Y Cu
Gabriela SÁNCHEZ-VIVEROS
1
, Rogelio CARRILLO-GONZÁLEZ
1
, Angel MARTÍNEZ-GARZA
2
y
Ma. del Carmen GONZÁLEZ-CHÁVEZ
1
1
Área de Microbiología de Suelos, Programa de Edafología, Instituto de Recursos Naturales, Colegio de
Postgraduados, km 36.5 Carretera México-Texcoco, 56630, Montecillo, Edo. de México, México.
2
Instituto de Estadística e Informática, Colegio de Postgraduados, km 36.5 Carretera México-Texcoco, 56230,
Montecillo, Edo. de México, México, correo electrónico: carmeng@colpos.mx
(Recibido octubre 2003, aceptado mayo, 2004)
Palabras clave: elementos potencialmente tóxicos, pared celular, quitina, hongos arbusculares, elementos traza
RESUMEN
El objetivo del trabajo fue analizar los cambios fisiológicos y morfológicos en esporas de
hongos micorrízicos arbusculares (HMA) que se propagaron por ciclos continuos y
discontinuos (de un año) en un sustrato contaminado con As y Cu. Se estudió la cinética
de la germinación, el grosor de la pared y el contenido de quitina en tres HMA y
adicionalmente, la capacidad de las esporas de un HMA para secuestrar Cu. Los hongos
que se utilizaron fueron:
Glomus mosseae
BEG-132 (Nicolson y Gerdemann) y
G.
caledonium
(Nicolson y Gerdemann) BEG-133, aislados de un suelo contaminado con As
y Cu, y
G. claroideum
(Zac-19) (Schenck y Smith) aislado de un suelo no contaminado. La
secuencia de los ciclos de propagación en los tratamientos que se establecieron fue: SC-
SC, SC-C, C-SC y C-C (SC = sin contaminación y C = con contaminación en el sustrato).
En la prueba de germinación se aplicaron cinco concentraciones de As y Cu para determi-
nar la posible modificación en la tolerancia de las esporas después de su propagación en
los cuatro tratamientos antes mencionados. En las cinco concentraciones de As y Cu que
se probaron el porcentaje de germinación de BEG-132 y BEG-133 fue mayor que el de Zac-
19. El nivel más alto de contaminación afectó negativamente la germinación de esporas de
BEG-132. La propagación en sustrato contaminado en el segundo ciclo (SC-C; C-C)
incrementó significativamente el porcentaje de germinación en esporas de BEG-132. En
Zac-19 la exposición con el contaminante (SC-C) incrementó su tolerancia a la concentra-
ción más alta de As y Cu. Se observó mayor grosor de la pared en el tratamiento C-C en
esporas de BEG-132 y BEG-133 y en SC-C en esporas de Zac-19. En este último hongo, el
grosor de la pared se incrementó en 2
µ
m. Las esporas de Zac-19 presentaron mayor
contenido de quitina, que las de los hongos aislados de suelos contaminados; sin embar-
go, la quitina en las esporas de este hongo no mostró diferencias significativas por su
propagación en sustrato contaminado (SC-C). En los aislados BEG-132 y 133, el menor
contenido de quitina se observó en esporas que se propagaron por dos ciclos continuos
en sustrato no contaminado (SC-SC) y el máximo en esporas del tratamiento (SC-C). Las
esporas de BEG-132 secuestraron entre 470 y 680
µ
g g
-1
de Cu (en base a peso seco). Se
observó tolerancia a As y Cu en las tres especies de HMA, pero ésta se modificó por la
presencia o no del contaminante durante la propagación de los hongos. Aparentemente
esta respuesta dependió de variaciones entre las especies de los HMA.
Key words: potentially toxic elements, chitin, cell wall, arbuscular fungi, trace elements
Rev. Int. Contam. Ambient. 20 (4) 147-158, 2004
G. Sánchez-Viveros
et al.
148
ABSTRACT
The effect of one-year sequential and non-sequential fungal propagation, under polluted
or non-polluted conditions, on As and Cu fungal tolerance were studied. Germination,
cell wall thickness, chitin and Cu content of spores were determined. Two arbuscular
mycorrhizal fungi (AMF), isolated from As and Cu polluted soil,
Glomus mosseae
BEG-
132 (Nicolson and Gerdemann),
G. caledonium
BEG-133 (Nicolson and Gerdemann), and
one fungi from a non polluted soil
G. claroideum
Zac-19 (Schenck and Smith)
were used
in this research. The treatments were: 1) WP-WP; 2) WP-P; 3) P-WP and 4) P-P, where
WP=without pollution and P=polluted soil in the propagation substrate. In order to de-
termine tolerance changes due to As and Cu exposure, spores were established under
five As and Cu concentrations. Spores of
G. mosseae
BEG-132 and
G. caledonium
BEG-
133 had higher germination capacity than
G. claroideum
(Zac-19), under all the As and Cu
concentrations. The most negative effect on spore germination in BEG-132 was related to
the highest As and Cu concentration level tested. The propagation in polluted substrate
in the second cycle (WP-P; P-P) significantly increased percentage of germination in
spores of BEG-132
.
After pollution exposure,
Glomus claroideum
Zac-19 (WP-P) increased
its tolerance to the highest As and Cu concentration. Additionally, with this fungus, it
was observed negative chemotropism in the germination tubes when spores germinated
in polluted substrate. Spore cell wall thickness increased after propagation in polluted
substrate. This was observed with BEG-132 and BEG-133 in the P-P treatment; while in
Zac-19 this occurred in WP-P. In Zac-19, spore thickness increased from 5.4
µ
m to 7.4
µ
m
after one-year propagation in polluted substrate (WP-P); however, this increment was
not related to spore chitin content. This fungus showed the higher spore chitin content
in comparison to the chitin content in spores of the other two fungi. Spores of BEG-132
and 133 presented the highest chitin content in WP-P treatment. Spores BEG-132 seques-
tered Cu in a range from 470 to 680
µ
g g
-1
(spore dry weight). Higher Cu sequestration
corresponded to spores from WP-P and P-P treatments. Summarizing, in response to
presence or not of polluted conditions during fungal propagation, germination percent-
age, cell wall thickness and chitin contents were modified. These responses were fungi
strain-dependent. In conclusion, it was observed that AMF modified their tolerance to
As and Cu as result of differences in fungal culture conditions and it may depend of inter-
and intraspecific fungal variations.
INTRODUCCIÓN
La mayoría de las investigaciones sobre la interacción
de los hongos micorrízicos arbusculares (HMA) y los
elementos potencialmente tóxicos (EPT) comparan el
comportamiento entre plantas micorrizadas y no
micorrizadas a concentraciones altas de EPT. Sin
embargo, los resultados de tales experimentos no son
del todo claros y muchas veces son contradictorios.
Se ha reportado que en algunos casos los HMA
incrementan la absorción de EPT en sus plantas hos-
pederas; pero en otros, que los hongos disminuyen su
absorción e incrementan la tolerancia en las plantas a
estos elementos. Esta discrepancia puede ser debida
al tipo de hongo y planta utilizado y al desconocimien-
to de los mecanismos de tolerancia y adaptación de
los HMA en condiciones contaminadas. Algunos au-
tores informan que cepas fúngicas aisladas de suelos
contaminados son más tolerantes que cepas de suelos
no contaminados (Gildon y Tinker 1983, Weissenhorn
et al
. 1994, de Val
et al
. 1999). Sus estudios se basan
en la colonización del hongo en las raíces de las plan-
tas a concentraciones altas de EPT en el suelo. Las
respuestas son una combinación de la tolerancia de la
planta y la del hongo. Aparentemente, las plantas pre-
sentan mayor tolerancia a los EPT que los HMA
(Gildon y Tinker 1983, Weissenhorn y Leyval 1995 y
Malcová
et al.
2002), por lo que en estas investiga-
ciones se enmascara la tolerancia directa que el hon-
go puede tener. Es necesario realizar más estudios de
los mecanismos de tolerancia en el hongo, sin interfe-
rencia de la planta, para entender mejor el tipo de
interacciones que se establecen con la planta y para
su uso en las prácticas de recuperación de suelos con-
taminados. Este conocimiento es relevante porque
estos hongos tienen un papel importante en el estable-
cimiento, el crecimiento y la tolerancia de una diversi-
dad muy amplia de plantas en diferentes ecosistemas
(van der Heijden y Sanders 2002) y en suelos conta-
minados su presencia es común, sin embargo su papel
ecológico no se entiende del todo.
Aparentemente, los organismos se adaptan para
sobrevivir en ambientes contaminados, lo cual se debe
a múltiples mecanismos intrínsecos o de respuesta a
TOLERANCIA ADAPTATIVA A As Y Cu EN HONGOS MICORRÍZICOS
149
los contaminantes para controlar su disponibilidad,
movilidad y toxicidad. Diversos estudios con hongos
filamentosos y bacterias muestran que la tolerancia
se obtiene por exposición secuencial o continua a
EPT (Valix
et al,
2001). Sin embargo, en HMA poco
se conoce de la evolución y estabilidad de la
tolerancia a EPT y de los posibles cambios fisio-
lógicos o morfológicos que estos hongos pueden
tener al subcultivarse en substratos contaminados o
libres de contaminación. Weissenhorn
et al.
(1994),
utilizando la prueba de germinación, reportaron que
las esporas de cultivos fúngicos aisladas de un suelo
contaminado con Zn y Cd perdieron su alta tolerancia
después de su propagación durante seis meses en un
sustrato libre de contaminación. Recientemente,
Malcová
et al.
(2003) describieron una reducción
en la tolerancia a Mn en
Glomus
sp. BEG-140,
aislado de suelos altamente contaminados con Mn,
al ser subcultivado por dos años en un sustrato libre
de contaminación. Sin embargo, estos autores no
mostraron si la tolerancia en estos hongos puede
recuperarse al cultivarlos nuevamente en un sustrato
contaminado, ni tampoco los mecanismos involucra-
dos en este proceso.
Se conoce que las propiedades estructurales de
los microorganismos influencian su tolerancia a EPT.
Mullen
et al
. (1992) y
Gardea-Torresdey
et al
. (1997)
sugirieron
que los microorganismos en la presencia
de EPT sufren cambios morfológicos en su pared ce-
lular y consecuentemente en su capacidad de bioab-
sorber estos elementos. Mullen
et al
. (1992) y Cano-
Aguilera
et al.
(1996) demostraron que la quitina y
sus derivados, en la pared de los hongos, funcionan
como bioabsorbentes y son los responsables de se-
cuestrar EPT. Se sabe que las hifas de los HMA par-
ticipan en el secuestro de EPT, principalmente por
biosorción (González-Chávez
et al
. 2002), uno de los
mecanismos de tolerancia a estos elementos. En este
proceso se involucra en parte a la glomalina (González-
Chávez
et al
. 2004), una proteína que producen sólo
las hifas de este tipo de hongos y que puede excretarse
al suelo; sin embargo, se desconoce la capacidad de
secuestro en otro tipo de estructuras fúngicas, como
las esporas.
El objetivo del presente trabajo fue analizar los
cambios fisiológicos y morfológicos de esporas de
tres aislados fúngicos micorrízicos arbusculares, des-
pués de ciclos anuales de propagación continua y
discontinua en substratos contaminados con As y Cu.
Se estudió la capacidad de germinación en esporas
expuestas a cinco concentraciones crecientes de
contaminación, las modificaciones morfológicas en
la pared celular (grosor y contenido de quitina) y la
eficiencia de esporas de
G. mosseae
BEG 132 para
secuestrar cobre.
MATERIALES Y MÉTODOS
Especies fúngicas y método de propagación
Las especies de HMA que se utilizaron fueron:
Glomus mosseae
BEG-132 y
G. caledonium
BEG-
133, que se aislaron de un suelo contaminado con As
y Cu (González-Chávez
et al
. 2002) y
G. claroideum
Zac-19 que se aisló de un suelo agrícola no
contaminado. Los hongos, con origen inicial de cultivo
monospórico, se propagaron por dos ciclos anuales en
forma continua y discontinua en un sustrato contamina-
do. Este sustrato consistió en la mezcla de 1 kg de arena
de río esterilizada y 15 g de suelo contaminado (130 mg
kg
-1
y 97 mg kg
-1
de As y Cu disponible, respectiva-
mente) y
γ
-irradiado a 10 kGy (irradiación parcial que
elimina del suelo hongos, pero no bacterias). El sustrato
sin contaminar fue arena de río esterilizada.
Los hongos se propagaron en sorgo (
Sorghum
vulgare
L.) como planta hospedante. Las plantas cre-
cieron en condiciones de invernadero (temperatura
mínima/máxima 25/40 °C; fotoperiodo 12 h). La ma-
cetas se regaron tres veces a la semana con agua de
la llave y semanalmente con la solución nutritiva Long
Asthon (Hewitt 1966) pobre en fósforo.
Los hongos se propagaron asexualmente por un
año en cada ciclo. Al finalizar el primer ciclo, la planta
se cosechó y del sustrato donde los hongos se propa-
garon se separaron esporas, las que se utilizaron como
inóculo para preparar el segundo cultivo fúngico (se-
gundo ciclo). En el caso de ciclos continuos: C-C, SC-
SC, se empleó la misma planta hospedera y el mismo
tipo de sustrato que en el primer ciclo de cultivo. Esto
es, la propagación del hongo se realizó en el mismo
tipo de sustrato durante dos años. En el caso de ciclos
discontinuos de crecimiento, el segundo ciclo se llevó
a cabo en un tipo diferente de sustrato al que se em-
pleó en la primera propagación. Esto es, si en el pri-
mer ciclo el sustrato no fue contaminado (SC), en el
segundo, el sustrato fue contaminado (C). De igual
manera, como se explicó con anterioridad, se separa-
ron esporas que sirvieron para preparar el segundo
cultivo que se mantuvo por un año de crecimiento
adicional. De este procedimiento se generaron los tra-
tamientos: SC-C y C-SC. Las plantas se mantuvieron
en invernadero, bajo las mismas condiciones de creci-
miento previamente descritas.
Germinación de esporas de hongos arbusculares
Después de los ciclos de propagación respectivos,
las esporas se separaron por el método de Gerdeman
y Nicolson (1963). El sustrato que se utilizó para rea-
lizar la prueba de germinación de las esporas, fue una
mezcla de arena de río esterilizada y de suelo conta-
minado con As y Cu en proporciones de 1:0; 1:0.0075;
1:0.015; 1:0.0235 y 1:0.03 (kg de arena y suelo, res-
G. Sánchez-Viveros
et al.
150
pectivamente). Esto dio como resultado cinco niveles
de contaminación (0/0, 36/36, 41/44, 59/72, 82/51 mM
de As y Cu disponibles, respectivamente). El sustrato
testigo fue arena esterilizada. Las unidades experi-
mentales consistieron en cajas de Petri con 50 g de
las mezclas preparadas. En las cajas se colocaron
membranas Millipore (0.45
µ
m, 24
µ
m diámetro) y se
adicionaron 15 mL de agua destilada estéril para
obtener 80 % de capacidad de campo. Sobre cada
membrana se colocaron 10 esporas (similares en co-
lor y tamaño y con apariencia viable: llenas de cito-
plasma con gotas lipídicas y sin daño aparente) de
cada una de las especies de los HMA a evaluar (mé-
todo de filtro abierto, Brundrett y Saito 1995). Las
cajas de Petri se sellaron con parafilm y se incubaron
a 28 °C en la oscuridad. La germinación se cuantificó
cada dos días con ayuda de un microscopio estereos-
cópico, previa adición de azul tripano diluido (0.01 %).
En cada caja de Petri, con los diferentes niveles
de contaminación, se colocaron membranas con los
tres distintos HMA probados. Los tratamientos se es-
tablecieron en un diseño completamente al azar con
cuatro repeticiones. Cada repetición consistió de 10
esporas por membrana por caja
.
La unidad experi-
mental fue cada espora. Se determinó el porcentaje
de germinación en cada nivel de contaminación. Los
datos de porcentaje de germinación se transformaron
a intervalos, por ser una variable que no presenta dis-
tribución normal. Se realizó un análisis de varianza y
posteriormente una prueba de comparación de me-
dias (Tukey,
α
= 0.05). Los datos se analizaron en el
programa SAS versión 6.12.
Grosor de la pared de las esporas de hongos
micorrízicos arbusculares
En un portaobjetos se colocó una gota de alcohol
polivinil-lactoglicerol (PVLG) y 10 esporas de los HMA
provenientes de cada tratamiento de propagación. Las
muestras se cubrieron con un cubreobjetos y se apli-
có una ligera presión para romper la pared de las es-
poras y así facilitar la medición de las mismas (Schenck
y Perez 1990). Las laminillas se dejaron horizontal-
mente en reposo durante 24 horas a temperatura am-
biente. La medición del grosor de la pared de las es-
poras se realizó en un microscopio óptico (Leica
Microstar IV, Reichert, NY, EUA) con ayuda de un
ocular micrométrico a un aumento de 100X. Cada
espora se dividió en tres segmentos imaginarios y en
cada segmento se realizaron tres mediciones, lo que
resultó en nueve mediciones por espora. Se midieron
diez esporas por cada tratamiento, obteniendo un total
de 90 observaciones por tratamiento. La unidad ex-
perimental fue cada medición del grosor de la pared.
Las medidas del grosor de la pared de las esporas se
transformaron a intervalos, por ser una variable que
no presentó un comportamiento normal. Se realizó un
análisis estadístico y al encontrar diferencias signifi-
cativas entre tratamientos se procedió a un compara-
ción de medias (Tukey,
α
= 0.05). Los datos se anali-
zaron en el programa SAS versión 6.12.
Contenido de quitina en esporas de hongos
micorrízicos arbusculares
El contenido de quitina en la pared de las esporas
de las tres especies de HMA se determinó por
colorimetría. Se cuantificó la concentración de
hexosaminas (Dische 1962) y se estableció su rela-
ción con el contenido de azúcares neutros totales. Las
determinaciones se hicieron por triplicado en 250 es-
poras de cada especie de HMA y se consideraron los
distintos tratamientos de propagación. El aislamiento
de las paredes celulares se realizó después del
congelamiento de las esporas en nitrógeno líquido y
su trituración en un mortero. Las paredes se separa-
ron por centrifugación a 2,500 rpm y por enjuague
repetido con NaCl 2M y agua destilada. Las paredes
se liofilizaron y el concentrado resultante se hidrolizó
con HCl (6M) por 30 min, posteriormente, el ácido se
evaporó a temperatura ambiente. El contenido de
glucosamina se cuantificó por el método de Elson-
Morgan, descrito por Dische (1962). La determina-
ción de azúcares neutros totales se realizó después de
que la pared celular se hidrolizó con HCl (2M), por el
método de Dimler (1952). Se realizó un análisis esta-
dístico y al encontrar diferencias significativas entre
tratamientos se hizo una comparación de medias
(Tukey,
α
= 0.05).
Contenido de cobre en esporas de
G. mosseae
BEG-132
En triplicado, 500 esporas de
G. mosseae
BEG-
132 de cada uno de los tratamientos de propagación
se secaron en una estufa a 60 °C por 4 h y se coloca-
ron en 3 mL de ácido nítrico concentrado durante toda
la noche (pre-digestión) y se digirieron por 4 h a 80 °C
(Bradford
et al.
1975). El producto de la digestión se
analizó en un espectrómetro de absorción atómica,
Perkin Elmer 3110, Normall. Se realizó un análisis
estadístico y al encontrar diferencias significativas
entre tratamientos se compararon las medias (Tukey,
α
= 0.05). Los datos se analizaron en el programa
SAS versión 6.12.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Germinación de esporas de hongos arbusculares
Se observó que la propagación en sustratos conta-
minados modificó significativamente el porcentaje de
germinación de las esporas de las tres especies de
TOLERANCIA ADAPTATIVA A As Y Cu EN HONGOS MICORRÍZICOS
151
hongos estudiados (
Figs. 1-3
). Los resultados sugie-
ren diferencias de adaptación en las especies mico-
rrízicas por la presencia o no del contaminante en su
etapa de propagación. En los cuatro tratamientos de
propagación, los porcentajes más bajos de germinación
de esporas de
G. mosseae
BEG-132 se presentaron
en la concentración más alta (nivel 4) de As y Cu
(
Fig. 1a-d
). El tratamiento C-C seleccionó descen-
dencia más tolerante, lo que se expresó en un tiempo
menor para que las esporas germinaran y en mayor
grado (
Fig. 1d
). En el tratamiento C-SC la germinación
de esporas en los niveles 3 y 4 de As y Cu se retrasó
e inició hasta el día 23 de establecido el experimento,
mientras que en los otros tratamientos, esto se obser-
vó desde antes del día 17.
En
G. caledonium
BEG-133 no se observó una
tendencia clara en el porcentaje de germinación de
las esporas de los tratamientos SC-SC y C-SC (
Fig.
2a, b
), sin embargo, en el tratamiento continuo de con-
taminación (C-C) se encontraron porcentajes de
germinación muy cercanos entre las diversas concen-
traciones de As y Cu (
Fig. 2c
). En el tratamiento C-
SC en el nivel 2 de As y Cu se encontró el mayor por-
centaje de germinación a través del tiempo en compa-
ración con las otras concentraciones. Aparentemente,
la ausencia del contaminante en forma continua modi-
ficó significativamente la germinación de sus esporas
y esta respuesta dependió de la concentración de As
y Cu. El tiempo para inicio de la germinación fue similar
en las esporas de los tres tratamientos estudiados.
La
figura 3
muestra los porcentajes de germinación
que se presentaron en los distintos tratamientos en
G.
claroideum
Zac-19. Los resultados muestran que este
hongo fue muy sensible a las diferentes concentracio-
nes de As y Cu estudiadas (
Fig. 3a, b
) y que la expo-
sición previa a los contaminantes en la etapa de pro-
pagación (SC-C) no incrementó su tolerancia, excep-
to en el nivel 4 de As y Cu (
Fig. 3b
).
Al final del experimento (25 días), en los niveles 1
y 2 se observaron los mayores porcentajes de
germinación en esporas de
G. mosseae
BEG-132 que
tuvieron propagación continua en presencia del con-
b)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
17
19
21
23
25
Tiempo (días)
Germinación de esporas (%)
N 2
N 0
N 1
N 3
N 4
c)
17
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N 2
N 1
N 0
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N 3
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Germinación de esporas (%)
N 0
N 1
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N 1
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N 0
N 1
N 2
N 3
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0
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Germinación de esporas (%)
Tiempo (días)
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Tiempo (días)
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Germinación de esporas (%)
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Germinación de esporas (%)
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Tiempo (días)
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Tiempo (días)
c)
d)
a)
b)
N 0
N 1
N 0
N 2
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N 3
N 1
N 0
N 2
N 4
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N 1
N 3
N 4
N 2
N 1
N 3
N 4
N 4
N 3
N 1
N 0
N 2
Fig. 1
. Cinética de germinación de esporas de
Glomus mosseae
BEG-132 expuestas a cinco concentraciones de As y Cu bajo diferentes
tratamientos de ciclos anuales de propagación en sustrato contaminado (C) o no (SC). Nivel 0 (sin As y sin Cu); nivel 1 (36/36
µ
M
de As y Cu); nivel 2 (41/44
µ
M de As y Cu ); nivel 3 (59/72
µ
M de As y Cu) y nivel 4 (82/51
µ
M de As y Cu).
Tratamientos:
SC-SC = Sin contaminación en ambos ciclos de propagación; a): SC-SC = Sin contaminación en ambos ciclos de propagación; b)
C-SC = Con contaminación el primer ciclo y sin contaminación en el segundo; c) SC-C = Sin contaminación en el primer ciclo y con
contaminación en el segundo; d) C-C = Con contaminación en ambos ciclos de propagación.
G. Sánchez-Viveros
et al.
152
taminante (C-C) (
Fig. 4a
), en comparación con los
porcentajes observados en las esporas de los otros
tratamientos. También se notó que los niveles 3 y 4
fueron los que más disminuyeron el porcentaje de
germinación de las esporas de este hongo. En el caso
de
G. caledonium
BEG-133, con el incremento en la
concentración de As y Cu al que las esporas fueron
expuestas, el porcentaje final de germinación no se
afectó negativamente en los diversos tratamientos de
propagación (
Fig. 4b
). Esto sugiere que este hongo
presenta una tolerancia más estable y puede ser inde-
pendiente del tiempo (al menos en los dos años estu-
diados) en el cual el hongo no está en contacto con el
contaminante. Se observó que en
G. claroideum
Zac-
19, aislado de suelo no contaminado, los porcentajes
finales de germinación en el nivel 0 fueron de casi 90 %
en esporas que se propagaron en sustrato no contami-
nado (SC-SC) y de 70 % en sustrato contaminado
(SC-C). Mientras que a los diferentes niveles de As y
Cu, el porcentaje de germinación no excedió al 40 %
(
Fig. 4c
). En los niveles 3 y 4 las esporas que tuvieron
una propagación continua en presencia del conta-
minante se observaron porcentajes mayores de
germinación (C-C) (
Fig. 4a
), en comparación con los
porcentajes observados en las esporas de los otros
tratamientos. Es probable que este hongo, en ambientes
con niveles comparables de contaminación, sea capaz
de colonizar especies vegetales después de una baja
pero exitosa germinación de sus esporas, lo cual puede
asegurar su supervivencia en estos ambientes.
G.
claroideum
es una especie fúngica ampliamente
distribuida en diversos sistemas terrestres y con alto
potencial de adaptación a diversas condiciones edafo-
climáticas (De-Val
et al.
2000, Dodd
et al.
2001). La
capacidad de este hongo para germinar en suelos
contaminados puede ser el resultado de la amplia
plasticidad fenotípica
que presenta esta especie
micorrízica, como lo sugieren Meharg y Cairney (2000)
y Weissenhorn
et al.
(1994).
Se observó que el tubo de germinación de las es-
poras de
G. claroideum
Zac-19 manifestó quimiotro-
pismo negativo y mayor bifurcación de las hifas de
germinación, probablemente como respuesta a la
toxicidad del contaminante en el sustrato. La magni-
a)
13
15
17
19
21
23
Tiempo (días)
b)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
13
15
17
19
21
23
25
Tiempo (días)
Germinación de esporas (%)
N 2
N 3
N 4
N 1
N 0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
Germinación de esporas (%)
N 1
N 0
N 2
N 3
N 4
a)
13
15
17
19
21
23
25
Tiempo (días)
N 4
N 3
N 1
N 2
N 0
b)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
13
15
17
19
21
23
25
Tiempo (días)
Germinación de esporas (%)
N 2
N 3
N 4
N 1
N 0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
Germinación de esporas (%)
N 1
N 0
N 2
N 3
N 4
13
Tiempo (días)
15
17
19
21
23
25
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Germinación de esporas (%)
N 1
N 0
N 2
N 3
N 4
13
Tiempo (días)
15
17
19
21
23
25
N 4
N 3
N 1
N 2
N 0
a)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Germinación de esporas (%)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Germinación de esporas (%)
b)
13
Tiempo (días)
15
17
19
21
23
25
N 2
N 3
N 4
N 1
N 0
Fig. 2
. Cinética de germinación de esporas de
Glomus caledonium
BEG-133 expuestas a cinco concentraciones de As y Cu bajo diferentes
tratamientos de ciclos anuales de propagación en sustrato contaminado (C) o no (SC). Nivel 0 (sin As y sin Cu); nivel 1 (36/36
µ
M
de As y Cu);
nivel 2 (41/44
µ
M de As y Cu ); nivel 3 (59/72
µ
M de As y Cu) y nivel 4 (82/51
µ
M de As y Cu). Tratamientos:
a) SC-SC = Sin contaminación en ambos ciclos de propagación; b) C-SC = Con contaminación en el primer ciclo y sin contaminación
en el segundo; c) C-C = Con contaminación en ambos ciclos de propagación.
TOLERANCIA ADAPTATIVA A As Y Cu EN HONGOS MICORRÍZICOS
153
90
100
SC-SC
Glomus mosseae
BEG-132
90
100
12345
SC-SC
C-SC
C-C
Glomus caledonium
BEG-133
SC-SC
SC-C
a)
b)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
12345
Concentración de As y Ni
Germinación de las esporas (%)
SC-SC
C-C
Glomus mosseae
BEG-132
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
12345
Concentración de As y Ni
Germinación de las esporas (%)
SC-SC
C-SC
C-C
Glomus caledonium
BEG-133
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
Germinación de las esporas (%)
SC-SC
SC-C
a)
b)
c)
Concentración de As y
Cu
Concentración de As y
Cu
12345
Concentración de As y Cu
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Germinación de esporas (%)
SC-SC
SC-C
c)
Glomus claroideum
Zac-19
123
45
Concentración de As y Cu
12345
Concentración de As y Cu
Glomus mosseae
BEG-132
a)
SC-SC
C-SC
SC-C
C-C
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Germinación de esporas (%)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Germinación de esporas (%)
Glomus caledonium
BEG-133
b)
SC-SC
C-SC
C-C
Fig. 4.
Porcentaje de germinación final (25 días) en tres hongos arbusculares expuestos a cinco concentraciones de As y Cu después de su
propagación en diferentes tratamientos de ciclos anuales de propagación en sustrato contaminado (C) o no (SC). Nivel 0 (sin As
y sin Cu); nivel 1 (36/36
µ
M de As y Cu);
nivel 2 (41/44
µ
M de As y Cu ); nivel 3 (59/72
µ
M de As y Cu) y nivel 4 (82/51
µ
M
de As y Cu). Tratamientos: SC-SC= Sin contaminación en ambos ciclos de propagación; SC-C=Sin contaminación en el primer
ciclo y con contaminación en el segundo; C-SC=Con contaminación en el primero ciclo y sin contaminación en el segundo; C-C=Con
contaminación en ambos ciclos de propagación. a)
G. mosseae
BEG-132; b)
G. caledonium
BEG-133; c)
G. claroideum
Zac-19.
N 2
N 0
N 1
N 4
N 3
a)
N 2
N 0
N 1
N 4
N 3
a)
N 2
N 0
N 1
N 4
N 3
a)
25
23
21
19
17
15
13
11
9
7
Tiempo (días)
25
23
21
19
17
15
13
Tiempo (días)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Germinación de esporas (%)
100
N 0
N 4
N 2
N 1
N 3
b)
N 0
N 4
N 2
N 1
N 3
b)
N 0
N 4
N 2
N 1
N 3
b)
a)
b)
11
9
7
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Germinación de esporas (%)
N 0
N 2
N 1
N 3
N 4
N 0
N 4
N 2
N 1
N 3
Fig. 3
. Cinética de germinación de esporas de
Glomus claroideum
Zac-19 expuestas a cinco concentraciones de As y Cu bajo diferentes
tratamientos de ciclos anuales de propagación en sustrato contaminado (C) o no (SC). Nivel 0 (sin As y sin Cu); nivel 1 (36/36
µ
M
de As y Cu); nivel 2 (41/44
µ
M de As y Cu ); nivel 3 (59/72
µ
M de As y Cu) y nivel 4 (82/51
µ
M de As y Cu). Tratamientos:
a) SC-SC = Sin contaminación en ambos ciclos de propagación; b) SC-C = Sin contaminación en el primer ciclo y con contaminación
en el segundo.
G. Sánchez-Viveros
et al.
154
tud del quimiotropismo se incrementó con el aumento
en la concentración de As y Cu, y fue más evidente
en el nivel mayor de contaminación (nivel 4); sin em-
bargo, no se presentó en el nivel cero (arena sin adi-
ción de suelo contaminado), ni con los otros HMA
(BEG-132 y BEG-133) en ninguna de las cinco con-
centraciones de As y Cu que se probaron. El quimio-
tropismo negativo, uno de los procesos de tolerancia a
EPT conocidos en otros microorganismos (Gadd 1993),
requiere mayor investigación para entender mejor las
respuestas que los HMA pueden presentar para eva-
dir la presencia de la contaminación. En futuras in-
vestigaciones resultaría interesante además de eva-
luar el porcentaje de germinación, medir la longitud y
la ramificación del tubo de germinación para verificar
también su vitalidad. La respuesta quimiotrópica
negativa se ha observado en especies de
Geotrichum
candicum, Gliocladium roseum, Humicola grisea,
Trichoderma viride
y
Phytium aplanidermartum
con
relación a diferentes concentraciones entre 2 y 5 mM
de Cu y Cd (Fomina
et al.
2000); sin embargo este
fenómeno se tiene poco documentado en HMA.
El comportamiento de los tres HMA fue diferente
al exponerse a los niveles de As y Cu en el sustrato.
Las esporas de los hongos (
G. mosseae
BEG-132 y
G. caledonium
BEG-133) que provienen de suelos
contaminados presentaron mayor capacidad de
germinación en los distintos niveles de contaminación
al comparla con la de
G. claroideum
Zac-19, aislado
de un suelo agrícola. Esto refleja diferencias intra-
específicas en los hongos, lo que les permite tener
distintas posibilidades de colonizar raíces cuando com-
parten el mismo hábitat. Este fenómeno de variación
entre especies está de acuerdo con reportes que mues-
tran diferencias en susceptibilidad entre ecotipos de
HMA aislados de suelos contaminado con EPT y
ecotipos de ambientes no contaminados (Weissenhorn
et al
. 1994, DeVal
et al
. 1999).
Gardea-Torresdey
et al
. (1997) concluyeron que
los EPT generalmente ejercen una presión sobre los
hongos filamentosos y saprobios que resulta en selec-
ción de especies con mayor tolerancia a estos ele-
mentos. A pesar que los HMA no son de este tipo,
algunos autores (Weissenhorn
et al
. 1994, DeVal
et
al
. 1999) también reportaron el efecto de selección a
EPT en los hongos arbusculares. Este efecto tiene
importancia especialmente en la etapa asimbiótica,
como lo es la germinación de esporas que puede ocu-
rrir en ausencia de un hospedante. En este caso la
capacidad del hongo para germinar dependerá direc-
tamente de su tolerancia a los EPT y no a la toleran-
cia de su hospedante. Como resultado, la fuerte dis-
minución de la capacidad de germinación de las espo-
ras de estos hongos en ambientes contaminados po-
dría limitar su supervivencia (Solís 2002).
Los efectos de la presencia o ausencia de As y Cu
en la propagación de los hongos expresados en el por-
centaje de germinación muestran que la ausencia de
la condición contaminante modifica su expresión
fenotípica y es probable que influencie indirectamen-
te el efecto del hongo en las plantas micorrizadas. Esta
puede ser una de las razones por las cuales los
diferentes estudios de la relación HMA-EPT-planta
muestran resultados contradictorios.
Cervantes
et al
. (1999) observaron que cuando una
cepa microbiana posee tolerancia a altas concentra-
ciones de EPT, es conveniente realizar una selección
del cultivo. Para tal propósito, la cepa se propaga en
un medio de cultivo determinado en el que se
incrementa paulatinamente la concentración de un
EPT. Esto usualmente produce cepas microbianas con
mayor capacidad de tolerancia a un ión específico.
Reguar y Vogel (2000) propusieron que existe una
selección natural en los ecotipos micorrízicos que con-
duce a una variación genotípica para tolerar altas con-
centraciones de EPT en el suelo.
Weissenhorn
et al.
(1994), reportaron que HMA
aislados de suelos contaminados perdieron su tolerancia
a Zn y Cd al subcultivarse en un medio libre de estos
elementos, contrario a lo que ocurrió con BEG-132 o
BEG-133 que no perdieron su tolerancia después de
su propagación por dos años en sustrato no contami-
nado. Estos resultados contradictorios demandan ma-
yor investigación, considerando la estabilidad de la
tolerancia en experimentos conducidos por períodos
mayores. Con base en los resultados y para evitar
cambios drásticos en su tolerancia, se recomienda que
los HMA se propaguen en presencia del contaminante.
Grosor de la pared de las esporas
Se observaron diferencias significativas en el gro-
sor de la pared de las esporas de los HMA entre los
tratamientos analizados (
Tabla I
). En los hongos ais-
lados de áreas contaminadas,
G. mosseae
BEG-132 y
G. caledonium
BEG-133, los valores máximos de gro-
sor de la pared se notaron en esporas que se propaga-
ron por dos ciclos continuos en sustrato contaminado
(C-C). En esporas de
G. mosseae
BEG-132, en todos
los tratamientos se mostraron diferencias significati-
vas. Mientras que en
G. caledonium
BEG-133, la
propagación discontinua en sustrato contaminado no
modificó significativamente el grosor de la pared de
las esporas (3.9
µ
m en promedio); sin embargo las
esporas que se propagaron en el ciclo C-C presenta-
ron una pared más gruesa (6.0
µ
m). La propagación
de
G. claroideum
Zac-19 durante un ciclo único en
sustrato contaminado incrementó también de mane-
ra importante el grosor de la pared (2
µ
m), con res-
pecto a esporas que se propagaron en sustrato no con-
taminado.
TOLERANCIA ADAPTATIVA A As Y Cu EN HONGOS MICORRÍZICOS
155
Los resultados obtenidos en este experimento
muestran que las esporas de los tres HMA engrosa-
ron su pared al crecer en sustratos contaminados, lo
cual sugiere que estos hongos se adaptan a las con-
dici
ones del medio. El aumento en la pared celular
podría considerarse como mecanismo físico de pro-
tección a un medio contaminado y posiblemente re-
percute en diversos aspectos fisiológicos como la
germinación, mayor resistencia a condiciones adver-
sas independientes de la concentración de EPT en el
medio, disminución en la entrada de iones tóxicos o
mayor retención de éstos a nivel de pared.
Al igual que para hongos filamentosos, en HMA la
pared de las esporas es el primer sitio de contacto con
los EPT (Mullen
et al
. 1992,
Gardea-Torresdey 1997)
y ésta d
esarrollará un papel importante para la super-
vivencia del microorganismo. Un efecto similar al re-
portado en este trabajo en esporas de HMA, se ob-
servó en hifas de
Mucor rouxii
al exponerse a con-
centraciones crecientes de Cu (Cano-Aguilera
et al
.
1996). Los ecotipos de
M. rouxii
tolerantes a Cu, pre-
sentaron un desarrollo anormal que consistió en hifas
bulbosas con paredes gruesas cuando el hongo creció
en concentraciones de 3.2 mM de Cu. Estos autores
sugirieron que cambios morfológicos como éste for-
man parte de un mecanismo de tolerancia a Cu. Aun-
que estos hongos, los arbusculares y los filamentosos
como
M. rouxii
, son diferentes fisiológica y morfo-
lógicamente, la comparación permite sugerir que los
mecanismos de tolerancia a EPT pueden ser simila-
res entre organismos distintos.
Contenido de quitina en esporas
El contenido de quitina en las esporas de los HMA
en respuesta a la presencia del contaminante en el
sustrato no mostró la misma tendencia en los tres HMA
que se estudiaron (
Tabla I
). En
G. mosseae
BEG-
132, la propagación discontinua incrementó significati-
vamente el contenido de quitina en la pared de sus
esporas, en comparación con la cantidad de quitina en
esporas que se propagaron en forma continua en
sustrato contaminado (C-C) ó no (SC-SC). Aparen-
temente en este hongo la secuencia de propagación
produjo una modificación fisiológica significativa, que
se reflejó en el grosor de la pared de sus esporas y en
el contenido de quitina. En esporas de
G. caledonium
BEG-133, la propagación continua en ausencia de
contaminante (SC-SC), resultó en esporas con el
menor contenido de quitina y las esporas del
tratamiento SC-C presentaron el mayor contenido de
quitina. Las esporas de
G. claroideum
Zac-19
mostraron el mayor contenido de quitina de los tres
hongos que se estudiaron (
Tabla I
). El contenido de
quitina en este hongo fue menor en esporas que se
propagaron en suelo contaminado (SC-C) que en SC-
SC. No hubo correlación entre el grosor de la pared y
el contenido de quitina en los tres hongos que se estu-
diaron. Así, el incremento en el grosor de la pared de
estas esporas no se relacionó con un incremento en
su contenido de quitina.
Gardea-Torresdey
et al
. (1997) atribuyeron el in-
cremento de grosor de la pared de las células, al
aumento en el contenido de quitina presente en la pa-
red de
M. rouxii
creciendo en presencia de contami-
nación. Estos autores mencionan que el aumento en
el grosor de pared podría estar relacionado con una
elevación en el número de grupos funcionales presen-
tes en la pared celular y que éstos capturan Cu en la
superficie de las células e inhiben el transporte del
metal al interior de la misma (Volesky 1990). En el
presente trabajo, se desconoce el significado del in-
cremento en el grosor de la pared y del contenido de
quitina en las esporas de HMA, pero podría estar re-
lacionado con la capacidad de secuestro de Cu y As
contenidos en el sustrato contaminado. En otros
microorganismos y HMA existe poca información de
la relación entre grosor de pared, contenido de quitina
y capacidad de secuestro de EPT.
Cano-Aguilera
et al
. (1996) observaron un com-
portamiento diferencial en esporas de
M. rouxii
tole-
rantes y no tolerantes a EPT. Cuando las esporas se
Grosor de la pared de
las esporas
x
(ìm)
Tratamiento
Media
Mínimo
Máximo
Hexosamina/
azúcar neutro
y
G. mosseae
BEG-132
SC-SC
5.4b
z
4.3b
6.6b
0.19 c
z
C-SC
5.1c
4.1c
6.1d
0.23 b
SC-C
4.7d
3.6d
6.3c
0.25 a
C-C
5.9a
4.4a
7.3a
0.20 c
G. caledonium
BEG-133
SC-SC
3.9b
z
3.2b
4.8b
0.16 c
C-SC
3.9b
3.1b
4.7c
0.21 b
SC-C
4.0b
3.2b
4.6c
0.23 a
C-C
6.0a
5.2a
6.8a
0.21 b
G. claroideum
Zac-19
SC-SC
5.4a
4.5a
6.4b
0.26 a
SC-C
7.4b
6.0b
8.2a
0.24 a
TABLA I.
GROSOR DE LA PARED Y LA QUITINA (HEXO-
SAMINA/AZÚCAR NEUTRO) EN ESPORAS DE
TRES HONGOS ARBUSCULARES QUE SE
PROPAGARON EN SUSTRATOS CONTA-
MINADO (C) Y NO CONTAMINADO (SC) CON
As Y Cu DURANTE CICLOS CONTINUOS Y
DISCONTINUOS DE UN AÑO
Tratamiento en el primero y segundo ciclos (SC = Sin
contaminación, C = Con contaminación).
x
Cada número es el promedio de 90 observaciones.
y
Los datos representan el promedio de tres repeticiones
z
Medias con la misma letra, dentro de las columnas en relación a cada
hongo arbuscular, son estadísticamente iguales (Tukey,
α
= 0.05)
G. Sánchez-Viveros
et al.
156
expusieron a diversos EPT (La
3+
, Ag
+
, Cu
2+
y Cd
2+
),
ambos ecotipos secuestraron estos elementos a nivel
de la pared celular (bioabsorción); sin embargo, la
capacidad entre los ecotipos fue distinto. Estos auto-
res argumentaron que la diferencia entre las especies
fúngicas, con respecto a la capacidad de secuestrar
EPT, se debió a las diferencias en la composición quí-
mica de su pared celular, así como a la existencia en
ésta de grupos funcionales (sulfuros y grupos
carboxílicos), que también participan en el secuestro
de los iones.
Carro (1999) y Roncero
et al
. (2001) sugieren que
la síntesis de la quitina puede relacionarse estrecha-
mente con la tolerancia adquirida, en la cual distintas
vías de transducción de señales actúan en la arquitec-
tura de la pared de la espora y en su integridad. Sin
embargo, las características constitutivas de la pared
de las esporas de HMA varían dependiendo de la es-
pecie que se trate (Franco 2002), de ahí la gran varia-
ción de respuesta entre especies de HMA.
G.
claroideum
Zac-19 al poseer alto contenido de quitina
en la pared de sus esporas tiene posibilidades para
secuestrar elementos a este nivel celular y posible-
mente esta sea la característica de su tolerancia. Sin
embargo, la presencia de los contaminantes afectó la
germinación y remarcablemente el grosor de sus pa-
redes, pero contrariamente a lo que se observó en las
otras especies de hongos, el contenido de quitina dis-
minuyó.
En los hongos
G. mosseae
BEG-132 y
G.
caledonuim
BEG-133 se observó que el contenido
de quitina en sus esporas incrementó ante la presen-
cia del contaminante en el cultivo de propagación. El
contenido de quitina en la pared de esporas de HMA
puede participar en su supervivencia al ayudar a in-
movilizar el As y Cu en la superficie de éstas, y de
esta forma, prevenir el ingreso de contaminantes en
el interior de las mismas.
Los resultados muestran que existe variabilidad
entre las especies fúngicas estudiadas con relación a
su tolerancia y respuesta a As y Cu contenido en el
sustrato de propagación. La pared de las esporas de
los HMA es químicamente compleja y característica
de cada género, además puede diferir entre especies
del mismo género (Franco 2002) y probablemente aún
entre ecotipos de la misma especie.
La existencia de una diversidad de sistemas de to-
lerancia en los HMA se sugiere al comparar los pa-
trones de respuesta y adaptación en cada ciclo de pro-
pagación por cada una de las especies aisladas.
Darwin (1962) explicó que las pequeñas variaciones
heredables entre los individuos de una especie, cons-
tituyen la base de las grandes diferencias entre espe-
cies. Formas diversas sobreviven y se reproducen a
un ritmo distinto, de acuerdo con su ambiente, tal re-
producción diferencial da lugar a un cambio lento en
una población durante un cierto tiempo, lo cual origina
finalmente la sustitución de una forma común, por otra.
Los resultados obtenidos en este trabajo son relevan-
tes, porque muestran que los tres HMA modifican su
tolerancia a EPT si se propagan en sustrato no conta-
minado.
Meharg y Cairney (2000) sugirieron que los genes
que codifican para la tolerancia a EPT pueden ser
rápidamente transferidos a las nuevas generaciones
cuando exista una presión de selección. Sin embargo,
cuando esta presión cesa, estos genes se pierden rá-
pidamente y su frecuencia disminuye. Por su parte,
Weissenhorn
et al.
(1994), al observar incremento en
tolerancia a Cd en una población fúngica expuesta
por sólo un año a 40 mg Cd kg
-1
(CdNO
3
), sugirieron
que el fenómeno fue resultado de la plasticidad
fenotípica, mas que la selección de genotipos toleran-
tes. Su hipótesis se sustentó en el largo tiempo relati-
vo de generación (3.5 a 6 meses) y al gran número de
núcleos (hasta 3000) en las esporas de los HMA. Los
estudios que consideren la evolución y la estabilidad
de la tolerancia en los HMA requieren mayor aten-
ción, especialmente con relación al tiempo.
Contenido de cobre en esporas de
G. mosseae
BEG-132
El contenido de cobre se incrementó significa-
tivamente en esporas de
G. mosseae
BEG-132 ex-
puestas a suelo contaminado en el segundo ciclo de
propagación. En el tratamiento C-C y SC-C, el conte-
nido de Cu fue 629 y 677
µ
g g
-1
(en relación a peso
seco), respectivamente. Se presentó menor conteni-
do de Cu en las esporas de los tratamientos C-SC y
SC-SC (555 y 472
µ
g g
-1
, respectivamente). Los da-
tos sugieren que la quitina podría estar involucrada en
el secuestro de Cu en las esporas, debido a que a
mayor secuestro de Cu corresponde un mayor conte-
nido de quitina. Sin embargo, otros compuestos a ni-
vel de superficie u otras estructuras también pueden
estar involucrados.
La cantidad de cobre en esporas es menor que la
que secuestra la glomalina (González-Chávez
et al
.
2004) o el micelio externo (González-Chávez
et al
.
2002). González-Chávez
et al
. (2004) mostraron que
la glomalina que se extrae de las hifas puede secues-
trar entre 1130 a 1630
µ
g de Cu/g, mientras que el
secuestro de Cu por la glomalina extraída de suelo
contaminado varió entre 1550 y 4290
µ
g de Cu/g.
González-Chávez
et al
. (2002) reportaron el secues-
tro entre 3000 a 14 000
µ
g de Cu/g de micelio. La
capacidad de las esporas para secuestrar Cu no se
había reportado con anterioridad. Este resultado de-
muestra que las esporas son una estructura fúngica
más de los HMA que participa en la estabilización de
TOLERANCIA ADAPTATIVA A As Y Cu EN HONGOS MICORRÍZICOS
157
Cu en el suelo. El secuestro de Cu por las esporas
significa una cantidad de este elemento no disponible
y que representa menor riesgo de toxicidad para las
plantas.
A partir de esta información se propone que las
diferentes estructuras fúngicas y componentes de los
HMA (esporas, hifas extrarradicales y glomalina) par-
ticipan en el secuestro de Cu y posiblemente de otros
EPT, lo que sugiere que estos hongos deberían consi-
derarse dentro de las alternativas de bioestablización
en las prácticas de recuperación de suelos contami-
nados. Resulta interesante mencionar que los hongos
filamentosos como
Mucor rouxxi, Rhizopus arrhizus
y
Trichoderma viride
se usan como bioabsorbentes
comerciales de EPT (Mullen
et al
. 1992, Morley y
Gadd 1995 y Kapoor y Virarghavan 1995) y tienen
capacidades similares a las reportadas para los HMA.
CONCLUSIONES
Los hongos micorrízicos arbusculares que se de-
sarrollan durante ciclos continuos o discontinuos en
sustrato contaminado con As y Cu presentaron modi-
ficaciones fisiológicas y morfológicas en sus esporas,
lo que pudiera tener repercusión con relación a su
supervivencia, con su planta hospedera y con su fun-
ción en suelos contaminados. La capacidad de
germinación de las esporas en sustratos contamina-
dos, las alteraciones observadas en el grosor de la
pared de las esporas y su contenido de quitina depen-
dieron de la concentración de estos elementos, de la
especie micorrízica y de los ciclos de cultivo. Los HMA
aislados de áreas contaminadas (
G. mosseae
BEG-
132 y
G. caledonium
BEG-133) presentaron mayor
tolerancia a As y Cu que
G. claroideum
Zac-19. La
propagación continua en sustrato contaminado (C-C)
selecciona ecotipos fúngicos más tolerantes a As y
Cu, lo que es expresado por mayor porcentaje de
germinación a concentraciones más altas de estos ele-
mentos, mayor grosor de pared de la espora, pero no
mayor contenido de quitina. Las esporas de
G.
mosseae
BEG-132 tienen la capacidad para secues-
trar cobre, especialmente si se encuentran creciendo
en sustrato contaminado. Los resultados demuestran
que las esporas pueden participar en la disminución
de biodisponibilidad y establización de este Cu en el
suelo, además de las hifas y sus compuestos como la
glomalina. Los resultados muestran que los HMA son
componentes microbianos que influencian la biodispo-
niblidad de los EPT y son afectados por estos, por lo
que es importante que se consideren dentro de los
estudios de tolerancia de plantas y en las prácticas de
recuperación biológica de suelos contaminados por
EPT, después de una selección de especies adaptadas.
AGRADECIMIENTOS
Este trabajo forma parte del proyecto CONACyT-
SEMARNAT 2002-CO1-739: “Biorrecuperación de
suelos contaminados con metales pesados utilizando
plantas y sus microorganismos simbióticos”. Los au-
tores expresan su más sincero reconocimiento a la
Dra. Beatriz Xoconostle Cázares por las facilidades
brindadas para la determinación de quitina y a los M.
en C. Alejandro Alarcón y Ma. Encarnación Lara
Hernández por su ayuda en el análisis estadístico y
sus comentarios críticos al trabajo.
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