INTRODUCCIÓN

Las sustancias húmicas (SH) son sustancias orgánicas polielectrolíticas complejas, organizadas en una estructura supramolecular muy polidispersa que contiene dominios con grupos funcionales de tipo carbonilo (−C=O), carboxilo (C(=O)OH), hidroxilo (C -OH), sulfhidrilo (-SH), como también grupos funcionales de aminas (R-NH.) y amidas (R-CO-NR.), los cuales, junto a otras propiedades estructurales, confieren la propiedad de actuar análogamente a las hormonas vegetales (Nardi et al., 2021), regulando diferentes procesos fisiológicos en la planta.

Así, el efecto mejor descrito de las SH es que se comportan como las auxinas en las plantas; induciendo la actividad H. -ATPasa en la membrana plasmática de las células de la raíz, lo cual promueve el alargamiento celular, responsable del crecimiento y proliferación de raíces y pelos radicales, lo que provoca cambios notables en la arquitectura radical y el aumento del área superficial radical (Canellas & Olivares, 2014), en consecuencia se incrementa la capacidad de absorción de nutrientes y agua, así como el volumen efectivo de suelo explorado.

Los ácidos húmicos (AH), no solo ocasionan efectos fisiológicos sobre el sistema de raíces, sino que también consiguen estimular el metabolismo primario y secundario (Nardi et al., 2021), regulan positivamente el metabolismo de carbohidratos, ácidos grasos, aminoácidos, nucleótidos y proteínas; también promueven diferentes procesos asociados a la eficiencia fotosintética y la respiración celular; por lo anterior promueven integralmente el crecimiento y desarrollo vegetal; así mismo mejoran la respuesta adaptativa de las plantas frente al estrés biótico y abiótico, dado que promueven la producción de metabolitos secundarios como antioxidantes y solutos compatibles (Canellas & Olivares, 2014). Debido a estos efectos se ha extendido su utilización como bioestimulantes para mejorar el rendimiento de la cosecha en diferentes cultivos de importancia agrícola, entre ellos se destacan el arroz (Oryza sativa L.), maíz (Zea maís L.), frijol (Phaseolus vulgaris L.) y tomate (Solanum lycopersicum L.) (Huertas et al., 2016; Liu et al., 2019; Machiani et al., 2019; Reyes et al., 2020).

Debido a que los estudios de fitoestimulación con AH se han centrado en plantas de interés agronómico, se ha dejado de lado el hecho de que la evidencia científica sobre sus efectos también se podría aplicar desde una perspectiva ambiental, para mejorar los procesos de fitorremediación, así, tales efectos podrían contribuir con la eficiencia en la descontaminación mediada por las plantas en medios acuáticos y terrestres.

La fitorremediación es una tecnología que busca disminuir la concentración de contaminantes en el medio a través de la actividad de las plantas; a pesar de ser una de las estrategias de tratamiento biológico más aplicadas en el tratamiento de medios acuáticos y terrestres contaminados, a menudo presenta limitaciones en su efectividad (León 2017; Montenegro et al., 2019; Ning et al., 2021). Para lograr la eficiencia de la remoción de contaminantes a través de la fitorremediación, se requiere que las plantas tengan buena tasa de crecimiento y producción de biomasa; también es necesario que cuenten con un buen desarrollo del sistema radical, dado que los contaminantes del suelo y el agua interactúan principalmente con la raíz (Paredes, 2017; Wang et al., 2021).

Es conveniente el estudio de nuevos enfoques para mejorar el desempeño de las plantas utilizadas en la tecnología de fitorremediación. Esta perspectiva puede sustentarse desde el punto de vista que la bioestimulación con AH proporciona a las plantas mayor capacidad para crecer, producir biomasa y aumentar el sistema radical, a su vez, estas condiciones son las que necesitan las plantas fitorremediadoras para llevar a cabo de forma eficiente la descontaminación de ambientes acuáticos y terrestres.

Naturaleza y estructura de los ácidos húmicos

La materia orgánica del suelo (MOS) es el conjunto de sustancias naturalmente resultante de la descomposición y transformación de restos biológicos, dichas sustancias son muy variables en peso molecular (100-600 kDa); integrando principalmente dos grupos de sustancias; en primer lugar están las estructuras moleculares que pueden ser simples, como carbohidratos, lípidos, proteínas y sus productos de descomposición, estas moléculas se definen como la fracción lábil de la MOS, debido a la facilidad de consumo por parte de la microbiota edáfica (Trevisan et al., 2010 ; Kopecký et al., 2021). En segundo lugar está el grupo de moléculas de mayor complejidad estructural, que corresponden a segmentos alifáticos, núcleos aromáticos y poliaromáticos, hidroxiquinonas, grupos funcionales de carácter polar como el hidroxilo y el fenol, grupos funcionales carboxílicos como el ácido carboxílico, el éster y la cetona; estas moléculas son más resistentes al consumo por la microbiota, están organizadas en complejos supramoleculares polidispersos originados en los procesos de humificación, por lo cual se define como materia orgánica humificada (MOH), o más genéricamente como SH. (García et al., 2018; Dou et al., 2020).

Las SH son vitales para mantener el buen funcionamiento del suelo debido a su interacción entre iones metálicos, óxidos e hidróxidos de Fe y Al, compuestos minerales arcillosos, y grupos funcionales de materia orgánica que intervienen en la formación de agregados hidrosolubles e insolubles en agua (Angst et al., 2021; Trevisan et al., 2010). La agregación y estabilidad del suelo se debe a las características poliméricas y de adsorción de las SH, las cuales actúan como amortiguador ante los cambios de pH, ejercen una influencia considerable en la estructura del suelo y se encuentran directamente relacionadas con la capacidad de intercambio catiónico, además los grupos funcionales ácidos presentes en las SH mejoran la solubilización del fósforo en los suelos, lo que aumenta la biodisponibilidad de este elemento para las plantas, mejorando la fertilidad del suelo (García et al., 2018 ; Yoon et al., 2020).

La descripción de la composición molecular de las SH ha cambiado significativamente durante las últimas décadas, la caracterización de estas sustancias sigue siendo un desafío, aún se desconocen aspectos sobre su estructura, composición y reactividad, debido a su complejidad estructural, heterogeneidad, variabilidad geográfica y los límites de los técnicas analíticas actualmente disponibles (análisis elemental, espectroscopia ultravioleta-visible, espectroscopia infrarroja, resonancia magnética nuclear, termochemolisis, cromatografías de alta eficiencia, entre otras) (Calderín et al., 2016 ; Yoon et al., 2020).

Actualmente las SH se describen como organizaciones supramoleculares poliméricas, heterogéneas polidispersas, de moderado y alto peso molecular (500–10.000.000 Da) (Hansima et al., 2022); dichas sustancias proceden de la descomposición microbiana de la materia orgánica (MO), específicamente de residuos microbianos, animales y vegetales; la lenta oxidación bioquímica de grandes moléculas, origina moléculas jóvenes de menor tamaño que no se mineralizan por completo, estas son dinámicas, sin forma definida y experimentan una transformación continua (Mielnik et al., 2021), esto se debe a la capacidad que tienen las SH para participar en reacciones de óxido – reducción, debido a la gran cantidad de grupos funcionales con capacidad oxidativa (fenólicos, quinonas y semiquinonas) que tiene en su estructura, los cuales le confieren mayor estabilidad a través de uniones simples como: puentes de hidrogeno, fuerzas de Van der Waals y enlaces iónicos, estos enlaces permiten la unión entre regiones hidrófilas e hidrófobas que se auto ensamblan, originando la reorganización constante de las SH (Mazzei . Piccolo, 2012 ; Baldotto . Borges, 2014).

Para su estudio, las SH se han dividido en tres fracciones que se definen operativamente de acuerdo con su solubilidad en ácido y base, estas fracciones son: las huminas, ácidos fúlvicos y AH (Martínez et al., 2013; López et al., 2014). Las huminas tienen un peso molecular de 100.000 a 10.000.000 Da, estas son insolubles en agua, los AF son de bajo peso molecular (1.000–10.000 Da) y se solubilizan a cualquier pH, también están los AH con peso molecular de 10.000 a 100.000 Da, los cuales son solubles en soluciones con valores de pH superior a 2 (Hansima et al., 2022).

Los AH se describen como un conjunto de moléculas orgánicas heterogéneas, reunidas en agregados orgánicos, estabilizadas por enlaces de hidrogeno e interacciones hidrofóbicas (Seguel et al., 2019). Martínez et al., (2013) describen a los AH como la fracción de las SH más estable, la cual posee restos estructuras aromáticas, poli aromáticas, alifáticas, cadenas polimetilénicas, ácidos grasos, compuestos esteroides y residuos de biopolímeros de carbono, como la lignina, con alta funcionalidad. Las fracciones de diferente tamaño de estos arreglos moleculares se estabilizan a pH neutro al unirse mediante enlaces de hidrógeno, interacciones hidrofóbicas y enlaces electrostáticos unidos por metales (Piccolo et al., 2021). Los AH son la fracción más estudiadas de las SH, son solubles en condiciones alcalinas, pero no en condiciones acidas, del 25 al 45% de los componentes de los AH, son compuestos aromáticos, otros compuestos como amino azúcares, aminoácidos y compuestos alifáticos, se incorporan en sus estructuras aromáticas (Kukuls et al., 2019).

Los ácidos húmicos en descontaminación ambiental

Debido a la capacidad que tienen los AH para movilizar y transformar contaminantes del medio como: sustancias orgánicas, pesticidas y metales pesados (Pensini et al., 2018; Chianese et al., 2020; Wang et al., 2021), muchos autores han informado su gran utilidad en la descontaminación de ambientes acuáticos y terrestres (de Melo et al., 2016). Por ejemplo, Zingaretti et al., (2018) Comprobaron la eliminación de clorofenol en aguas contaminadas artificialmente, gracias a la utilización de AH extraídos de compost, los cuales actuaron como sorbentes de estos compuestos orgánicos hidrófobos, los AH se utilizaron en concentraciones de 100, 500 y 1.000 mg/L, siendo la concentración de 1.000 mg/L, la más efectiva al eliminar cerca del 15% del contaminante del agua.

Rasouli et al., (2019) evaluaron el efecto de AH en la descontaminación de suelos enriquecidos con plomo (Pb) en presencia de la planta Artemicia absantium, en donde utilizaron diferentes concentraciones de AH (0, 100 y 200 mg/kg^-1) en el suelo, concluyeron que los AH funcionan como quelantes de Pb que incrementan la biodisponibilidad de este metal para la planta, por lo que aumentan la absorción y el depósito de Pb en raíces y brotes; así mismo los AH en concentración de 200 mg/kg^-1 disminuyen los efectos negativos del estrés en la planta, reflejado en el descenso del porcentaje de prolina (54,5%) en plantas expuestas a altos niveles de Pb (1000 mg/kg^-1).

También se han modificado nanopartículas magnéticas de quitosano con AH para lograr la eliminación de Uranio (U), la combinación de estas partículas mostró gran eficiencia de eliminación de este contaminante a través de sorción (> 95%) (Basu et al., 2019). Al tomar nanopartículas de hematita recubiertas con AH, con el fin de medir la adsorción de dos contaminantes orgánicos hidrófobos (pentaclorofenol ionizable y fenantreno no ionizable), concluyeron que las nano partículas de hematita recubiertas con AH aumentan la capacidad de sorción de pentaclorofenol y fenantreno, esto se evidenció con la reducción de la polaridad y cambios en los grupos funcionales de la superficie de estas nanoparticulas (Xu et al., 2019).

Entonces las SH suelen interactuar con los contaminantes y tienen la capacidad para enlazarse con diversas sustancias, participando en gran cantidad de reacciones de oxidación–reducción; esto debido a que poseen en su estructura una amplia variedad de grupos funcionales fenólicos, quinonas y semiquinonas, los cuales se relacionan positivamente con la capacidad oxidativa (Baldoto . Borges, 2014).

Algunos procesos químicos y físicos naturales o inducidos, tales como: cambios en el pH, reacciones con otras sustancias, cambios en la temperatura, exposición a diferentes tipos de radiación, entre otros, ionizan vía protonación o deprotonación la estructura química y el estado de óxido–reducción de contaminantes orgánicos e inorgánicos. De esta manera se generan moléculas ionizadas positiva o negativamente, las cuales son estabilizadas, vía complementariedad de cargas, con la estructura química de las sustancias húmicas, debido a su naturaleza poli-electrolítica (Dercová et al., 2007; Murphy . Zachara, 1995).

Los contaminantes pueden ser adsorbidos en la superficie de las SH mediante la formación de enlaces iónicos, de hidrógeno y covalentes, transferencia de carga o electricidad, mecanismos de transferencia de electrones, fuerzas de Van der Waals e intercambio de ligandos; en este escenario, los contaminantes son inmovilizados y su biodisponibilidad en los ecosistemas se reduce considerablemente (Gevao et al., 2000; Li et al., 2009). Este fenómeno de adsorción entre contaminantes orgánicos y fracciones de la materia orgánica humificada, fue aplicado por Díaz-Fuenmayor et al., (2017), quienes evaluaron el efecto de la adición de carbón lignito humolítico y bacterias solubilizadoras de carbón sobre la biodisponibilidad de dicloro difenil tricloroetano (DDT) en un suelo contaminado bajo condiciones controladas; concluyeron que las SH derivadas de este carbón, así como su configuración física, ocasiona la disminución significativa de la concentración de DDT en la fracción acuosa del suelo, en un porcentaje de 58,86%.

Por otro lado, la polaridad de muchos contaminantes como hidrocarburos aromáticos policíclicos como el pireno, o hidrocarburos clorados como el DDT, les impide ser depurados vía fitorremediación, debido a que su baja solubilidad en agua los hace poco disponibles para la planta; entonces, la polaridad de los dominios hidrofóbicos de las SH facilita la solubilidad de estos compuestos, en consecuencia, la probabilidad de ser absorbidos por los sistemas radiculares de plantas utilizadas comúnmente en procesos de fitorremediación aumenta considerablemente (Conte et al., 2005; Ke et al., 2009; Stehlickova et al., 2009 ; Whitfield et al., 2010).

Bioactividad y mecanismos de acción de los ácidos húmicos sobre la fisiología de las plantas

Además del papel que tienen los AH en las propiedades del suelo y en la descontaminación, por si mismos, de medios acuáticos y terrestres, como se describió anteriormente, también tienen efectos bioactivos sobre las plantas. Así, regulan la actividad celular, promueven el metabolismo, actúan como análogos de hormonas como las auxinas, citoquininas y giberelinas, lo cual se traduce en el desarrollo de respuestas fisiológicas que conducen al favorecimiento del crecimiento , desarrollo, producción de biomasa y rendimiento vegetal (Jannin et al., 2012; Veobides et al., 2018; Seguel et al., 2019; Zou et al., 2021).

En este aspecto, la fracción de AH se caracteriza por su efecto bioestimulante, biofertilizante y biorregulador, por lo cual influyen positivamente en el desempeño de las plantas (Alarcón et al., 2018). A través del efecto biofertilizante mejoran la absorción de macronutrientes y micronutrientes, a través del efecto bioestimulante aumentan el crecimiento de raíces y atenúan el efecto del estrés abiótico cuando las plantas se desempeñan bajo condiciones adversas, y a través del efecto biorregulador regulan positivamente el metabolismo (Olivares et al., 2015; Veobides et al., 2018).

Debido a su acción estimulante sobre las plantas, los AH son utilizados con éxito en la agricultura (Ekin, 2019), se ha probado su efecto en una variedad de especies, en las cuales consistentemente se demuestra la influencia en la captación de nutrientes, incremento del desarrollo de variables morfométricas, la producción de biomasa y el rendimiento de la cosecha. En la tabla 1 se presenta un listado de plantas de cultivo en las cuales ha sido probado el efecto fitoestimulante de los AH (Pantoja et al., 2016; Pérez et al., 2017; Rivero . Solórzano, 2019; Seguel et al., 2019 ; Reyes et al., 2020).

También se ha reportado que los AH inducen la expresión de genes que codifican enzimas como la anhidrasa carbónica que participa en el transporte de carbono inorgánico, aumentando el número de cloroplastos, la fotosíntesis neta, la fijación de carbono y la síntesis de almidón; inducen la expresión de genes que codifican inhibidores de proteasas, las cuales limitan la degradación de clorofila y aumentan la vida útil de las hojas (Jannin et al., 2012).

Por otro lado se han utilizado AH para quelar partículas de óxido de zinc y mejorar la nutrición de las plantas a través de una liberación lenta y continua de estos nano micronutrientes según las necesidades de la planta (Rahale et al., 2021). Así mismo se ha descrito la capacidad que tienen los AH para promover la absorción de NO.- , NH.+ y nutrientes como N, P, S y Fe a través de las raíces, lo cual se debe a que los exudados orgánicos de las raíces fraccionan la superestructura de los AH permitiendo que las subunidades biológicamente activas accedan a las raíces, desencadenando en la membrana plasmática la actividad H+-ATPasa, que estimula la absorción de nutrientes (Huertas et al., 2016).

También se ha documentado el potencial de los AH como “estresores positivos” de las plantas; estos, en concentraciones adecuadas interactúan con las raíces y provocan el aumento moderado de los niveles de especies reactivas de oxigeno (ROS) –ROS (H.O., O..-), ciertos niveles acumulados de ROS actúan como moléculas señalizadoras y estimulan otras moléculas que contribuyen con el crecimiento de la planta; esto se evidencia cuando las raíces entran en contacto con los AH y disminuye la actividad fotoquímica de la planta, luego de la caída inicial de la fotosíntesis, se da un aumento en el rendimiento fotosintético, aumentando el metabolismo del nitrógeno y el crecimiento de la planta (Van Tol et al., 2021).

Los AH incrementan la secreción de carbono orgánico por la raíz, a través de la exudación de moléculas utilizadas como fuente de energía que estimula el incremento de microorganismos rizosféricos (Jannin et al., 2012), estas moléculas exudadas también mejoran la condición física del suelo al promover la formación de agregados y con ello la retención de agua, nutrientes y oxígeno, esto a la vez conlleva a estimular la proliferación de microrganismos, dado que se mejoran las condiciones de su hábitat; la proliferación de microrganismos benéficos en la rizósfera incrementa la concentración enzimática y hormonal del suelo, lo cual retroalimenta el desempeño de las plantas, al mejora el crecimiento y la eficiencia del uso de los recursos (Gholami et al., 2018).

Canellas et al., (2002) demostraron que los AH extraídos de vermicompost aumentan la proliferación de sitios de emergencia y el crecimiento de raíces en plantas de maíz. Nuñes et al., (2019) reafirmaron que los AH influyen en el aumento del número, diámetro y longitud de raíces, además, evidenciaron una mayor expresión de proteínas asociadas al metabolismo energético. Pantoja et al., (2016), también evaluaron el efecto de los ácidos húmicos, al estimular plantas de maíz con AH obtenidos por solubilización alcalina y solubilización bacteriana de carbón, en respuesta registraron incrementos significativos en el área foliar y la superficie total de raíces.

Los cambios en las raíces son los efectos más notorios de la acción bioestimulante de los AH en las plantas, influyen en la formación de nuevas raíces, la elongación radicular, en el aumento general de la superficie radicular (Ekin, 2019), e intervienen en la exudación de ácidos orgánicos de la raíz (Canellas et al., 2008), generando cambios en las poblaciones microbianas del suelo, como también en la disponibilidad y asimilación de nutrientes (Baldoto . Borges, 2014).

Todos estos efectos de los AH en las plantas se explican por su estructura supramolecular, la cual define sus propiedades tales como hidrofilicidad/hidrofobicidad, alifaticidad/aromaticidad, recalcitrancia, labilidad, polaridad, y estas propiedades definen la función que conlleva a la bioactividad (Calderín et al., 2016).

Por otra parte, se ha evidenciado que la conformación micelar de las SH ocasiona la formación de micrositios donde quedan atrapadas formas activas de auxinas y otras fitohormonas o pequeñas moléculas con actividad similar a las auxinas (como ácidos carboxílicos y aminoácidos) las cuales estimulan en las plantas las bombas H. ATPasa. (Scaglia et al., 2017), de esta forma se estimula el crecimiento de las plantas, a lo cual se le denomina “efecto like- auxin” (Pantoja et al., 2016; Huertas et al., 2016).

Canellas et al., (2015) explican que el incremento de la actividad H. -ATPasa en la membrana celular genera energía y un gradiente electroquímico protónico que activa el transporte secundario de iones, facilitando el transporte de nitratos y el crecimiento de la planta. Cuando se activa la bomba H. -ATPasa se liberan iones H. hacia el apoplasto, lo cual reduce el pH y activa enzimas y proteínas que dan inicio al ablandamiento y la elongación de la pared celular, a este mecanismo se le denomina “crecimiento acido de la raíz” (Canellas . Olivares, 2014; Nardi et al., 2016).

Cuando la supraestructura de los AH entra en contacto con la raíz, los ácidos orgánicos exudados pueden fraccionar la supramoléculas y exponer los grupos funcionales responsables de la bioactividad, para que establezcan contacto con la superficie celular, desencadenando el señalamiento que conlleva a su actividad biológica, o bien, tras el fraccionamiento se liberan los compuestos hormonales y similares, quedando libres para entrar en contacto con la superficie de la raíz y llevar a cabo su actividad biológica.

Por otro lado, también se ha descrito la sobre expresión en la síntesis de ácido indol acético y otras fitohormonas en sistemas radiculares por efecto del tratamiento con ácidos húmicos (Mora et al., 2012). Lo cual podría desencadenar subsecuentemente los efectos previamente descritos sobre el crecimiento de las plantas, la proliferación de raíces y en la permeabilidad celular.

Fitorremediación

La fitorremediación es un conjunto de estrategias de degradación, transformación, estabilización e inactivación de contaminantes a través de las plantas, especialmente a través de la actividad asociada a los sistemas radicales; se basa en la interacción física o metabólica de contaminantes con la raíz, la materia orgánica circundante y los microrganismos que habitan la rizósfera. Es una herramienta sencilla, rentable y respetuosa con el ambiente; eficiente para remover una amplia gama de contaminantes orgánicos e inorgánicos (Ayala et al., 2018; Debiec et al., 2020; Méndez et al., 2020; Gao et al., 2021; Kurade et al., 2021).

La fitorremediación de varios contaminantes se lleva a cabo mediante los mecanismos de fitoextracción, fitoestabilización, fitovolatilización, rizodegradación, fitodegradación, y fitoestimulación, los cuales se dan total o parcialmente, involucrando el sistema radical y se describen a continuación (kurade et al., 2021).

En la fitoextracción las plantas utilizan las raíces para absorber metales pesados y otros contaminantes del ambiente, estos son transportados por la corriente transpiratoria y se acumulan en brotes y hojas; la fitoestabilización hace referencia a la inmovilización de metales pesados, a través de la absorción, acumulación y precipitación en las raíces, gracias a la producción de sustancias quelantes y demás compuestos estabilizadores y adsorbentes de la contaminación, secretados por la planta o los microrganismos habitantes de la rizosfera (Wang et al., 2021)

En el mecanismo de fitovolatilización, la planta absorbe contaminantes por la raíz y luego estos pasan a las hojas, a través de las cuales son liberados al aire en la corriente transpiratoria; la rizodegradación, consiste en la metabolización de contaminantes por parte de los microrganismos rizosféricos; ambos mecanismos son ideales para tratar contaminantes orgánicos (Gabriele et al., 2021).

En la fitodegradación las plantas y microorganismos asociados tienen la capacidad de degradar contaminantes orgánicos, hasta convertirlos en compuestos inofensivos, en este proceso los contaminantes luego de ser absorbidos por las raíces, son metabolizados dentro de los tejidos vegetales y se producen enzimas como la deshalogenasa y la oxigenasa, que ayudan a catalizar la degradación (Bernal, 2014).

En la fitoestimulación, los exudados de las raíces de las plantas (azúcares simples, aminoácidos, compuestos alifáticos y aromáticos, nutrientes, enzimas y oxígeno), estimulan el crecimiento de microorganismos de la rizosfera capaces de degradar contaminantes (Arias et al., 2010).

Cada uno de estos mecanismos depende del sistema radical para llevar a cabo distintos procesos como: la inmovilización, degradación, absorción, volatilización y acumulación de diversos contaminantes en varios órganos de la planta (Paredes, 2017). Así mismo el sistema radical tiene un papel indispensable en ambientes contaminados ya que además sus características se pueden utilizar para monitorear diferentes condiciones ambientales en el medio como: el contenido de agua, los niveles de nutrientes y la presencia de elementos tóxicos (Meng et al., 2019).

Importancia del sistema radical en los procesos de fitorremediación

La eficiencia de la fitorremediación depende de la tasa de crecimiento de las plantas y el rendimiento en biomasa (Wang et al., 2021), pero también depende en gran medida del sistema radical y su arquitectura (Paredes, 2017). A través de las raíces, las plantas crean la corriente transpiratoria que transporta agua y sustancias disueltas desde el suelo, o sustrato en el que las plantas crecen, hacia todos los tejidos y finalmente a la atmósfera, de esta manera pueden absorber nutrientes necesarios para su crecimiento; a través de las raíces, las plantas también pueden desarrollar mecanismos que utiliza para censar condiciones e interactuar con el ambiente; mediante la rizodeposición pueden regular la dinámica poblacional y la actividad metabólica de los microorganismos que se desarrollan en la rizósfera (Oliveros et al., 2009 ; Betterman et al., 2021).

Por lo anterior, las raíces pueden determinar en gran medida el éxito de los procesos de fitorremediación, dado que pueden aprovechar su fisiología para transportar diversos contaminantes del medio externo hacia el interior de la planta (Zhu et al., 2020). Al mismo tiempo la población de microorganismos que se desarrolla en la rizosfera puede regular la absorción de contaminantes del medio, su degradación, transformación o inactivación (Lin et al., 2021), este microbioma biorremediador puede en todo momento estar siendo estimulado por los exudados de las raíces de las plantas.

La interacción entre los contaminantes y el sistema radical es fundamental para el éxito de los tratamientos de fitorremediación, a mayor acumulación de biomasa en raíces, mayor será la eficiencia de la fitorremediación; si se utilizan plantas con un área de superficie radical aumentada, mayor será la fitodegradación de contaminantes (Oniosun et al., 2019).

Por ejemplo, el aumento de numero de pelos en la raíz, le confiere una mayor capacidad de tolerar, acumular y eliminar diversos contaminantes, a través de varios mecanismos como la captación, transformación, conjugación y compartimentación de contaminantes en vacuolas y / o paredes celulares; también aumenta la degradación de contaminantes a través de la liberación de exudados radiculares y enzimas como las peroxidasas y las lacasas, que eliminan algunos contaminantes orgánicos. (Agostini et al., 2013).

Por su parte las raíces primarias y laterales, también cumplen funciones importantes en la fitorremediación, Wu et al., (2020), describen que las raíces laterales recién emergidas y el ápice de las raíces primarias, son sitios principales de captación y concentración de contaminantes como Cd, lo cual se debe al desarrollo incompleto de suberina que facilita la entrada de agentes bióticos y abióticos, que mediante la vía del apoplasto y promueven la hiperacumulación en la planta.

En la tabla 2 se presentan algunas plantas utilizadas en fitorremediación y características de su sistema radical. La mayoría de estas plantas cuentan con un área superficial radical reducida, lo cual puede ser una limitante para la eficiencia de los procesos de fitorremediación, entonces sería conveniente mejorar esta característica con la finalidad de hacer más eficiente el proceso de descontaminación.

Perspectivas sobre usos de los AH como fitoestimulantes en fitorremediación

Los AH ejercen un efecto directo en el desarrollo del sistema radical de las plantas, tienen la capacidad de aumentar el crecimiento, proliferación de pelos radicales y la emergencia de raíces laterales, además influyen positivamente en la captación de nutrientes y favorece la interacción de bacterias en la rizosfera (Huertas et al., 2016; Ekin 2019; Huertas et al., 2020).

Entonces el efecto bioactivo de los AH sobre las raíces puede ser de utilidad aplicada para ayudar a mejorar el desempeño de las plantas en los procesos de fitorremediación. Puede entenderse que si la bioestimulación con AH sobre las especies vegetales usadas en fitorremediación conduce a un mejor desarrollo, entonces se logrará influir en los procesos de fitorremediación. Porque aumentaría la absorción y degradación de contaminantes asociada a la raíz, como también la adhesión de los microorganismos que los metabolizan (Ayala et al., 2018; Aioub et al., 2019; Wang et al., 2021).

Awad et al., (2021) Agregaron AH en suelos contaminados con metales pesados (Pb, Zn y Cu) en el cual cultivaron Amaranthus tricolor L. para reducir la carga de metales pesados en el suelo; describieron que los AH aumenta el peso seco de A. tricolor y al mismo tiempo aumentan el factor de remediación del suelo.

Ke at al., (2003) Adicionaron AH (6.67% w/w AH: sedimento) en microcosmos de manglares para eliminar el pireno de los sedimentos contaminados, al finalizar el experimento, encontraron que la reducción del contaminante fue menor en los microcosmos modificados con HA, dado que el pireno se unió con la materia orgánica y disminuyó la capacidad del microcosmos del manglar para eliminar el pireno.

También se ha documentado la potencialidad que tienen los AH para la fitominería de metales pesados, se ha demostrado que la aplicación de pequeñas cantidades de AH en el medio, aumenta la absorción de metales pesados por parte de la raíz y la transferencia de estos al tallo (Rasouli et al., 2019; Wang et al., 2021).

Otro posible mecanismo para favorecer la fitorremediación mediante el tratamiento de las plantas con AH es utilizar los AH por sus cualidades para desencadenar el “priming químico”, este efecto, descrito por Canellas et al., (2020), consiste en la previa exposición de la planta ante un agente químico, con el objetivo de hacer un preacondicionamiento, para que la planta active los mecanismos de respuesta ante futuras condiciones que puedan provocar estrés biótico y abiótico; por ejemplo, se ha evaluado el uso de AH como pre acondicionadores de plantas expuestas posteriormente a condiciones perjudiciales como ambientes con alta salinidad, sequía y presencia de contaminantes como metales pesados, el pretratamiento de las plantas con AH condujo a una respuesta adaptativa, a nivel transcripcional, donde en fue modulada positivamente la expresión de genes involucrados las rutas de señalización hormonal del ácido abscísico, giberelinas y auxinas, así como genes involucrados en la respuesta para reducir el estrés generado por los contaminantes.

De esta manera, las plantas utilizadas en fitorremediación de ambientes contaminados, bajo condiciones ambientales normales o generadoras de estrés adicional, podrían adquirir mayor capacidad de tolerar tanto el estrés como la toxicidad en si misma causada por el contaminante.

CONCLUSIÓN

En esta revisión se analiza un adecuado volumen de evidencia que permite sugerir la bioestimulación con AH como como estrategia de preacondicionamiento para mejorar el desempeño de plantas utilizadas en fitorremediación, entendiendo que gracias a las propiedades multifuncionales descritas para los AH, las plantas pueden generar un conjunto de respuestas positivas en el crecimiento del sistema radical, el metabolismo, la interacción con los microrganismos rizosféricos y la modulación de respuestas de tolerancia ante el estrés causado por la contaminación.

LITERATURA CITADA

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