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UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL
INSTITUTO DE BIOCIÊNCIAS
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM BOTÂNICA
RESTAURAÇÃO ECOLÓGICA DE ÁREAS IMPACTADAS POR CINZAS DE
CARVÃO MINERAL: CONTRIBUIÇÃO DA MAMONA (RICINUS COMMUNIS L.) E
RESPOSTAS DA ESPÉCIE A METAIS PESADOS
MARISA AZZOLINI
Tese de Doutorado
Porto Alegre, março de 2008
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UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM BOTÂNICA
RESTAURAÇÃO ECOLÓGICA DE ÁREAS IMPACTADAS POR CINZAS DE
CARVÃO MINERAL: CONTRIBUIÇÃO DA MAMONA (RICINUS COMMUNIS L.) E
RESPOSTAS DA ESPÉCIE A METAIS PESADOS
MARISA AZZOLINI
Tese apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Botânica da Universidade Federal do
Rio Grande do Sul, como parte dos requisitos para a obtenção do título de Doutor em
Botânica.
Orientadora: Profa. Dra. Maria Luiza Porto
Co-orientador: Prof. Dr. Luís Mauro Gonçalves Rosa
Porto Alegre- RS
2008
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ii
O conhecimento não deve servir como uma ferramenta para enaltecer a vaidade humana,
mas deve servir para algo superior, como o
entendimento da natureza e a preservação da vida
nela existente.
iii
AGRADECIMENTOS
Este trabalho dependeu da contribuição de muitas pessoas e instituições para as
quais eu gostaria de registrar meus agradecimentos.
Ao Programa de Pós-Graduação em Botânica, especialmente à coordenação e aos
professores por fornecer um excepcional ambiente de pesquisa e aprendizado.
À Prof
a
. Dr
a
. Maria Luiza Porto, pela orientação, incentivo, amizade e apoio.
Ao Prof. Dr. Luís Mauro Gonçalves Rosa, pela co-orientação, incentivo, amizade e
apoio.
Ao Prof. Dr. Thomas Stützel, pela co-orientação durante a bolsa Sanduíche e pelo
apoio e atenção, durante todo o período de estadia na Rhur-Universität de Bochum.
Ao Conselho Nacional de Pesquisa (CNPq), pela concessão da bolsa, apoio
financeiro ao projeto CT-Mineral I e atenção despendida durante todo o processo de
concessão da bolsa Sanduíche.
Ao Deutscher Akademischer Austauschdienst (DAAD), pela brilhante oportunidade
de realização da bolsa Sanduíche na Alemanha.
Ao Departamento de Ecologia, pela infra-estrutura gentilmente disponibilizada para
a realização deste trabalho.
Aos funcionários e a direção do Centro de Ecologia, pelo apoio, amizade e por
disponibilização de equipamentos e laboratórios.
À Companhia de Geração Termelétrica de Energia e Eletricidade (CGTEE) e aos
funcionários da Usina Termelétrica de São Jerônimo, pelo apoio e acessibilidade à usina.
Ao Institute for Analytical Sciences (ISAS), especialmente a Aleksandra Polatajko,
Ingo Feldmman, Evygeny Gurevich, Robert Hergenröder e Norbert Jakuboswski, pela
disponibilização de equipamentos, auxílio na realização das análises no ICP-MS e na
realização das análises com laser.
Ao grupo do laboratório de Ecotoxicologia, pelos inúmeros empréstimos de água
destilada.
Ao Prof. Ribas Vidal (Dept. Planta e Lavoura, por disponibilizar a casa de
vegetação usada para a realização de um dos experimentos.
Ao prof. Fabio Scarano (UNB) pelo empréstimo do fluorômetro.
À Prof
a
Débora Dick (Dep. Química), pelas análises de carbono e discussões.
iv
Ao Prof. Antonio P. Vieiro (Dep.Geologia), pelos mapas da Usina de São
Jerônimo.
À minha amiga Ana Paula Moreira da Silva, pela ajuda incondicional, pelas idéias
filosóficas, pelas discussões científicas intermináveis e pela “tolerância aos estresses
ambientais”.
Ao colega Gilberto pela cooperação no projeto CT-Mineral e montagem do
laboratório.
Aos (as) estagiários (as) e amigos (as), Morgana Tanise, Ricardo, Samantha,
Jéssica, Bárbara Daniel, pelos inúmeros auxílios nos experimentos.
Aos amigos do laboratório de Ecologia de Paisagem, Eduardo, Ana, Rogério,
Magda e Greice pelo divertido convívio durante estes 4 anos.
Ao Eduardo Forneck e Sandra Muller, pela ajuda com as análises estatísticas e
valiosas sugestões.
Aos (as) amigos (as) do Departamento Spezielle Botanik- Ruhr Universität
Bochum, pela grande amizade, apoio e atenção durante minha permanência em Bochum.
À minha amiga Alessandra Coan, pelas valiosas sugestões nos trabalhos
anatômicos e a divertida convivência.
Ao Jean, que amavelmente me ajudou em todos os passos deste trabalho e com sua
paciência, cuidado e carinho me deixou sempre confiante para continuar.
À minha família, a base de tudo, pela força e compreensão da minha ausência. Sem
o apoio de cada um de vocês eu jamais teria chegado até aqui. Agradecimentos especiais
aos meus pais, que tiveram a sensibilidade de perceber que a educação é a chave da
transformação e não pouparam esforços para me deixar percorrer os caminhos da
Universidade. E à minha querida irmã Lorena, uma das pessoas mais fantásticas que já
conheci dedico.
A Deus por estar sempre protegendo meu caminho.
v
RESTAURAÇÃO ECOLÓGICA DE ÁREAS IMPACTADAS POR CINZAS DE
CARVÃO MINERAL: CONTRIBUIÇÃO DA MAMONA (RICINUS COMMUNIS L.) E
RESPOSTAS DA ESPÉCIE A METAIS PESADOS
AUTOR: Marisa Azzolini
ORIENTADORA: Profa. Dra. Maria Luiza Porto
CO- ORIENTADOR: Luís Mauro Gonçalves Rosa
RESUMO
A atividade carbonífera brasileira está concentrada no sul do Brasil, região que apresenta
as maiores reservas do país. A implementação de medidas de redução do impacto
ambiental gerado pela atividade carbonífera inclui o manejo adequado dos resíduos da
extração e das cinzas geradas durante a queima do carvão mineral. Dentre estas medidas, a
restauração por meio da revegetação ecológica tem se tornado uma necessidade. O
presente estudo teve por objetivo avaliar alguns dos processos que envolvem a relação
entre a mamona (Ricinus communis L.) e as cinzas de carvão mineral. O estudo abrangeu
as características do estabelecimento de uma comunidade espontânea numa área de
depósito de cinza de carvão mineral e sua potencialidade de ser um sistema vegetal
eficiente para a restauração ecológica de áreas impactadas. Sob condições controladas, em
laboratório, foi determinado o potencial fitorremediador da mamona avaliando o efeito de
metais pesados, cromo hexavalente (cromo VI) e níquel (Ni) em processos fisiológicos e
na anatomia da planta. Os experimentos a campo foram realizados em depósito de cinza de
carvão localizado na Termelétrica de São Jerônimo-RS e, os trabalhos em casa de
vegetação utilizaram cinzas desta usina para o cultivo da mamona. Os resultados dos
experimentos no campo demonstraram que a comunidade vegetal, espontaneamente
estabelecida no depósito de cinza, é um modelo eficiente para a restauração e que a
mamona desempenha uma função importante na sucessão desta comunidade vegetal. Os
resultados das análises em condições controladas mostram que a deficiência de
macronutrientes da cinza foi o principal fator limitante para o crescimento da espécie. A
mamona apresenta o comportamento de uma planta indicadora de níquel, sendo que
concentrações acima de 60 µM foram tóxicas as estas. As análises fisiológicas e
anatômicas possibilitaram demonstrar que estas concentrações causaram danos no processo
vi
fotossintético e inibiram o crescimento das raízes laterais. Estes danos possivelmente estão
associados à localização do níquel nos tecidos foliares e radicais. No caso do cromo (VI)
para concentrações menores de 90 µM, não foram observados sintomas de toxidez,
possivelmente, porque a maior parte do cromo absorvido é mantida nas raízes. O estudo
conclui que a mamona mostra ser uma espécie eficiente para o sistema de restauração e
pode contribuir para a fitoestabilização de cromo e níquel em áreas de depósito de cinza de
carvão mineral
vii
ECOLOGICAL RESTORATION OF IMPACTED AREAS BY MINERAL COAL ASH:
CASTOR BEANS CONTRIBUTION (RICINUS CUMMUNIS L.) AND RESPONSES OF
THE SPECIES TO HEAVY METALS.
AUTHOR: Marisa Azzolini
ADVISER: Profa. Dra. Maria Luiza Porto
CO- ADVISER: Prof. Dr. Luís Mauro Gonçalves Rosa
ABSTRACT
The Brazilian carboniferous activity is concentrated in the Southern region, the area where
the country’s biggest reserves are located. Measures to reduce the environmental impact
from carboniferous activity include the adequate management of coal extraction’s residues
and the ashes generated during the coal combustion. Amongst those measures, restoration
through ecological revegetation has become a necessity. This study aimed to assess some
of the processes involving the relation between the castor beans (Ricinus communis L.) and
the coal ashes. The study included the characteristics of a spontaneous community
establishment in an area of mineral coal ash deposition and its potential of being an
efficient vegetal system for the restoration of impacted areas. Under laboratory controlled
conditions, it was determined the castor beans’ potential for phytoremediation, assessing
the effects of the heavy metals chromium (hexavalent, Cr VI) e nickel (Ni) on some of the
physiological processes and in the plant anatomy. The field experiments were performed in
a coal ash deposit area, located in a thermoelectric power plant in São Jerônimo-RS and,
the greenhouse investigation used ashes from this power station to grown castor beans. The
results of the field experiments have demonstrated that the vegetal community,
spontaneously established in the ash deposit, is an efficient model for the revegetation and
have shown that castor bean represent a very important function in the vegetal community
succession. The results of the analyses under controlled conditions have shown that the
deficiency of the ash’s macronutrients was the main limiting factor for the growth of castor
bean. Castor bean responds to nickel as indicator species and concentrations above 60 µM
were considered toxic for the plants. The physiologic and anatomic analyses show damage
viii
to photosynthetic processes and inhibited the growth of lateral roots. These damages are
possibly associated to the localization of nickel in the leaves and roots tissues. In the case
of the chromium (VI), concentrations below 90 µM, showed no symptoms of toxicity,
possibly because most of the chromium absorbed was kept in the roots. The study has
concluded that the castor bean may be an efficient species for the revegetation system and
it can contribute for the phytoestabilization of nickel and chromium in areas of mineral
coal ash deposit.
ix
ORGANIZAÇÃO DA TESE
Esta tese é composta por:
Introdução Geral seguida pelas hipóteses e objetivos;
Referencial Teórico;
Quatro capítulos, que são uma seqüência das etapas realizadas para atingir os
objetivos propostos e não foram elaborados como artigos científicos independentes. Isto
porque entendemos que a escrita em forma de artigo levaria a perda de muitas das
informações as quais são necessárias para a compreensão do trabalho, já que esta tese
envolve diferentes escalas de trabalho. Porém, posteriormente serão publicados como
artigos independentes;
Considerações Finais; e
Referências Bibliográficas (páginas finais), que correspondente somente aos itens
Introdução Geral e Referencial Teórico. As referências de cada capítulo encontram-se
citadas no final de cada capítulo.
x
SUMÁRIO
INTRODUÇÃO GERAL................................................................................................................. 1
HIPÓTESES ...................................................................................................................... 3
OBJETIVOS...................................................................................................................... 3
REFERENCIAL TEÓRICO........................................................................................................... 5
1- CARVÃO MINERAL, USO E IMPACTO AMBIENTAL ........................................... 5
1.1- USO DE CARVÃO MINERAL.................................................................................................... 5
1.2- PRODUÇÃO DE RESÍDUOS PELA ATIVIDADE CARBONÍFERA .................................................. 6
1.2.1-Características químicas e físicas das cinzas. 8
1.2.2- Impactos ambientais causados pela deposição de cinzas de carvão 10
1.2.2.1-Efeito das cinzas no estabelecimento e no crescimento de plantas ..................... 10
1.2.2.2- Efeito das cinzas de carvão no aumento da concentração de metais pesados na
vegetação ......................................................................................................................... 13
1.3. RECUPERAÇÃO DE ÁREAS DEGRADADAS POR DEPÓSITO DE CINZAS................................... 15
2. OS METAIS PESADOS NO AMBIENTE .................................................................. 19
2.1. COMPORTAMENTO DOS METAIS PESADOS NO SOLO............................................................ 19
2.2. METAIS PESADOS NAS PLANTAS ......................................................................................... 22
2.2.1. Os primeiros conceitos e observações .............................................................................22
2.2.2. Absorção de metais pelas plantas.......................................................................... ...........23
2.2.3. Efeitos tóxicos dos metais pesados nas plantas ...............................................................25
2.2.4. Estratégias de resposta das plantas às elevadas concentrações de metais pesados no
solo.............................................................................................................................................28
2.2.5. Mecanismos de tolerância a metais pesados ..............................................................29
2.2.5.1.Mecanismos de exclusão ..................................................................................... 30
2.2.5.2.Mecanismos de acumulação dos metais na parte aérea ....................................... 31
3. FITORREMEDIAÇÃO COMO MÉTODO DE RECUPERAÇÃO DE ÁREAS
CONTAMINADAS POR METAIS PESADOS .............................................................. 33
4. ASPECTOS GERAIS DA REGULAMENTAÇÃO DOS NÍVEIS DE METAIS NO
SOLO............................................................................................................................... 35
5. CARACTERÍSTICAS INTERESSANTES DA MAMONA (RICINUS COMMUNIS
L.) PARA O USO EM FITORREMEDIAÇÃO............................................................... 37
CAPÍTULO I.................................................................................................................................. 39
COMUNIDADE VEGETAL PIONEIRA EM CINZA DE CARVÃO MINERAL: UM
MODELO PARA INÍCIO DE UMA RESTAURAÇÃO ECOLÓGICA? ................................ 39
MATERIAIS E MÉTODOS ............................................................................................ 40
ÁREA DE ESTUDO ........................................................................................................................ 40
LEVANTAMENTO DE DADOS....................................................................................................... 42
ANÁLISE DOS DADOS ................................................................................................................... 45
RESULTADOS ............................................................................................................... 48
CARACTERÍSTICAS QUÍMICAS DA CINZA NO PERFIL....................................................................... 48
DIFERENÇAS QUÍMICAS ENTRE AS ÁREAS DO DEPÓSITO................................................................ 50
CONCENTRAÇÃO DE METAIS PESADOS EM MAMONA..................................................................... 52
ix
ANÁLISE DA VEGETAÇÃO ............................................................................................................. 54
DISCUSSÃO ................................................................................................................... 65
CONCLUSÃO................................................................................................................. 70
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS............................................................................. 71
CAPÍTULO II ................................................................................................................................ 74
ANÁLISE DO EFEITO DA CINZA LEVE DE CARVÃO MINERAL NO CRESCIMENTO
E NA CONCENTRAÇÃO DE METAIS PESADOS EM MAMONA (RICINUS COMMUNIS
L.)..................................................................................................................................................... 74
MATERIAS E MÉTODOS.............................................................................................. 75
TRATAMENTOS ............................................................................................................................ 75
COLETA DAS CINZAS LEVES E DO SOLO......................................................................................... 75
COLETA DAS SEMENTES............................................................................................................... 76
MONTAGEM DO EXPERIMENTO.................................................................................................... 76
ANÁLISES .................................................................................................................................... 77
RESULTADOS ............................................................................................................... 80
CARACTERIZAÇÃO QUÍMICA DOS SUBSTRATOS ............................................................................. 80
TAXA DE CRESCIMENTO RELATIVO EM ALTURA E BIOMASSA SECA................................................. 82
CONCENTRAÇÃO E DISTRIBUIÇÃO DOS METAIS PESADOS EM MAMONA.......................................... 85
FOTOSSÍNTESE ............................................................................................................................ 87
DISCUSSÃO ................................................................................................................... 90
CONSIDERAÇÕES ECOLÓGICAS.................................................................................................... 93
CONCLUSÕES ............................................................................................................... 94
CAPÍTULO III............................................................................................................................... 99
CONCENTRAÇÃO E DISTRIBUIÇÃO DE NÍQUEL E CROMO EM MAMONA (RICINUS
COMMUNIS L.) CULTIVADA EM SOLUÇÃO NUTRITIVA ................................................ 99
MATERIAIS E MÉTODOS .......................................................................................... 101
COLETA E GERMINAÇÃO DAS SEMENTES..................................................................................... 101
CULTIVO EM SOLUÇÃO NUTRITIVA............................................................................................. 102
ANÁLISES .................................................................................................................................. 103
ANÁLISE DOS DADOS ................................................................................................................. 106
RESULTADOS ............................................................................................................. 107
SINTOMAS DE TOXIDEZ E O EFEITO DE NÍQUEL E DE CROMO (VI) NA TAXA DE CRESCIMENTO..... 107
EFEITOS DE NÍQUEL E DE CROMO (VI) NA PRODUÇÃO DE MASSA SECA....................................... 110
CONCENTRAÇÃO E DISTRIBUIÇÃO DE NÍQUEL E CROMO NAS PLANTAS........................................ 111
INFLUÊNCIA DOS METAIS NO TEOR DE CLOROFILA..................................................................... 115
FLUORESCÊNCIA DA CLOROFILA ............................................................................................... 117
DISCUSSÃO ................................................................................................................. 120
RESPOSTAS DE R. COMMUNIS AO NÍQUEL................................................................................... 120
RESPOSTAS DA PLANTA AO CROMO ............................................................................................ 124
ESTRATÉGIAS DE RESPOSTAS R. COMMUNIS A NÍQUEL E A CROMO E A E AS IMPLICAÇÕES DO USO DA
ESPÉCIE NA FITORREMEDIAÇÃO DE SOLOS CONTAMINADOS
....................................................... 127
CONCLUSÃO............................................................................................................... 128
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS........................................................................... 129
xi
x
CAPÍTULO IV............................................................................................................................. 135
LOCALIZAÇÃO DE NÍQUEL E MUDANÇAS ANATÔMICAS EM RAÍZES DE
MAMONA (RICINUS COMMUNIS L.)..................................................................................... 135
MATERIAIS E MÉTODOS .......................................................................................... 136
CULTIVO E PROCEDIMENTO DE COLETA .................................................................................... 136
ANÁLISES .................................................................................................................................. 137
ANÁLISE DOS DADOS ................................................................................................................. 141
RESULTADOS ............................................................................................................. 142
FITOTOXIDEZ DE NÍQUEL .......................................................................................................... 142
MASSA SECA.................................................................................................................... 144
CONCENTRAÇÃO DE NÍQUEL............................................................................................ 146
ALTERAÇÕES ANATÔMICAS E LOCALIZAÇÃO DE NÍQUEL EM RAÍZES DE R. COMMUNIS................. 148
DISCUSSÃO ................................................................................................................. 155
CONCLUSÕES ............................................................................................................. 161
REFERÊNCIAS BILIOGRÁFICAS ............................................................................. 162
CONSIDERAÇÕES FINAIS ...................................................................................................... 164
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS....................................................................................... 167
xii
Introdução geral
1
INTRODUÇÃO GERAL
A grande demanda por energia em países em desenvolvimento, como o Brasil, tem
gerado uma discussão profunda a respeito das conseqüências ambientais decorrentes da
instalação de novas unidades geradoras de energia. Nesse contexto, o carvão mineral
assume uma condição de destaque já que, por exemplo, 40% da energia elétrica mundial
provém da queima deste minério (International Energy Agency- IEA, 2004). O carvão
mineral apresenta a grande vantagem de diversificar a matriz energética aumentando as
possibilidades de crescimento econômico. Entretanto, muitos estudos apontam para os
impactos ambientais gerados pela extração, queima e disposição dos resíduos, inclusive a
sua contribuição para o aquecimento global. Além dos problemas decorrentes da emissão
de poluentes na atmosfera, salienta-se o grande impacto sobre o solo e recursos hídricos.
Os principais estudos realizados nesta área abordam, principalmente, o impacto da
disposição dos rejeitos que causam a drenagem ácida pela oxidação da pirita. Entretanto,
cresce o interesse e a necessidade de avaliar o impacto das cinzas de carvão, que é o
resíduo proveniente da queima do minério. Grande proporção das cinzas é depositada
sobre o solo nos arredores das usinas, formando grandes depósitos que comprometem a
vegetação e a fauna locais (Puhshon et al., 2003), além de serem fontes importantes de
contaminação para o solo e a água.
Sendo assim, o desenvolvimento de projetos para a recuperação dos ambientes
degradados pela mineração e pelos depósitos de resíduos de carvão tem sido um desafio
para técnicos e pesquisadores. As ações recuperadoras destes locais são baseadas no uso
de medidas de proteção do solo, sendo de importância fundamental a formação de
cobertura pela vegetação. Entretanto, existe uma grande dificuldade que é o conjunto das
características físicas, químicas e biológicas dos rejeitos e cinzas que são desfavoráveis, e
freqüentemente limitantes, ao crescimento de plantas. Nas áreas de depósitos de rejeitos e
cinzas de carvão mineral a presença de condições extremas de pH, baixa disponibilidade
de nutrientes, presença de metais pesados em níveis tóxicos e a falta de propágulos são
fatores que dificultam o crescimento das plantas e, conseqüentemente, a revegetação.
Em muitos casos, a indicação das espécies para a revegetação é feita somente em
função da disponibilidade de mudas ou sementes. Porém, nem sempre as espécies são
tolerantes às condições adversas destas áreas, o que determina o fracasso do projeto de
restauração, especialmente em médio e longo prazo. Como alternativa, trabalhos têm sido
Introdução geral
2
desenvolvidos para testar espécies vegetais adequadas para serem introduzidas nestas
áreas degradadas. Segundo Resende & Kondo (2001), é importante buscar plantas de
crescimento rápido com baixa demanda de insumos externos e capazes de criar condições
favoráveis aos mecanismos de regeneração natural da área degradada. Na maioria das
situações há necessidade de intervenção para a melhoria do substrato antes de se iniciar a
revegetação.
A utilização de espécies que apresentam tolerância a metais pesados pode ser uma
estratégia importante para o início de um processo de restauração ecológica de áreas
impactadas por resíduos de carvão. Além de sobreviverem nestes ambientes, algumas
espécies vegetais podem acumular quantidades elevadas de metais pesados promovendo a
descontaminação do solo ou a estabilização dos elementos na área, processo denominado
de fitorremediação.
A função fitorremediadora de uma espécie só poderá ser estabelecida se as
respostas da planta ao aumento da concentração de determinado elemento for conhecida.
Assim, testes de toxidez são importantes e visam estabelecer os limites de toxidez e as
alterações que a planta pode sofrer com o aumento da concentração do metal. Além disso,
o conhecimento das espécies em comunidades naturais e a capacidade de concentração de
metais pesados em seus tecidos contribuem com a compreensão das complexas relações
substrato-planta presentes em um processo de restauração ecológica. A partir destas
avaliações, é possível indicar a capacidade da espécie para a fitorremediação e avaliar a
contribuição desta dentro do contexto da restauração do ambiente.
O desenvolvimento desta tese de doutorado teve como motivação o estudo de uma
comunidade vegetal que se desenvolve espontaneamente sobre cinzas de carvão e enfocou
as respostas fisiológicas e anatômicas da mamona (Ricinus communis L.) a metais
pesados. Neste contexto, as hipóteses a seguir foram levantadas.
Introdução geral
3
HIPÓTESES
As observações feitas a campo, onde a espécie R. communis parece ser uma planta
pioneira na colonização espontânea de áreas de depósito de cinzas de carvão mineral,
aliadas aos dados obtidos em experimentos anteriores, que mostraram que plantas na área
do depósito apresentam concentrações de alguns metais pesados acima dos limites
considerados normais, permitiram a formulação das seguintes hipóteses:
- A vegetação espontânea estabelecida na área de depósito de cinza permite a sucessão
vegetal e, portanto pode ser um bom modelo para a restauração ecológica de áreas
impactadas por este resíduo.
- A espécie R. communis L. apresenta capacidade de acumular metais pesados e por
isso a presença da mesma em depósito de cinzas de carvão mineral tem um papel
importante na melhoria das condições químicas e físicas do substrato, permitindo
assim o estabelecimento de outras espécies vegetais.
- A capacidade de R. communis de acumular metais pesados está associada a
mudanças fisiológicas e anatômicas que atuam na redução dos efeitos tóxicos
causados pelas concentrações excessivas de metais pesados.
Para tanto, os objetivos a seguir foram formulados.
OBJETIVOS
Os objetivos principais deste trabalho foram: (i) avaliar se a vegetação
espontaneamente estabelecida em depósito de cinza de carvão mineral representa um
sistema vegetal eficiente para a restauração de áreas impactadas por este resíduo,
identificando a relação de R. communis com os metais pesados presentes na cinza. (ii)
determinar o potencial fitorremediador da mamona a partir de estudos de campo e em
condições controladas avaliando o efeito de metais pesados específicos em processos
fisiológicos e na anatomia das plantas.
Cada capítulo contempla um dos seguintes objetivos específicos:
Introdução geral
4
I - Avaliar se a comunidade vegetal espontaneamente estabelecida em um depósito de
cinza de carvão mineral poderá ser utilizada como modelo para o início de uma
restauração ecológica de áreas com degradação semelhante, enfatizando a função da
mamona Ricinus communis L. neste sistema, por ser esta a espécie visualmente
predominante na área de estudo;
II - Avaliar em condição de maior controle experimental, em casa de vegetação, a
influência da cinza de carvão mineral no crescimento e na concentração de metais pesados
em plantas de R. communis, bem como, na fotossíntese.
III - Determinar a distribuição de níquel e cromo (VI) em R. communis e avaliar as
concentrações fitotóxicas destes metais para a espécie, utilizando medidas de
fluorescência da clorofila a e de crescimento das plantas.
IV - Determinar a localização de níquel nos tecidos de raízes e de folhas de R. communis e
avaliar o efeito deste metal na anatomia e na absorção e no transporte de outros
micronutrientes (Cu, Fe, Zn).
Referencial teórico
5
REFERENCIAL TEÓRICO
1- CARVÃO MINERAL, USO E IMPACTO AMBIENTAL
1.1- Uso de carvão mineral
De acordo com o último relatório da IEA (International Energy Agency, 2007)
entre 2002 e 2030 a demanda de carvão deve crescer anualmente 1,4% e em 2030 o
consumo de carvão deve ultrapassar sete bilhões de toneladas. No Brasil, o carvão
representa apenas 6,6 % da matriz energética. As reservas nacionais de carvão são de
aproximadamente 31,7 bilhões de toneladas representando apenas 1,2 % das reservas
mundiais. As principais reservas brasileiras de carvão mineral estão localizadas na região
Sul, sendo que o Rio Grande do Sul detém aproximadamente 90% das reservas nacionais
(Agencia Nacional de Energia e Eletricidade -ANEEL, 2003).
O carvão é uma complexa e variada mistura de componentes orgânicos sólidos,
fossilizados ao longo de milhões de anos. Pode ser definido como uma rocha sedimentar
combustível, formada a partir de determinados vegetais encontrados em diferentes estados
de conservação e tendo sofrido soterramento e compactação em bacias originalmente
pouco profundas, possuindo teores variáveis de carbono, oxigênio e hidrogênio de acordo
com os diversos estágios de transformação dos vegetais em carvão (Abreu, 1973 apud
Guerra, 2000). Sua qualidade é determinada pelo conteúdo de carbono, que varia de
acordo com o tipo e o estágio dos componentes orgânicos e segue a seguinte ordem de
purificação: turfa (45% de carbono), linhito (60 a 75%), hulha (75 a 85%) e antracito
(90%). Os carvões brasileiros são de difícil classificação e apresentam altos teores de
cinza e enxofre da ordem, de 50% e 25%, respectivamente. Esse elevado grau de
impureza contribui para o baixo índice de aproveitamento de carvão no Brasil (ANEEL,
2003).
A utilização do carvão como recurso energético gera quantidades significativas de
resíduos, os quais constituem grande problema ambiental, afetando diretamente o solo, a
água e o ar. No Rio Grande do Sul e, especialmente, em Santa Catarina, a disposição
inadequada dos resíduos de carvão causou e causa grave impacto ambiental, com
comprometimento da qualidade dos recursos hídricos e do solo, sendo que somente a
partir do final da década de 80 começaram a ser reparados (Zocche, 1989, Zanardi &
Porto, 1991, Marcomin & Porto 1998, Binotto et al., 1999).
Referencial teórico
6
1.2- Produção de resíduos pela atividade carbonífera
A atividade carbonífera gera diferentes impactos no ambiente ao longo de toda a
cadeia que engloba as etapas de mineração, beneficiamento e industrialização. Durante a
mineração, que pode ser a céu aberto ou subterrânea, o maior impacto é diretamente no
solo. Na lavra a céu aberto, a camada superficial do solo é completamente removida
promovendo a destruição da flora e da fauna locais, perda da microfauna do solo e da
matéria orgânica. A exposição das camadas inferiores torna-as mais suscetíveis à erosão
causando assoreamento das drenagens (Bugin, 2002). Outro problema é a exposição da
pirita às condições oxidantes formando a drenagem ácida. A pirita é uma rocha rica em
sulfato que ocorre associada ao carvão, que, em condições oxidantes, forma ácido
sulfúrico, que solubiliza minerais, dentre eles metais pesados. Estes, se tornando
disponíveis aos organismos vegetais, podem posteriormente entrar na cadeia trófica
(Carson et al., 1982).
Na etapa de beneficiamento, as impurezas como argila e pirita são retiradas do
carvão por diferentes processos, os quais são classificados pela granulometria do carvão
(Sampaio, 2002). A maior parte destes processos utiliza água para facilitar a separação do
carvão. A água e as impurezas, conhecidas genericamente como rejeitos, podem conter
grandes quantidades de metais pesados dependendo do grau de impureza do carvão.
Segundo Akers e Dospoy (1994), os principais metais que podem ser removidos do
carvão na etapa de beneficiamento são: Ni, As, Se, Cd, Cr, Hg e Pb. Alguns
procedimentos, como reaproveitamento e filtragem da água e a deposição dos rejeitos nas
cavas de extração, são adotados pelas empresas como forma de diminuir o impacto ao
ambiente.
Na etapa de industrialização, o carvão pode ser utilizado em diferentes segmentos:
carboquímica (síntese de metanol, metano, amônia e outros), siderurgia (produção de aço)
e geração de energia elétrica (Ferret et al., 2002; Osório & Vilela 2002). Nesse último
processo o carvão é queimado em grandes caldeiras de geração de vapor que alimentam
turbinas geradoras de eletricidade. A combustão de carvão gera grande quantidade de
resíduos, chamados genericamente de cinzas.
As cinzas geradas durante a combustão podem ser de diferentes tipos (Rissato,
1982 apud Rohde 1995): (i) escória (em inglês: slag ou boiler slag): apresentam
granulometria grosseira e elevados teores de carbono não queimado (10-20 %) e são
retiradas pelo fundo das fornalhas após serem resfriadas com água; (ii) cinzas pesadas ou
Referencial teórico
7
de fundo (botton ash): apresentam granulometria grossa e caem para o fundo das
fornalhas e gaseificadores, sendo freqüentemente retiradas por fluxo de água. Contêm
geralmente teores de carbono não queimado entre 5 e 10 %; (iii) cinzas leves, também
denominadas de cinzas volantes (fly ash): são constituídas de partículas extremamente
finas < 0,15mm e que são arrastadas pelos gases de combustão das fornalhas. Uma grande
parcela dessas partículas é retirada por sistema de captação, tais como filtros de tecido,
ciclones e precipitadores eletrostáticos.
Grandes quantidades de cinzas são geradas durante a combustão dos carvões
brasileiros. Em média a queima de 1kg de carvão gera 0,5 kg de cinza e 1 kWh de energia
(Companhia de Geração Térmica de Energia Elétrica -CGTEE, 2007). As cinzas podem
ser utilizadas, por exemplo, na indústria cimenteira. Entretanto, dado ao grande volume de
cinzas produzido diariamente somente uma pequena parte é reutilizada. Desta forma, no
Brasil, quando economicamente viável, as cinzas são depositadas nas cavas de extração
do carvão quando esta ocorre a céu aberto. Entretanto, quando as distâncias tornam o
transporte das cinzas economicamente inviável ou o carvão provém de minas
subterrâneas, as cinzas são depositadas em áreas geralmente adjacentes as termelétricas
(Zocche, comunicação pessoal). Sendo assim, inúmeras áreas de antigos depósitos de
cinzas podem ser encontradas (Rohde, 1995) e novas continuam a surgir. As áreas de
antigos depósitos foram na maioria das vezes abandonadas sem qualquer programa de
recuperação.
Na combustão do carvão, inúmeros metais pesados são liberados para o meio
ambiente como material particulado, aerossóis e/ou estão concentrados nas partículas de
cinzas. A deposição inadequada das cinzas pode levar, facilmente, à contaminação do solo
e da água. As cinzas podem ser lixiviadas no próprio local, ser transportadas pelos ventos
ou pela erosão hídrica, contaminando o solo e a água (Alloway & Ayres, 1996; Benito et
al., 2001). Segundo Martins (2002), alguns carvões possuem quantidades significativas de
urânio, transformando as termelétricas em fontes significantes de radioatividade.
Os graves problemas ambientais gerados pela extração e processamento do carvão
sempre chamaram a atenção, e inúmeros trabalhos científicos a respeito do impacto
gerado pelo carvão e estratégias para a redução do problema são encontrados na literatura
brasileira (Zocche & Porto, 1993; Citadini-Zanette, 1999; Zocche, 2005). Por outro lado,
apesar dos riscos ambientais que as cinzas de carvão mineral representam, no Brasil,
poucos trabalhos têm avaliado o impacto das mesmas (Rohde, 1995; Minozzo, 2006), e
nenhum trabalho de revegetação destas áreas foi encontrado. Isto deixa claro que as áreas
Referencial teórico
8
de depósito de cinzas não estão sendo objeto de estudos, portanto, pouco pode ser
proposto para a recuperação das mesmas. Por este motivo, a relação entre espécies
vegetais e cinza de carvão mineral é tema deste trabalho, utilizando como base as cinzas
leves e as áreas de depósito da termelétrica de São Jerônimo, RS. Esta termelétrica é a
mais antiga do Rio Grande do Sul e apresenta grandes problemas ambientais relacionados
ao depósito de cinza e a emissão de partículas na atmosfera.
1.2.1-Características químicas e físicas das cinzas.
As características físicas, químicas e mineralógicas das cinzas são variáveis,
dependendo do tipo de processamento e do tipo de carvão. Entretanto, para algumas
características, existem similaridades entre o mesmo tipo de cinza. As cinzas leves são
compostas predominantemente por partículas de pequeno tamanho (0,01-100µm), porosas
e vítreas e com densidade entre 2,1 e 2,6. Por outro lado, as cinzas pesadas contêm grande
quantidade de agregados e podem incluir uma quantidade considerável de material com
mais de 2 mm de tamanho (Carlson & Adriano, 1993).
Os estudos têm mostrado que as cinzas possuem concentrações superiores de
certos metais pesados em relação ao carvão de origem. Isso ocorre em função dos
processos de enriquecimento que as cinzas sofrem durante a combustão do carvão
(Adriano et al., 1980; Pires et al., 2002). Durante a combustão alguns elementos são
volatilizados e posteriormente condensam-se sobre a superfície das cinzas quando os
gases são resfriados (Natusch et al., 1974 apud Pires, 2002). Para Adriano et al. (1980), os
elementos As, B, Ca, Mo, S, Sr e Se são geralmente enriquecidos durante o processo de
combustão do carvão. O enriquecimento do metal durante a combustão está diretamente
relacionado com a volatilidade do elemento. Segundo Iyer (2002), os elementos Mn, Ba,
V, Co, Cr, Ni, Ln, Ga, Nb, As, Sb, Sn, Br, Zn, Se, Pb, Hg e S são mais facilmente
volatilizados durante a combustão do carvão. Os elementos Mg, Na, K, Mo, Ce, Rb e Nb
são poucos volatilizados, enquanto, Si, Fe, Ca, Sr, La, Sm, Tb, Yb, Y, se, Zr, Ta, Ag e Zn
são pouco ou não volatilizados durante a combustão do carvão.
As concentrações de metais pesados nas cinzas são muito variáveis; entretanto é
amplamente reportado que certos metais pesados podem estar em concentrações elevadas
nas cinzas e, portanto, as cinzas possuem potencial poluidor (Tabela 1). Dessa forma, a
sua utilização e deposição no ambiente devem ser acompanhadas de planejamento e
alguns cuidados. Segundo estudo realizado com cinzas das Termelétricas do Rio Grande
Referencial teórico
9
do Sul (São Jerônimo e Charqueadas), que levou em conta as normas NBR 10006
(ABNT, 1987a), NBR 10005 (ABNT, 1987b) e NBR 10004 (ABNT, 1987c), as cinzas
constituem resíduos “não-inertes”, portanto deveriam seguir normas para a sua deposição
no solo. Nos ensaios de solubilização, as cinzas leves de São Jerônimo apresentaram
valores acima do estabelecido para As= 51,4 µg l
-1
; Al=0,47 mg l
-1
; surfactantes= 0,33 mg
l
-1
fenol 0,33 mg l
-1
e fluoreto= 2,0 mg l
-1
(Rohde, 1995).
Outra característica comum às cinzas é o baixo teor de nitrogênio, o qual volatiliza
durante a combustão. As concentrações de outros macronutrientes, como fósforo, podem
ser elevadas, porém, as concentrações disponíveis podem ser reduzidas em função da
complexação com Al e Fe (Carlson & Adriano, 1993). A maioria das cinzas possui pH
alcalino (pH 8,5 - 12,5). Entretanto, cinzas provenientes de carvões com elevados teores
de enxofre podem apresentar pH ácidos (pH 6 – 6,7) (Gupta et al., 2002). As cinzas das
termelétricas de São Jerônimo e Charqueadas apresentaram pH alcalino, tanto em testes
de solubilização quanto de lixiviação das mesmas (Rohde, 1995).
Tabela 1. Características químicas de cinzas leves provenientes de diferentes
termelétricas.
Observa-se na Tabela 1 que a concentração de metais pesados nas cinzas pode ser
muito variável entre as termelétricas, bem como os teores de argila e silte. Comparada as
demais termelétricas, as cinzas de São Jerônimo apresentam menores teores de metais
pesados e pH mais alcalino.
Composição
química
Termelétrica
Florida (EUA)
(Li & Chen, 2006)
São Jerônimo
(Brasil)
(Rohde, 1995)
Bhusawal (Índia)
(Twardowska et al.,
2003)
pH (água) 9,4 10,58 8,2- 8,6
Zn (mg kg
-1
) 198 78 90
Cu (mg kg
-1
) 285 44 54,0
Mn (mg kg
-1
) 96 78 194
Fe (mg kg
-1
) 45348 5346 2,98 (%)
Cd (mg kg
-1
) 3 0,53 9,7
Pb (mg kg
-1
) 113 1,70 36,0
Ni (mg kg
-1
) 79 22,8 136,0
Argila (%) 11,3 3 -
Silte (%) 82,5 15 -
Referencial teórico
10
1.2.2- Impactos ambientais causados pela deposição de cinzas de carvão
As áreas de depósito de cinzas são locais completamente alterados. O solo é
recoberto por uma camada de cinza que geralmente excede alguns metros de altura,
impedindo o contato das raízes com o solo. Outro problema associado a estes locais é o
potencial poluidor das cinzas. Segundo Carlson & Adriano (1993), os principais impactos
das cinzas de carvão nos ecossistemas incluem: a) lixiviação de substâncias
potencialmente tóxicas das cinzas para o solo e para a água; b) redução no
estabelecimento e no crescimento de plantas; c) mudança na composição de elementos
químico nas plantas e aumento na ciclagem de elementos potencialmente tóxicos por meio
da cadeia alimentar. Nesta revisão serão focados os dois últimos impactos, por estarem
diretamente ligados ao tema abordado neste trabalho. Os estudos do comportamento de
metais em áreas de depósito são escassos no Brasil. Poucos trabalhos têm avaliado a
disponibilidade de metais diretamente nos depósitos e as implicações a longo prazo, à
vegetação, à fauna bem como às águas subterrâneas e superficiais.
1.2.2.1-Efeito das cinzas no estabelecimento e no crescimento de plantas
É de conhecimento geral que o estabelecimento da vegetação nas áreas de depósito
de cinzas desempenha funções importantes para: (i) estabilização física das cinzas contra
a erosão eólica e hídrica, (ii) melhoria das condições químicas e conseqüentemente
melhoria para o estabelecimento da microfauna do solo e (iii) recomposição estética da
paisagem (Cheung et al., 2000; Vajpayee et al., 2000; Gupta & Sinha, 2007). Entretanto, a
revegetação natural desses locais ocorre lentamente, devido à presença de limitações
física e/ou química das cinzas, as quais são prejudiciais ao crescimento das plantas.
Segundo Carlson & Adriano, (1993), os principais fatores que limitam o
estabelecimento da vegetação nos locais de depósito de cinza são: deficiência de
nutrientes essenciais como N e P; toxicidade causada pelo pH extremamente alcalino e/ou
pela elevada concentração de sais solúveis como boro, presença de metais pesados; e
formação de camadas compactadas e/ou cimentantes. As cinzas também podem levar à
deficiência indireta de nitrogênio às plantas por causar danos aos microorganismos
fixadores de nitrogênio (Martensson & Witter 1990). A concentração de fósforo nas
cinzas pode ser elevada, atingindo valores entre 400-800 mg de P kg
-1
, mas em geral
muito pouco desta concentração é disponível às plantas (Page et al., 1979). A adição de
Referencial teórico
11
outros resíduos como lodo de esgoto, dejetos de suínos e bovinos, com concentrações
elevadas de nitrogênio e fósforo tem sido testada para auxiliar no estabelecimento da
vegetação nas áreas de depósito de cinzas (Tripathi et al., 2004).
A presença de metais pesados nas cinzas é um dos principais problemas deste
resíduo. Embora seja de conhecimento geral que as cinzas apresentam concentrações
elevadas de alguns metais, poucos trabalhos têm avaliado a dinâmica dos metais neste
resíduo em condições de campo. A fitodisponibilidade de metais pesados foi estudada por
Maharaj et al. (2006), numa área de depósito de cinzas na Carolina do Sul (EUA), pelo
método de extração seqüencial. A extração seqüencial possibilita determinar a quantidade
de metal associada a diferentes compartimentos geoquímicos do solo (por exemplo.
trocável, associados aos óxidos, matéria orgânica, argilas e presente na estrutura
cristalina). Os autores supra citados mostram que, dentre os metais estudados, Mn, Zn, Ni
e Cr foram ligados à fração orgânica e trocável. Pb e Se foram fortemente ligados à fração
cristalina, ou seja, não disponíveis, enquanto Al, As Cd e Fe foram fracamente ligados à
fração cristalina. Como forma de confirmar se a análise seqüencial foi capaz de predizer
corretamente a fitodisponibilidade dos metais, a concentração de metais na vegetação
espontânea na área foi investigada. Exceto para Cr e Ni, a extração seqüencial indicou de
forma correta a fitodisponibilidade de metais as plantas. A concentração dos metais nas
plantas foi dependente da espécie, e os níveis ficaram dentro dos limites permitidos.
Algumas espécies estudadas tiveram acúmulo de Se. As concentrações médias de Se
14,19 mg kg
-1
e 10,76 mg kg
-1
encontradas nas espécies Panicum capillare e Eupatorium
compositifolium foram maiores que a concentração de 8,8 mg kg
-1
encontrada nas cinzas.
Assim, os autores sugerem o monitoramento contínuo da vegetação local, a fim de avaliar
se as concentrações de metais nas plantas não atingem níveis tóxicos.
A elevada concentração de sais solúveis aumenta a condutividade elétrica das
cinzas dificultando o estabelecimento das plantas. Para a maioria das espécies vegetais,
incluindo as plantas de interesse agronômico, condutividade acima de 4 dS m
-1
afeta o
crescimento normal das plantas. Inúmeros trabalhos têm mostrado que a as cinzas
apresentam valores de condutividade elétricas bem maiores: 7,42 dS m
-1
(Dwivedi et al.,
2007) e 7,61 dS m
-1
(Gupta et al., 2006). Embora Carlson & Adriano (1993) considerem o
boro como um dos elementos responsáveis pelo aumento da condutividade das cinzas, a
variabilidade na concentração deste elemento nas cinzas não permite uma afirmação
conclusiva. Desta forma, o aumento na condutividade elétrica nas cinzas é atribuído ao
Referencial teórico
12
aumento de diferentes sais na solução, dependendo das cinzas avaliadas (Gupta et al.,
2002).
O pH é uma das variáveis mais importantes que controla a disponibilidade dos
elementos químicos do solo, nutrientes ou não nutrientes. Em uma análise simplificada,
podemos dizer que as condições extremas de pH, alcalinas ou ácidas, alteram a
disponibilidade dos elementos e a vida microbiana, afetando, portanto a nutrição das
plantas. Tal como outras características, o pH das cinzas é variável em função do tipo de
carvão. Pinto (1997) verificou pH alcalino (pH 8,3) para as cinzas da termelétrica de
Candiota, RS.
As características físicas das cinzas também são citadas como um fator negativo
para o estabelecimento das plantas. Algumas cinzas possuem características cimentantes e
podem formar camadas compactadas, diminuindo a infiltração de água e a penetração de
raízes (Carlson & Adriano, 1993; Gupta et al., 2002). Mulhern et al. (1989) mostraram
que, embora algumas espécies possuam a capacidade de colonizar os depósito de cinzas, o
sucesso no estabelecimento da vegetação nas cinzas nem sempre é alcançado. Em um
estudo no Kansas (EUA), sete espécies herbáceas e seis espécies arbóreas foram plantadas
em cinzas pesadas (pH=7,1), com e sem adição de fertilizantes, resíduos de madeira,
grama e dejetos de bovinos. O resultado do estudo foi que nenhuma das espécies
sobreviveu, independente do tratamento aplicado. O principal fator que contribuiu para
isso foi a característica das cinzas: baixa capacidade de retenção de água, elevada
temperatura (devido à cor escura das cinzas) e presença de uma camada compactante
entre 6 e 10 cm abaixo da superfície.
Como descrito acima, as cinzas apresentam características químicas e físicas que
dificultam o estabelecimento das espécies vegetais. Porém, diferentes espécies vegetais
são capazes de colonizar áreas de depósito de cinzas e são de grande interesse para a
recuperação destas áreas. A implantação de vegetação em depósitos de cinza é uma etapa
fundamental para a recuperação ecológica destas áreas.
Referencial teórico
13
1.2.2.2. Efeito das cinzas de carvão no aumento da concentração de metais pesados na
vegetação
Os trabalhos envolvendo a questão do efeito das cinzas na concentração de metais
pesados nas plantas objetivaram, inicialmente, determinar as concentrações desses
elementos nas espécies vegetais que cresciam naturalmente sob as áreas de depósito de
cinzas. Elevados níveis de Se, (acima de 60 mg kg
-1
em algumas plantas) foram
encontrados em Melilotus alba Medik e Melilotus officinalis Lamb que colonizavam um
depósito de cinza em Nova Iorque (Furr et al., 1975 apud Carlson & Adriano, 1993).
Scanlon & Duggan (1979) observaram elevada concentração de B, Ni e Se em sete
espécies arbóreas plantadas sob depósitos de cinza.
No Rio Grande do Sul, em áreas de depósito de cinzas adjacentes à termelétrica
São Jerônimo, Porto (2002) observou concentrações anormais de cromo (19,8 µg g
-1
) em
folhas de Paspalum sp. A autora também verificou concentrações elevadas de chumbo
(4,7µg g
-1
) e concentrações excessivas de cromo (1,34 a 4,6 µg g
-1
) em plantas de alface
coletadas em hortas domésticas existentes na área de influência do depósito de cinzas.
A maior ou menor acumulação de metais nas plantas sob influência das cinzas
depende da espécie analisada. Em um estudo em área de depósito de cinzas, as
concentrações médias de ferro nas espécies Cynodon dactlyon Pers., Borrhevia repens L.,
Achyranthus aspera L.e Blumera lacera DC. foram 1203, 460, 3823 e 1138 mg kg
-1
,
respectivamente (Maiti & Nandhini, 2006). Essas concentrações foram acima das
concentrações de 150 mg kg
-1
consideradas normais para plantas (Markert, 1994 apud
Greger, 2004).
Uma das práticas comuns no manejo das cinzas é o recobrimento dos depósitos
com uma camada de solo e, posteriormente, a implantação da vegetação. Poucos trabalhos
têm avaliado a eficiência desta prática na restauração das áreas bem como a acumulação
de metais nas plantas. Weisten et al. (1989) estudaram a acumulação de metais em
gramíneas e leguminosas crescendo em quatro depósitos de cinzas, em Nova Iorque. A
cobertura das cinzas, com aproximadamente 60 cm de solo não evitou que as plantas
acumulassem elevados níveis de boro e selênio. Stoewsand et al. (1990) também
encontraram elevadas concentrações de selênio em Brassica napus L. crescendo sob
cinzas recobertas por solo. Estes estudos mostram que as cinzas podem levar ao aumento
na concentração de metais pesados nas plantas mesmo quando recobertas com solo. Desta
forma, é importante um maior número de estudos nestes ambientes e o contínuo
Referencial teórico
14
monitoramento das concentrações de metais nas plantas para a correta avaliação da
influência das cinzas na composição química das mesmas.
Embora seja de consenso geral que as cinzas podem levar ao aumento da
concentração de metais pesados nas plantas com efeitos deletérios às mesmas, a
viabilidade do uso das cinzas na agricultura vem sendo amplamente investigada,
especialmente nos últimos anos (Carlson & Adriano 1993; Mittra et al, 2005; Jaja &
Goyal 2006; Dwivedi et al., 2007). Ram et al. (2007), por exemplo, avaliaram o efeito da
adição de diferentes concentrações de cinza no solo, com e sem, a adição de resíduos de
cana de açúcar (ricos em matéria orgânica) na produção e crescimento de Arachis
hypogaea L., Crotalaria juncea L. e Zea mays L durante seis cultivos intercalados dessas
espécies. Os autores observaram que a aplicação de 200t/ha de cinzas com e sem adição
de 10 t/ha de material orgânico vegetal aumentou significativamente a produção das
espécies estudadas. Independente das concentrações aplicadas, a adição de cinzas
promoveu aumento nas concentrações de metais (Cu, Zn, Mn, Fe, Cr, Pb e Ni) nas
sementes e casca de A. hypogaea, mas em nenhum tratamento atingiram níveis tóxicos.
Os autores sugerem que o uso das cinzas na agricultura seria uma forma viável de
diminuir os problemas com os grandes depósitos de cinzas. Entretanto, um estudo
aprofundado das características físicas e químicas de cada tipo de cinza é necessário antes
de indicar seu uso na agricultura.
Atualmente, embora a cinza seja utilizada para diversos fins, como construção
civil, o consumo brasileiro e mundial é ainda menor que a produção. Assim, depósitos de
cinzas continuam surgindo em todos os países, ocupando áreas e alterando
ambientalmente grandes extensões de terra. Por este motivo, existe a necessidade de ao
menos reduzir ou minimizar os impactos químico, físico e paisagístico gerado pela
deposição das cinzas no ambiente. Como veremos no item a seguir a revegetação desses
ambientes é uma das etapas iniciais e principais para a promoção de qualquer forma de
restauração dessas áreas.
Referencial teórico
15
1.3. Recuperação de áreas degradadas por depósito de cinzas
No contexto de um ecossistema terrestre, área degradada pode ser definida como
uma área que sofreu destruição da cobertura vegetal e da fauna, perda da camada fértil do
solo e alteração na qualidade e vazão do sistema hídrico (Minter/IBAMA, 1990). A
preocupação com o reparo dos danos provocados pelo homem tem levado a proposição de
diferentes metodologias de intervenção, sendo que uma terminologia particular é utilizada
para designar os processos naturais e artificiais de reparação de danos ambientais aos
ecossistemas terrestres (Engel & Parrota, 2003).
O termo “recuperação” (reclamation) é amplamente utilizado no Brasil. Segundo
Engel & Parrotta (2003), a recuperação refere-se tipicamente aos trabalhos realizados em
sítios mais severamente degradados pelas atividades mineradoras ou grandes obras da
construção civil. No manual de recuperação de áreas degradadas pela mineração
(Minter/IBAMA, 1990), recuperação é definida como “o retorno do sítio degradado a uma
forma e utilização de acordo com um plano pré-estabelecido de uso do solo”. Entretanto,
outros termos, como reabilitação e restauração ecológica, são freqüentemente utilizados
para designar práticas semelhantes, porém não podem ser utilizados como sinônimos de
recuperação A reabilitação refere-se tipicamente a ações sobre ecossistemas degradados.
Na reabilitação o objetivo é restaurar a produtividade do solo sem a preocupação com a
similaridade com o ecossistema original, mas de modo que o ecossistema recriado seja
auto-sustentável a longo prazo, cujas espécies dominantes sejam capazes de se regenerar e
permanecer dominantes no sítio. A restauração ecológica tem como meta a viabilidade
ecológica a longo prazo do ecossistema, e a recriação, no futuro de comunidades mais
próximas possíveis das naturais, quanto a estrutura e ao funcionamento (Engel & Parrotta,
2003). Na Figura 1 podemos observar que a diferença entre as abordagens está na
definição das metas e dos objetivos e que a recuperação e a reabilitação podem ser etapas
da restauração ecológica. Embora ainda existam divergências a respeito do uso dos
diferentes termos, recuperação, reabilitação e restauração, a tendência mundial é adotar o
termo restauração.
Referencial teórico
16
Figura 1. Abordagens na restauração ecológica, que inclui o conceito de recuperação.
Adaptado de Bradshaw (1984) e Brown & Lugo (1994) citado em (Engel & Parrota,
2003).
A vegetação nas áreas de depósito de cinzas tem um papel importante na redução
da difusão da poluição, não só pelo controle da erosão, mas também, pela fixação de
contaminantes nos tecidos das plantas. Espécies capazes de acumular metais pesados em
seus tecidos promovem a fixação desses elementos na área, diminuindo o risco de
lixiviação dos contaminantes para os recursos hídricos ou para áreas adjacentes ao
depósito. Conseqüentemente, a estratégia de estabelecimento da vegetação sobre as áreas
de depósito de cinza é uma etapa indispensável para a restauração dessas áreas.
Entretanto, por suas características físicas e químicas, as cinzas impõem fortes
limitações ao desenvolvimento vegetal. Por isso, o recobrimento das cinzas com camadas
de solo e/ou adição de outros resíduos como lodo de esgoto e uso de fertilizantes vêm
sendo testados para permitir o estabelecimento das plantas nesses locais (Tripathi et al.,
2004; Sinha et al., 2005). Além disso, Gupta et al. (2002) salientam que o sucesso da
revegetação nas áreas de depósito de cinzas depende da seleção de espécies vegetais
capazes de crescer em ambientes enriquecidos com metais pesados e pH alcalino.
Neste sentido, Mulhern et al. (1989) demonstraram que plantas herbáceas do
gênero Agropyrum, Festuca e Melilotus apresentam melhor capacidade de crescimento
Estrutura (composição, comlexidade)
Função (conteúdo de nutrientes e biomassa)
Ecossitema
degradado
Ecossistema
recuperado (biota
e produtividade)
Ecossitema
reabilitado
Substituição
Sucessão
interompida
Floresta
Secundária
Reabilitação
Recuperação
Sucessão
normal
Ecossistema
original (floresta
madura)
Restauração
Necessária a
intervenção do
homem
Não é necessária
a intervenção do
homem
Estrutura (composição, comlexidade)
Função (conteúdo de nutrientes e biomassa)
Ecossitema
degradado
Ecossistema
recuperado (biota
e produtividade)
Ecossitema
reabilitado
Substituição
Sucessão
interompida
Floresta
Secundária
Reabilitação
Recuperação
Sucessão
normal
Ecossistema
original (floresta
madura)
Restauração
Necessária a
intervenção do
homem
Não é necessária
a intervenção do
homem
Estrutura (composição, complexidade)
Referencial teórico
17
em depósitos de cinza do que plantas arbóreas. Porém outros experimentos têm mostrado
o potencial de espécies arbóreas para a revegetação de áreas de depósito de cinza. Por
exemplo, Sinha & Gupta (2005) avaliaram a capacidade de Sesbania cannabia L. Ritz de
acumular metais quando cultivada em cinzas. As plantas foram cultivadas em vasos com
diferentes porcentagens de cinza (10, 25, 50 e 100%) e solo comercial. A concentração
dos metais foi maior na parte aérea das plantas em comparação com as raízes em todos os
tratamentos. Entre os metais estudados, as maiores concentrações observadas foram de
ferro. Após 90 dias de cultivo, a concentração de ferro nas folhas foi em média 2400 µg g
-
1
. Entretanto, o aumento na concentração dos compostos antioxidantes (cisteína,
carotenóides, prolina livre, ácido ascórbico e tiol não-protéico) foi maior nas raízes do que
nas partes aéreas das plantas expostas as cinzas. Por isso, segundo os autores, a espécie
tem mecanismos de tolerância a metais pesados e, portanto é uma espécie recomendada
para revegetação e fitorremediação de áreas contaminadas por cinzas de carvão.
Poucos estudos têm avaliado o potencial de revegetação das espécies que crescem
espontaneamente em cinzas. Esses estudos são importantes, porque permitem avaliar não
só a eficiência de determinada espécie na revegetação, mas também avaliar a eficiência da
comunidade vegetal que geralmente se estabelece segundo critérios de sucessão vegetal.
Maiti & Nandhini (2006) avaliaram a biodisponibilidade de metais nas cinzas e a
acumulação desses na vegetação natural. Uma parcela de 3 m x 3 m x 1 m foi isolada em
um depósito de cinza. Após um ano foi realizado o levantamento das espécies e amostras
da cinza e das plantas foram coletadas. Após este período somente quatro espécies foram
encontradas na área: Cynodon dactlyon Pers (espécie dominante) e as outras espécies
encontradas foram as herbáceas: Borrhevia repens L.; Achyranthus aspera L.; Blumea
lacera DC. As espécies mostraram diferentes capacidades de acúmulo de metais. A
máxima concentração de Fe foi encontrada em A. aspera (3813 mg kg
-1
) e a menor
concentração em B. repens (460 mg kg
-1
), sendo que estas concentrações estão acima das
concentrações normais (150 mg kg
-1
) em tecidos vegetais, conforme Market et al. (1994).
Para os demais elementos estudados (Co, Ni, Pb, Cu, Zn e Mn), todas as espécies também
mostraram diferentes capacidades de acúmulo; entretanto as concentrações ficaram dentro
da faixa de normalidade. Dentre as espécies, C. dactlyon apresentou menor acúmulo de
Mn, Zn, Cu, Pb, Ni e Co. Segundo os autores, essa característica associada à elevada taxa
de crescimento torna C. dactlyon uma importante espécie para a revegetação de áreas com
cinzas. Isto porque promoveria um rápido recobrimento do solo sem acúmulo de metais e
conseqüentemente não apresentaria problemas de toxidez.
Referencial teórico
18
Um importante estudo ecofisiológico desenvolvido por Pavlovic et al. (2004)
mostrou que as plantas crescendo nas cinzas estão expostas a diferentes condições de
estresse. Nesse estudo 10 espécies foram analisadas: Tamarix gallica L., Spiraea van-
hauttei Briot., Populus alba L., Ambrosia artmisifolia L., Amorpha fruticosa L.,
Eupatorium cannabium L., Crespis setosa Hall, Epilobium collinum Gmel., Verbascum
phlomoides L. e Cirsium arvense (L) Scop, sendo que, as três primeiras foram
introduzidas na área. Na média geral das plantas, os valores da eficiência fotossintética,
obtida por medidas de fluorescência da clorofila foram menores que o ótimo. Isso foi
resultado do desequilibro químico das cinzas e da deposição de cinza sobre a superfície
das folhas. Essa deposição pode causar danos mecânicos às folhas e/ou atuar como
barreira física reduzindo a eficiência de captação de luz pelas plantas. Outro resultado
importante explorado pelos autores é que a invasão natural de herbáceas e arbustos têm
importante função no controle da erosão e permite a estabilização das cinzas com baixo
investimento.
Para avaliar a eficiência da revegetação na recuperação de duas áreas de depósito
de cinza, Matla e Hendrina, na África do Sul, Van Rensburg et al. (2003) compararam a
composição florística entre as áreas. Matla e Hendrina foram inicialmente recobertas com
20 cm de solo (estocado em pilhas) e 10 cm de solo recém escavado, respectivamente. A
área que recebeu o solo sem prévia estocagem apresentou maior número de espécies.
Além disso, as plantas apresentaram maior biomassa. As áreas também diferiram na
composição das espécies dominante, sendo Eragrostis curvula, Chloris gayana e
Digitaria eriantha dominantes na área Matla e Eragrostis curvula, Hyparrhenia hirta e
Cynodon dactlyon dominantes na área Hendrina. Ambas as áreas foram pobres em
nutrientes essenciais, podendo com o tempo ser este um fator limitante ao
desenvolvimento das plantas. Por isso é necessário, segundo os autores, uma manutenção
mínima e freqüente para promover a sustentabilidade da vegetação.
Em outro estudo, realizado por Djurdjevic et al. (2006), foi mostrado que
compostos fenólicos podem ser utilizados como bioindicadores do sucesso da revegetação
em áreas de depósito de cinzas. A presença de determinados ácidos fenólicos identificam
a ação de microorganismos que atuam na degradação da matéria orgânica para a formação
do húmus. Os autores demonstraram uma correlação positiva entre a presença de
compostos fenólicos nas cinzas e o aumento na abundância e cobertura vegetal. Desta
forma, foi possível afirmar que a vegetação contribuiu de forma significativa para a
melhoria das condições do substrato. A colonização da vegetação espontânea teve um
Referencial teórico
19
papel fundamental para o aumento da cobertura e contribuiu significativamente para o
aumento da matéria orgânica no solo. A presença de compostos fenólicos no solo
demonstra que a matéria orgânica oriunda das plantas foi incorporada no solo. A matéria
orgânica no solo é um dos principais fatores de melhoria da qualidade química, física e
biológica do solo.
No Brasil, os trabalhos de recuperação de áreas degradadas pela atividade
carbonífera focam a recuperação de áreas de extração de carvão, por exemplo, Gaivizzo et
al. (2000), Rigotti (2002), Costa et al. (2006), Zocche et al. (2007). Possivelmente, a falta
de levantamentos oficiais das áreas de depósito de cinzas e o aparente menor impacto que
as cinzas promovem em relação aos rejeitos de carvão sejam as causas do não
desenvolvimento de pesquisas nessas áreas. Entretanto, como amplamente discutido por
Rohde (1995), as cinzas não são um resíduo inerte e a deposição das mesmas causa
grande impacto no ambiente. Por isso o estudo da vegetação espontânea, que ocorre nas
áreas de depósito de cinzas, pode servir com um modelo para a revegetação dessas áreas
visando em longo prazo à restauração ecológica desses ambientes.
2. OS METAIS PESADOS NO AMBIENTE
Os resíduos de carvão mineral, assim com inúmeros outros resíduos industriais
contribuem para o incremento significativo de metais pesados no ambiente, levando em
muitos casos à sua contaminação. O entendimento das características das fontes de metais
para o ambiente e os mecanismos de interação entre os metais com o substrato e com as
plantas é fundamental para o delineamento de estratégias de restauração de áreas degradas
pela atividade carbonífera.
2.1. Comportamento dos metais pesados no solo
O termo metais pesados é utilizado para designar elementos com densidade maior
que 5 g cm
-3
e engloba metais e metalóides que estão relacionados com poluição, toxidez
e elementos essenciais utilizados como micronutrientes por diferentes organismos
(Adriano, 2001). Outros termos como elementos traços, metais traços geralmente são
utilizados na literatura como sinônimos.
Referencial teórico
20
O conhecimento das reações que regem o comportamento dos metais pesados no
solo é essencial para avaliar o impacto que estes podem provocar no ambiente. As
principais preocupações em relação à adição de metais pesados ao solo são entrada na
cadeia alimentar, contaminação do solo, efeitos fitotóxicos e contaminação dos recursos
hídricos. Os metais adicionados no solo podem estar presentes em diferentes
compartimentos, conforme fluxograma apresentado por Alloway (1995) (Figura 2).
Figura 2. Principais componentes do sistema solo-planta participantes da dinâmica de
metais pesados presentes nos solos (Adaptado de Alloway, 1995).
Os metais pesados podem estar presentes no solo em diferentes formas, as quais
podem sofrer constantes alterações. As principais formas que os metais pesados podem
estar no solo são resumidamente descritas abaixo (McBride, 1994).
• Solúveis: íons livres, complexos solúveis com ânions inorgânicos ou ligantes
orgânicos. Nessa forma os metais são facilmente absorvidos pelas plantas e/ou
lixiviados no solo.
• Trocáveis: nesta forma, os metais estão ligados por forças eletrostáticas em sítios
carregados negativamente presentes nos minerais ou na matéria orgânica. A energia de
ligação é baixa, possibilitando assim, uma troca rápida com a fração presente na
solução do solo.
Contaminantes com metais pesados
Resíduos industriais, fertilizantes, deposição atmosféricas etc…
Sorção emcolóides
organo-minerais
Minerais
Intemperizados
Co-precipitação
Hidróxidos de Fe, Mn,
Al, carbonatos, etc
Perdas porlixiviação
Substâncias húmicas
Biomassa
microorganismos
Perdas por
volatilização
Solução do solo
Íons e complexos
S
U
P
R
A
D
I
C
U
L
A
R
absorção
Raiz
Armazenamento na raiz
Caule
Folhas Sementes
Liteira
Solo
Planta
Referencial teórico
21
• Adsorvidos: ligados covalentemente a sítios específicos. Os metais nesta forma
são liberados lentamente para a solução porque a ligação do metal com o sítio
específico é uma ligação de alta energia.
• Ligados a materiais orgânicos insolúveis: ligados a frações orgânicas de lenta
degradação ou presente em células recentemente mortas.
• Precipitados: os metais podem formar precipitados diretamente com os ânions, ou
ainda podem ser co-precipitados junto a componentes pouco solúveis como Ca, Mg,
Al e Fe.
Maharaj et al. (2006) mostraram que as formas de metais são variáveis nas cinzas. O
cromo, níquel, manganês e cinco, por exemplo, foram predominantemente presentes na
fração orgânica e forma trocável, enquanto o selênio e chumbo foram predominantes na
fração cristalina e residual. No Brasil, o trabalho de Rohde (1995), avaliou a concentração
total, extraível (HNO
3
0,1 N), lixiviada (NBR 10005, ABNT 1987b) e solúvel (NBR
10006, ABNT 1987c) em cinzas de carvão. Na tabela 2 é possível observar a forma de
alguns elementos para as cinzas leves de São Jerônimo.
Tabela 2. Formas de metais pesados em cinzas leves de carvão mineral obtidas da
termelétrica de São Jerônimo (Rohde, 1995).
Elemento Total Extraível Solubilizado Lixiviado
(mg kg
-1
) (mg kg
-1
) (µg l
-1
) (µg l
-1
)
Cu 44,0 4,63 10 20
Ni 22,8 5,53 16,6 79
Pb 1,70 0,16 1,60 1,60
Cr 120,0 2,36 6 6,0
Tal como no solo, os mecanismos de sorção dos metais com as partículas de
cinzas dependem de inúmeras características, como pH, potencial redox e dos teores de
argila, de matéria orgânica e de óxidos de ferro e manganês. A disponibilidade de metais é
maior em substratos com pHs ácidos. Isto porque os íons de hidrogênio têm alta afinidade
para cargas negativas, competindo assim, pelos sítios de ligação e liberando os metais
para a solução. Por outro lado, o maior conteúdo de matéria orgânica, argila e óxidos
Referencial teórico
22
levam à redução da quantidade de metais na solução, pois aumentam o número de sítios
com cargas negativas (Greger, 2004).
Considerando os diferentes compartimentos geoquímicos do solo, apenas parte da
concentração total de metal presente num solo está disponível para as plantas. Existem
inúmeros métodos de análise química, os quais utilizam extratores específicos para
determinar a concentração disponível às plantas, tais como DTPA, CaCl
2
, EDTA e
NH
4
NO
3
(Greger, 2004). Em cinzas, estes extratores também têm sido utilizados para a
determinação dos teores disponíveis (Twardowska et al., 2003). Entretanto, em alguns
casos, a determinação da forma disponível não corresponde à concentração absorvida
pelas plantas, já que as plantas podem apresentar mecanismos complexos de absorção: por
exemplo, promover alterações no pH da rizosfera que influenciam a quantidade de metal
absorvida pela planta (Mitsios & Danalatos, 2006).
2.2. Metais pesados nas plantas
2.2.1. Os primeiros conceitos e observações
Desde a idade média existe a percepção de que as plantas refletem a qualidade do
substrato. Inicialmente as plantas foram usadas como indicadoras na busca por água,
pedras preciosas e minerais (Brooks, 1998). A associação de plantas com tipo de solo
específico tem sido a longo tempo reconhecida. Linstow (1929) apud Porto (1986)
denominou as plantas que se associam a tipo específicos de substrato como
Bodenanzeigende Planzen (plantas indicadoras de solo). Com o desenvolvimento dos
primeiros métodos quantitativos para a determinação da concentração de elementos
químicos em plantas, em 1940 foi relatada, pela primeira vez, a capacidade de uma
espécie (Alyssum bertolonii) em acumular extraordinárias concentrações de metais
(Malyuga, 1964).
Na década de 50 e 60 muitos trabalhos foram realizados com o objetivo de utilizar
a vegetação para a identificação das propriedades do substrato (geobotânica). As
mudanças morfológicas, como redução no tamanho de pétalas e mudanças na coloração
foram utilizadas como características indicadoras de solos com concentrações elevadas de
determinado metal. O fenômeno de mutabilidade de plantas e animais sob influência de
Referencial teórico
23
fatores químicos é comum na superfície da terra. Ele pode ser expresso nas mais variadas
formas: mudanças morfológicas e fisiológicas, doenças em organismos, interferência no
ciclo de vida. Muitas dessas alterações têm sido associadas com a estocagem de metais
pesados nos tecidos. Malyuga et al. (1959) apud Malyuga, (1964) observaram pela
primeira vez modificações anatômicas em células dos vasos condutores e nas células
secretoras de látex de papola que cresciam em área rica de cobre, zinco e chumbo.
Howard-Willians (1970) destaca que a presença de elementos metálicos nos solos, em
concentrações excessivas provocam mudanças bruscas nos componentes edáficos e
microclimáticos, submetendo a vegetação a uma variação notadamente distinta daquela
que a cerca. Ernest (1972) define como Scwermetallvegetation (vegetação metalófila)
àquela que cresce sobre áreas ricas em metais pesados.
No Brasil, os trabalhos pioneiros envolvendo a questão vegetação e metais
pesados foram desenvolvidos por Porto (1981, 1986, 1989a e 1989b) em diferentes áreas
do Brasil. Estes trabalhos mostraram que certas modificações morfológicas e anatômicas
nas plantas estavam associadas com concentrações excessivas de metais pesados no solo.
No Rio Grande do Sul, nas regiões de Seival (Caçapava do Sul), Sanga Negra
(Encruzilhada do Sul) e Volta Grande (Lavras do Sul), a autora demonstrou que estruturas
anatômicas escleromórficas em Schinus lentiscifolius estavam relacionadas com a
presença excessiva de metais pesados no solo e nas plantas. Porto (1981) mostrou que em
folhas de S. lentiscifolius de áreas mineradas o número de estômatos é significativamente
menor do que em folhas de áreas não mineradas enquanto o número de cristais nos tecidos
é significativamente maior. Também verificou reduções de tamanho (nanismo) e
modificações de forma de vida para a espécie.
2.2.2. Absorção de metais pelas plantas
A absorção dos metais pelas plantas ocorre a partir do contato do metal com as
raízes, que se dá por difusão, fluxo de massa e interceptação das raízes com o metal
(Marschner, 1995). A interceptação é menos relevante em relação à difusão e ao fluxo de
massa. Quando a quantidade de metais pesados fornecida pelo fluxo de massa, que é
gerado pela transpiração, é inferior à quantidade absorvida pela planta, a concentração na
solução próxima as raízes diminui. Com isso, um gradiente de concentração é formado e
ocorre a difusão de metais em direção as raízes. É importante determinar qual o papel de
cada processo na absorção de metais. Se a difusão for predominante, por exemplo, fatores
Referencial teórico
24
que reduzem a mobilidade difusiva do metal, como a complexação, devem reduzir
também a absorção pelas plantas (Mitsios & Danalatos, 2006). Por outro lado, se o fluxo
de massa é mais importante, o aumento da transpiração da planta pode resultar em maior
absorção do metal (Blaylock et al., 1997).
Estando os metais em contato com as raízes, eles poderão ser absorvidos pelas
mesmas. Segundo Salt et al. (1995), os metais pesados essenciais e não essenciais
possivelmente entram na planta pelos mesmos mecanismos. Duas etapas são importantes
nesse processo: a entrada passiva, via apoplasto (extracelular), e a entrada ativa, via
simplasto (intracelular). Primeiramente os metais atingem o apoplasto, onde a celulose,
hemicelulose e glicoproteínas presentes na parede celular atuam como trocadoras de
cátions em função de suas cargas negativas. Por isso muitos metais podem ficar
adsorvidos a parede celular. Para atingir o xilema os metais primeiramente devem
atravessar a barreira da endoderme e as estrias suberizadas de Caspary. Assim, os metais
presentes no apoplasto são obrigados a atravessar as membranas plasmáticas das células
da endoderme para depois alcançar o xilema.
A entrada de metais no interior da célula requer o transporte ativo dos mesmos
através das membranas. Este processo envolve o consumo de energia e possivelmente
depende da presença de carregadores e canais da membrana plasmática. Alguns genes
envolvidos no transporte de metais têm sido caracterizados. O gene IRT1 (Iron Regulated
Transporter) é envolvido no transporte de ferro e zinco (Eide et al., 1996; Kim &
Guerinot, 2007). Diferentes famílias gênicas são conhecidas por codificar proteínas
envolvidas no transporte de metais através da membrana plasmática, por exemplo: família
ZIP (Zinco Regulated Transporter /Iron Regulated Transporter Protein), especialmente
ZIP-3, que codificam proteínas capazes de transportar zinco, cádmio, cobre e
possivelmente manganês (Grotz et al., 1998); família Nramp (Natural Resistance
Associated Macrophage Protein), cujos genes codificam proteínas transportadoras de
manganês em Arabidopsis thaliana (Thomine et al., 2000).
É possível que diferentes metais (essenciais e não essenciais) compitam pelos
mesmos carregadores na membrana plasmática. Assim, a presença de um metal poderá
causar a deficiência de outro elemento, sendo este, considerado um efeito indireto de
toxidez dos metais pesados (Rhaman et al., 2005).
Referencial teórico
25
2.2.3. Efeitos tóxicos dos metais pesados nas plantas
A elevada concentração de metais nutrientes, como Fe, Zn, Cu, Ni e Mn ou não
nutrientes como Pb, Cr, Cd e Hg podem causar danos ao metabolismo normal das plantas.
A toxicidade pode ser resultante: (i) da ligação do metal com os grupos sulfidril das
proteínas, levando à inibição da atividade e perda da estrutura; (ii) da substituição de
elementos essenciais, levando a deficiência dos mesmos; (iii) da formação de radicais
livres e espécies reativas de oxigênio que levam ao estresse oxidativo (Foy, 1978; Hall,
2002; Prasad, 2004; Küpper & Kroneck, 2005). A concentração de metal pesado que
causa toxidez às plantas é fortemente dependente da espécie vegetal e do tipo de metal. As
espécies vegetais diferem muito na capacidade de tolerar a presença de metais e os
mecanismos de tolerância são geralmente específicos para cada metal. A seqüência de
toxicidade dos metais pesados em plantas varia em função do grupo taxonômico
considerado: em angiosperma (Hordeum vulgare) a seqüência observada foi Hg > Pb >
Cu > Cd > Cr > Ni > Zn e para algas (Chlorella vulgaris) Hg > Cu > Cd > Fe > Cr > Zn >
Ni > Co > Mn (Nieboer & Richardson, 1980 apud Shaw et al., 2004).
O aparato fotossintético é um dos locais mais sensíveis ao excesso de metais. Os
metais pesados podem causar danos tanto na fase fotoquímica quanto na fase bioquímica
da fotossíntese (Mysliwa-Kurdizel et al., 2004). Na fase fotoquímica, os danos são mais
severos no fotossistema II em comparação com o fotossistema I (Clijsters & Assche,
1985). Os metais pesados podem interferir em praticamente todas as reações no
fotossistema II. O Cu, por exemplo, interfere no complexo de liberação de oxigênio que
envolve a doação de elétrons da água para o centro de reação do fotossistema II
(Mysliwa-Kurziel et al., 2004). Experimentos in vitro mostraram que Ni inibe o transporte
de elétrons (Krupa et al., 1993). Estudo com a alga Chlorella pyrenoidosa revelaram que
o cromo (VI) pode causar a destruição do centro de reações do fotossistema II (Hörcsik et
al., 2007).
Os metais interferem na fotossíntese também por alterar a atividade de enzimas do
ciclo de Calvin. A atividade de uma das principais enzimas responsáveis pela fixação do
carbono, a Ribulose 1-5 bisfosfato carboxilase-oxigenase, pode ser inibida por diferentes
metais como Ni, Cu, Zn, Cd, Zn, como foi de mostrado em diversas espécies: Cajanus
cajan (Sheoran et al., 1990), Oryza sativa (Lidon & Henriques, 1993), Hordeum vulgare
(Stiborova et al., 1988), Lolium perenne (Monnet et al., 2001), respectivamente.
Referencial teórico
26
Os metais pesados interferem na síntese e a degradação de pigmentos ligados à
fotossíntese, como clorofilas e carotenóides (Mysliwa-Kurdizel et al., 2004). Alguns
metais como Cu e Ni podem substituir o átomo de Mg da molécula da clorofila,
resultando em perda da eficiência fotossintética, porque as clorofilas substituídas não
mantêm a fotossíntese, pois, resumidamente, pode-se dizer que estas clorofilas perdem a
capacidade de absorção e transferência da energia (Küpper et al., 1998, Küpper &
Kroneck, 2005). Além disso, os metais pesados podem causar mudanças na estrutura dos
cloroplastos e no arranjo dos tilacóides (Choudhury & Panda, 2004; Vitória et al., 2006).
A geração de espécies reativas de oxigênio (ROS) que leva ao estresse oxidativo é
uma das respostas comuns das plantas para diferentes estresses bióticos e abióticos. As
plantas, mesmo sob condições normais produzem ROS nas células como intermediários
da redução do O
2
para H
2
O. Para conter os efeitos deletérios das ROS, as plantas possuem
um eficiente sistema de defesa antioxidante constituído por enzimas (por exemplo,
peroxidase, catalase, superóxido dismutase) e componentes não enzimáticos (por
exemplo, cisteína, ascorbato, gluatationa) (Shaw et al., 2004; Gratão et al., 2005a).
Diversos trabalhos mostram a ação do sistema antioxidante para conter os efeitos tóxicos
dos metais pesados. Por exemplo, em culturas de células em suspensão de Coffea arabica,
Gomes-Junior et al. (2006) verificaram que a indução da atividade de enzimas
antioxidantes como superóxido dismutase, catalase, guaiacol peroxidase e ascorbato
peroxidase evitaram a peroxidação de lipídios nas células expostas a 0,05 mM NiCl
2.
A peroxidação de lipídios é considerada um indicador de estresse oxidativo em
plantas, que leva a perda da integridade e funcionalidade das membranas celulares. A
peroxidação pode ser induzida por espécies reativas de oxigênio que são geradas como
resultado da toxidez de metais pesados em plantas (Panda, 2003). Cardoso et al. (2005)
verificaram, por exemplo, o aumento da peroxidação de lipídeos na parte aérea de
plântulas de Crotalaria juncea expostas a 0,5 mM de NiCl
2
.
O crescimento das plantas é usualmente utilizado com um parâmetro para avaliar a
toxidez dos metais pesados (Köhl & Lösch, 2004). A inibição do crescimento por metais
pesados é resultado de desordens metabólicas e de efeitos diretos sobre o crescimento, isto
é, pelas interações com polissacarídeos da parede celular que resultam na redução da
plasticidade e conseqüente redução do tamanho das células (Seregin & Ivanov, 2001). O
crescimento das raízes geralmente é mais afetado pelos metais pesados, possivelmente por
ser este o local de maior acúmulo de metais na maioria das espécies vegetais (Pandolfini
et al., 1992; Liao et al., 2000). A redução do crescimento também pode ser resultado de
Referencial teórico
27
distúrbios nutricionais causado pelos metais pesados. Em Zea mays, por exemplo, o
cromo reduziu a absorção de Fe, Zn e Mn (Sharma & Pant, 1994). Em Vigna unguiculata,
a concentração de ferro na parte aérea foi menor nas plantas expostas a níquel (Kopittke et
al., 2007).
Os efeitos diretos e indiretos dos metais pesados levam ao aparecimento de
sintomas visuais de toxidez. Em geral os sintomas mais visíveis da fitotoxicidade por
metais pesados incluem, caracteristicamente, redução do crescimento, clorose e necrose
das folhas, e posteriormente sintomas típicos de senescência e abscisão (Shaw et al.,
2004). A concentração de metal nos tecidos foliares acima da qual a produção da parte
aérea é reduzida é considerado o nível crítico de toxidez. Este nível na planta pode ser
definido como sendo a concentração do elemento na parte aérea que reduz em 10% a
produção da planta (Kabata-Pendias, 2000). De acordo com Davis et al. (1978) citado por
(Kabata-Pendias, 2000) o nível crítico de alguns metais para Hordeum vulgare é em mg
kg
-1
: Cd= 1,5; Cu= 20; Hg= 3; Ni= 26; Pb= 35 e Zn= 290.
Muitos trabalhos como, por exemplo, Barceló & Poschenrieder (1990); Sanitá di
Toppi et al. (2002); Vitória et al. (2006); Kozhevnikova et al. (2007) mostram que as
plantas, quando expostas a concentrações excessivas de metais pesados, podem apresentar
modificações nas estruturas anatômicas e morfológicas. Entretanto, em muitos casos é
difícil separar quando estas alterações na estrutura representam algum tipo de adaptação
das plantas para tolerar os efeitos tóxicos dos metais ou quando elas são simplesmente um
efeito negativo do metal sobre a célula ou tecido levando a um distúrbio da função e
estrutura da célula (Barceló & Poschenrieder, 2004).
Dada a grande variação que as espécies vegetais apresentam na capacidade de
absorver e acumular metais pesados, o estabelecimento de faixas de concentrações
‘normais’ para as plantas não é um processo simples. Entretanto, alguns autores
apresentam valores considerados normais para as plantas (Tabela 3). Como pode ser
observado na tabela 3, para alguns metais como o chumbo, os valores considerados
normais são bem variáveis entre os autores. Entretanto, para a maioria dos metais existe
certo consenso entre os autores. Embora variáveis estes valores são importantes, pois
permitem balizar os estudos de influência de metais nas plantas e permitem comparar
resultados de diferentes experimentos.
Referencial teórico
28
Tabela 3. Concentrações foliares de metais pesados consideradas normais, segundo
diferentes autores.
Elemento Concentração (µg g
-1
)
(Markert, 1994) Kabata-Pendias (2000)* (Adriano, 2001)*
Cádmio 0,05 0,05- 0,2 0,05
Cromo 1,5 0,1-0,5 1,0
Cobre 10 5-30 5-20
Chumbo 1,0 5-10 0,2-1
Níquel 1,5 0,1-5,0 0,05-5
Zinco 50 27-150 27 -150
*- Estas concentrações foram tabuladas por estes autores tendo como referência inúmeros trabalhos de
diversos autores.
2.2.4. Estratégias de resposta das plantas às elevadas concentrações de
metais pesados no solo.
O conhecimento de que certas espécies vegetais são capazes de colonizar solos
metalíferos é conhecido desde a década de 40 (Brooks, 1998). Essas espécies podem
adotar a combinação de duas diferentes estratégias para evitar o efeito tóxico dos metais:
excluir o metal ou permitir a acumulação nos tecidos utilizando, para tanto, diferentes
mecanismos de tolerância internos (Salt, 2001). Baker (1981) classificou as plantas
segundo as respostas das mesmas às elevadas concentrações de metais no solo, como:
• Exclusoras- a concentração do metal na parte aérea é mantida constante e menor
que a concentração do metal no solo, até determinado limite acima do qual os
mecanismos de resistência não são mais eficientes e a concentração aumenta
bruscamente;
• Indicadoras- a absorção e o transporte para a parte aérea são regulados de modo
que a concentração interna reflete os níveis externos; e
• Acumuladoras- apresentam a capacidade de acumular metais na parte aérea tanto
em solos com baixa ou elevada concentração de metal (Figura 3A).
Recentemente, McGrath et al. (2000) propuseram algumas alterações no modelo
proposto por Baker (1981) (Figura 3B). Isto se deve aos novos conhecimentos obtidos.
Referencial teórico
29
Estes mostram que as plantas hiperacumuladoras são capazes de acumular metais em
concentrações bem acima das plantas indicadoras e exclusoras, sem apresentarem
sintomas de toxidez. Além disso, no modelo proposto por Baker (1981), as plantas
hiperacumuladoras poderiam crescer em solos com baixa concentração de metais.
Entretanto, agora é conhecido que isto não é verdadeiro, pois as plantas
hiperacumuladoras de Zn possuem um maior requerimento fisiológico deste metal, em
comparação com outras espécies (Shen, 1997; Küpper et al., 1999). É importante ressaltar
que para ser classificada como uma espécie hiperacumuladora a planta deve acumular
elevada concentração de metal na parte aérea e não apresentar sintomas de toxidez
(Callahan et al., 2006).
Figura 3. Possíveis respostas das plantas ao aumento de concentração de metais no solo.
(A) modelo proposto por Baker (1981) e (B) modelo proposto por McGrath et al. (2000).
2.2.5. Mecanismos de tolerância a metais pesados
A tolerância a metais pesados pode ser definida como a capacidade de uma planta
de sobreviver e reproduzir em locais que são tóxicos ou perigosos para a maioria das
outras plantas, devido à elevada concentração no solo de um ou mais metais. Esta
definição de tolerância requer a demonstração da fitotoxicidade do solo e a capacidade de
uma planta crescer e reproduzir sem qualquer sinal de toxidez neste solo fitotóxico, onde
acumuladora
indicadora
exclusora
Concentração de metal no solo
Concentração de metal na parte
aérea da planta
hiperacumuladora
indicadora
exclusora
Concentração de metal no solo
Concentração de metal na parte
aérea da planta
A
B
acumuladora
indicadora
exclusora
Concentração de metal no solo
Concentração de metal na parte
aérea da planta
acumuladora
indicadora
exclusora
Concentração de metal no solo
Concentração de metal na parte
aérea da planta
hiperacumuladora
indicadora
exclusora
Concentração de metal no solo
Concentração de metal na parte
aérea da planta
hiperacumuladora
indicadora
exclusora
Concentração de metal no solo
Concentração de metal na parte
aérea da planta
A
B
Referencial teórico
30
a maioria de outras plantas pára o crescimento normal e mostram sinais de toxidez
(Macnair, 1993; Macnair & Baker, 1994).
2.2.5.1.Mecanismos de exclusão
No caso das plantas exclusoras, a exclusão dos metais pode ocorrer em dois níveis,
exclusão das raízes ou exclusão da parte aérea (Salt, 2001). A exclusão das raízes pode
ocorrer pela redução da concentração de íons livres no solo que são disponíveis para a
absorção e modificação de transportadores de membrana nas raízes. A redução da
concentração de íons livres no solo pode ser feita por meio da secreção de substância
quelantes pelas raízes, na rizosfera. Um exemplo típico é a liberação, pelas raízes, de
ácidos orgânicos induzida pelo alumínio. Os ácidos orgânicos são capazes de quelar Al
reduzindo assim a concentração de íons livres na solução do solo (Kochian, 1995). Em
Thlaspi arvense, espécie não-acumuladora de Ni, a liberação de citrato e histidina pelas
raízes aumentam com a exposição das plantas a níquel. De modo contrário, a espécie
hiperacumuladora de níquel T. goesingense, quando exposta a concentrações crescentes
de níquel, não apresenta aumento da concentração de citrato e histidina no exudato (Salt
et al., 2000). Possivelmente nesta espécie o mecanismo de metal-exclusão tenha sido
suprimido, permitindo a hiperacumulação de níquel. É importante ressaltar que, em
muitos casos a liberação de agentes quelantes pelas raízes favorece a absorção do metal,
aumentado a concentração deste na planta. Um exemplo clássico é a absorção de ferro
(Römheld & Marschner, 1986).
A modificação da expressão de transportadores de membrana plasmática é outro
mecanismo que pode levar a exclusão de metais, tanto pela redução do influxo e/ou
aumento do efluxo. A expressão de genes ZIP1-3, os quais estão envolvidos no transporte
de zinco, cádmio, cobre e possivelmente manganês, é fortemente induzida em raízes de
plantas deficientes em zinco. Sob condições de concentrações suficientes ou de excesso
de zinco, a expressão é suprimida (Grotz et al., 1998). Este mecanismo permite a planta
excluir o excesso de zinco das raízes.
O aumento da expressão de genes envolvidos no transporte de metais para fora das
raízes tem sido estudado como sendo outro mecanismo de exclusão de metais (Van der
Zaal et al., 1999; Hall, 2000). Entretanto, pouco ainda é conhecido sobre este mecanismo.
A exclusão dos metais da parte aérea é uma característica comum à grande maioria
das espécies vegetais. Uma das formas de restringir o transporte para a parte aérea de
Referencial teórico
31
determinado metal é a acumulação deste em uma forma imóvel dentro das raízes. Plantas
expostas a cádmio, por exemplo, mantêm-no nas raízes devido àcomplexação do mesmo
aos grupos tióis das fitoquelatinas. Estes complexos não são transportados para a parte
aérea (Rauser, 1999, Salt et al., 1995). A compartimentalização dos metais no vacúolo das
células radiculares também é um eficiente mecanismo que reduz o transporte de metal
para a parte aérea (Salt, 2001). A acumulação de zinco no vacúolo das células radiculares
da espécie Thlaspi arvense (não-acumuladora) foi encontrada ser aproximadamente o
dobro da concentração encontrada no vacúolo da espécie hiperacumuladora T.
caerulescens (Lasat et al., 1998). A complexação dos metais com a parede celular das
células radiculares podem auxiliar na retenção de metais nas raízes. A parede celular
primária consiste de uma rede de celulose, hemicelulose (incluindo pectinas) e
glicoproteínas. Uma porção variável da fração péctica consiste de ácido poligalacturônico
que apresenta grupos carboxílicos negativamente carregados atuando como sítios de
ligação de cátions. O número de sítios negativamente carregados na parede celular é
variável, sendo maior nas dicotiledôneas do que nas monocotiledôneas (Greger, 2004).
Inúmeros trabalhos mostram a acumulação de metais na parede celular, especialmente, no
espessamento da endoderme das raízes (Wierzbicka, 1987; Heumann, 2002).
2.2.5.2.Mecanismos de acumulação dos metais na parte aérea
Como dito anteriormente, algumas espécies desenvolveram a capacidade de tolerar
a presença de elevada concentração de metais no solo, acumulando estes na parte aérea.
Isto foi descrito primeiramente por Minguzzi & Vergano (1948) apud Brooks (1998). Os
autores observaram que a espécie Alyssum bertolonii Desv., que crescia em solo
contaminado tinha a extraordinária capacidade de acumular nos tecidos da parte aérea
cerca de 10.000 µg g
-1
de Ni. Somente 30 anos depois, o termo hiperacumuladora foi
criado para descrever plantas que possuem a capacidade de acumular concentrações
elevadas de metais na parte aérea da planta (Brooks et al., 1977 apud Brooks, 1998).
Atualmente são conhecidas mais de 400 espécies hiperacumuladoras de diferentes
metais. Estas espécies estão distribuídas em cerca de 50 famílias. A família Brassicaceae
possui o maior número de espécies hiperacumuladoras. Dentre todas as
hiperacumuladoras identificadas, cerca de 75% são acumuladoras de níquel (Küpper &
Kroneck, 2007). Estas espécies geralmente acumulam 3 a 4% de níquel na matéria seca
Referencial teórico
32
das folhas. Poucas espécies são conhecidas por hiperacumular cromo. Isto possivelmente
ocorre porque o cromo no solo ocorre predominantemente na forma de Cr
+3
, que é uma
forma pouco disponível para as plantas. A espécie Brassica juncea é conhecida por
hiperacumular Cr
+6
, bem como Cu, Pb, Ni, Zn (Prasad, 2005). Para tolerar a elevada
concentração de metal na parte aérea, as plantas desenvolveram inúmeras estratégias,
descritas a seguir.
Uma vez absorvido pelas raízes, o transporte do metal para a parte aérea é
controlado por dois principais processos: movimento para dentro do xilema e o volume do
fluxo através do xilema, este último sendo mediado pela pressão de raiz e transpiração
(Salt, 2001). O carregamento do xilema é um processo controlado pelos transportadores
de membrana; entretanto, estes não são completamente conhecidos (Clemens, 2001,
Clemens et al., 2002). A quelação de metais com certos ligantes, como histidina, e
nicotianamina, parece ser um processo que facilita o carregamento do xilema. Trabalhos
com a espécie hiperacumuladora Alyssum lesbiacum têm mostrado que o aumento na
concentração do aminoácido histidina aumenta a concentração de Ni no xilema (Kerveb &
Krämer, 2003). Uma vez dentro do xilema, os metais são transportados para a parte aérea.
Diversos trabalhos têm sugerido que no xilema os metais são transportados
principalmente ligados a aminoácidos e ácidos orgânicos. A complexação de metais com
ligantes diminui a atividade química dos metais, diminuindo assim, a toxidez dos mesmos
(Krämer et al., 1996; Salt et al., 1999; Pickering et al., 2000; Haydon & Cobbett, 2007).
Quando os metais chegam às folhas, eles necessitam ter seu potencial tóxico
reduzido, para que não causem danos ao metabolismo. As plantas hiperacumuladoras
utilizam diferentes mecanismos para prevenir a toxicidade dos metais. A complexação dos
íons metálicos por ligantes ou precipitação com compostos insolúveis reduzem a
concentração de íons metálicos livres com alta atividade química. Um exemplo deste
mecanismo é a complexação do Cd com as fitoquelatinas. Este complexo é
posteriormente acumulado nos vacúolos (Vögeli-Lang & Wagner, 1990; Salt & Rauser,
1995).
Estudos recentes têm indicado que a compartimentalização dos metais deve ser o
mecanismo chave da tolerância das plantas hiperacumuladoras. Os metais são
preferencialmente seqüestrados em compartimentos subcelulares, especialmente na parede
celular (Krämer et al., 2000; Li et al., 2006), no vacúolo (Küpper et al., 1999; Küpper et
al., 2001) e em células não fotossintéticas (Küpper et al., 1999; Frey, 2000; Psaras et al.,
2000; Küpper et al., 2001). Na epiderme, os metais são excluídos das células guardas, que
Referencial teórico
33
são as únicas células fotossintetizantes da epiderme (Psaras et al., 2000; Küpper et al.,
2001). A parede celular parece desempenhar uma importante função na detoxificação de
metais em espécies hiperacumuladoras de Ni e Zn/Cd. Aproximadamente 60-70% de Ni e
/ou Zn acumulado foi encontrado na parede celular (Krämer et al., 2000; Li et al., 2005).
A descoberta de que certas espécies vegetais possuem a capacidade de acumular
grande quantidade de metais tem despertado o interesse de uso destas plantas para
promover a “limpeza” de solos contaminados por metais pesados no processo conhecido
como fitorremediação. Este termo foi primeiramente proposto por Chaney (1983) e
muitos trabalhos têm sido realizados nesta direção.
3. FITORREMEDIAÇÃO COMO MÉTODO DE RECUPERAÇÃO DE
ÁREAS CONTAMINADAS POR METAIS PESADOS
.
A fitorremediação pode ser definida como uso de plantas e dos microorganismos
associados para remover, degradar, ou seqüestrar contaminantes perigosos do solo, da
água e do ar (Raskin et al., 1997; Salt et al., 1998; Prasad, 2001). A fitorremediação pode
ser utilizada para contaminantes orgânicos como hidrocarbonetos e inorgânicos como
metais pesados. Nessa revisão iremos explorar exemplos do uso de plantas para a
remediação de solos contaminados por metais pesados, por ser esta a abordagem deste
trabalho de pesquisa.
A fitorremediação apresenta diferentes métodos os quais são dependentes do tipo
de contaminante e do objetivo da remediação (Figura 4). Prasad (2001) forneceu uma
descrição dos métodos de fitorremediação, podendo ser resumidos em: fitoestabilização,
fitovolatilização e fitoextração.
Na fitoestabilização as plantas são usadas para estabilizar baixos níveis de metais
presentes no solo via absorção ou precipitação, evitando assim, a mobilização e lixiviação
dos contaminantes no solo (Salt et al., 1995). Os possíveis mecanismos envolvidos neste
método incluem seqüestro do metal dentro das células das raízes e/ou ligados à parede
celular, ligação do metal à matéria orgânica, diminuindo a mobilidade do contaminante.
A fitoestabilização é um método eficiente para locais onde os limites não estão muito
acima dos permitidos, sendo utilizada principalmente após o uso de outro método de
Referencial teórico
34
remediação. A utilização de plantas com o objetivo de diminuir a erosão em áreas
contaminadas, também é referido como fitoestabilização (Pilon-Smits, 2005).
Figura 4. Métodos de fitorremediação para solos contaminados com metais pesados.
(Adaptado de Pilon-Smits, 2005).
Fitovolatilização é um método empregado somente para contaminantes que são
altamente voláteis. Este método pode ser utilizado para áreas contaminadas por mercúrio
e selênio. Após absorção estes metais são por convertidos em formas não tóxicas e são
volatilizados para atmosfera via raízes, caules e folhas (Zayed et al., 2000). Algumas
espécies do gênero Brassica são capazes de volatilizar selênio.
Fitoextração consiste no uso de plantas capazes de absorver e de acumular nos
tecidos grandes quantidades de metais. Posteriormente, as plantas são colhidas e podem
ser processadas para a separação do metal (dependendo da viabilidade econômica), ou
então, incineradas, sendo as cinzas depositadas em local apropriado. É importante lembrar
que o volume das cinzas é significativamente menor que a biomassa fresca das plantas ou
ainda do solo contaminado. Outra possibilidade promissora é a utilização destas plantas
para a geração de biodiesel ou o uso industrial de fibras (Alkorta et al., 2004; Gratão et
al., 2005). A fitoextração tem sido comercialmente utilizada, especialmente nos EUA,
para a remediação de solos contaminados por diferentes metais (Lasat, 2002). Embora
considerada uma tecnologia barata em comparação com as tecnologias convencionais de
descontaminação de solos, a fitoextração exige planejamento minucioso com técnicas
adequadas, baseado num profundo estudo das características ambientais da área
= Metal pesado
Fitoextração
Fitovolatilização
Fitoestalização
= Metal pesado
Fitoextração
Fitovolatilização
Fitoestalização
Referencial teórico
35
contaminada, por meio de uma equipe ampla de profissionais qualificados (Alkorta et al.,
2004; Gratão et al., 2005).
Um ponto fundamental para o sucesso do desenvolvimento de projetos de
fitorremediação é a escolha das espécies a serem utilizadas. Particularmente para a
fitoextração, as espécies devem apresentar rápido crescimento, elevada produção de
biomassa, sistema radicular abundante, fácil colheita e, fundamentalmente, capacidade de
tolerar e acumular grande quantidade de metais na parte aérea (Prasad, 2001; Yang et al.,
2005). Entretanto, muitas espécies hiperacumuladoras não possuem algumas destas
características, dificultando a viabilidade de projetos de fitorremediação. Por isso muitos
estudos estão sendo realizados com o objetivo de entender os mecanismos moleculares da
hiperacumulação e, a partir disso, criar plantas transgênicas com grande parte das
características ótimas para a fitorremediação (Hassinen et al., 2007; Parameswaran et al.,
2007).
4. ASPECTOS GERAIS DA REGULAMENTAÇÃO DOS NÍVEIS DE METAIS
NO SOLO.
No Brasil, infelizmente, até o momento, não existe uma lei que regulamente os
níveis normais de metais no solo. Atualmente, o Conselho Nacional do Meio Ambiente
CONAMA tem discutido a formulação desta lei. Entretanto, dada a extensão do Brasil e a
variação nos tipos de solo em cada região, possivelmente, os limites serão determinados
em cada estado (CONOMA, 2006). São Paulo é o único estado que desde 2001, por meio
da Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental-CETESB, estabelece valores
orientadores para avaliação da qualidade do solo (Tabela 4). Para o estabelecimento
destes valores, a CETESB tomou por base inúmeras determinações da concentração em
solos de São Paulo e as metodologias adotadas em diferentes países (CETESB, 2001).
Referencial teórico
36
Tabela 4. Comparação dos valores orientadores para solo do estado de São Paulo com os
valores internacionais (concentração, mg kg
-1
), (CETESB, 2001).
Referência Alerta
Valores de intervenção
CETESB- São Paulo
Agrícola/APMax Residencial Industrial
Cu 35 60 100 500 700
Cr 40 75 300 700 1000
Ni 13 30 50 200 300
Pb 17 100 200 350 1200
EUA (SSL soil screening levels, ingestão de solo)
Agrícola/APM Residencial Indústrial
Cu - - -
Cr - 390 -
Ni - 1600 41000
Pb - 400 -
Alemanha (valores gatilho, ingestão direta de solo)
Residencial Parque Industrial
Cu - - -
Cr 400 1000 1000
Ni 140 350 900
Pb 400 1000 2000
Valor referência de qualidade - valores indicador de boa qualidade do solo, obtida para os solos
do estado de São Paulo. Valor alerta - indica uma possível alteração da qualidade natural dos
solos, há um potencial poluidor. Valor intervenção - limite acima do qual há risco potencial a
saúde humana. APMax- área de proteção máxima, compreende zona de recargas de aqüíferos.
Verifica-se que as concentrações são variáveis e isto está relacionado
especialmente com as condições edafoclimáticas de cada país e os diferentes critérios
adotados em cada país. Portanto, é de grande urgência o estabelecimento das
concentrações limites para o Brasil, de forma a contemplar todas as variações
edafoclimáticas aqui existentes.
Não existem dados oficiais a respeito do número de áreas contaminadas por metais
pesados no Brasil. Entretanto, somente no estado de São Paulo são reportadas 238 áreas
contaminadas por metais pesados (CETESB, 2006). A legislação brasileira, embora não
Referencial teórico
37
regulamente os níveis normais de metais nos solos, exige a recuperação de áreas
contaminadas a fim de diminuir os riscos à saúde humana e ao ambiente. Nesse contexto o
estabelecimento de índices de contaminação, em conjunto com os estudos estudo de
métodos para a recuperação de áreas contaminadas, é uma necessidade crescente.
Conforme demonstrado anteriormente, a fitorremediação é uma tecnologia adequada,
economicamente viável. Mas para isso é necessário evoluir com o estudo de espécies
vegetais que apresentem características desejáveis para a fitorremediação e que sejam
adaptadas às condições climáticas brasileiras.
5. CARACTERÍSTICAS INTERESSANTES DA MAMONA (RICINUS
COMMUNIS L.) PARA O USO EM FITORREMEDIAÇÃO.
A mamona (Ricinus communis L.) também popularmente conhecida como
carrapateira e palma christim, não possui um local de origem bem definido. Segundo
Fontquer (1979), ela é originária possivelmente da Índia. Entretanto, para De Candolle
(1836) apud Rodrigues et al. (2002) a mamona seria originária da África intertropical. De
acordo com Cronquist (1968), a posição sistemática da mamona é a seguinte: Divisão
Magnoliophyta; Classe Magnoliopsida; Euphoriales Lendley; Família Euphorbiaceae
Jussieu; Subfamília Euphorbioideae (=Crotonideae) Pax; Tribo Crotoneae Pax; Gênero:
Ricinus L. Atualmente, segundo a classificação do Agiosperma Phylogeny Group- APG II
(2003), a mamona pertence à subfamília Acalyphoideae, tribo Acalypheae e subtribo
Ricinae.
A mamona ocorre espontaneamente em todo o Brasil e acredita-se que as sementes
tenham chegado ao Brasil no século XVI trazidas pelos escravos (Rodrigues et al., 2002).
As sementes possuem um dos compostos mais tóxicos conhecidos na natureza, a ricina.
Atualmente, a mamona tem despertado grande interesse, dada a possibilidade de produção
de biodiesel a partir das sementes. O conteúdo de óleo na semente de mamona é cerca de
43-45%, sendo bem maior que a concentração de 17% encontrada em sementes de soja
(Glycine max). Em termos de rendimento de óleo, seria possível produzir entre 0,5 a 1
tonelada de óleo por hectare. O óleo de mamona é empregado em inúmeros segmentos
industriais, como na fabricação de óleos lubrificantes para aeronaves, óleos para a
fabricação de tintas e vernizes, na fabricação têxtil, para a obtenção de fibras e na
indústria farmacêutica.
Referencial teórico
38
Ricinus commmunis L. possui porte arbustivo ou, com menor freqüência, porte de
árvore, que geralmente mede cerca de 2 metros de altura, mas que, algumas vezes pode
chegar até 10 a 15 metros altura. A mamona é conhecida por sua rusticidade e capacidade
de colonizar ambientes com condições adversas. Apresenta crescimento rápido e boa
produção de biomassa. Essas características são desejáveis para espécies
fitorremediadoras. Porém, poucos trabalhos têm avaliado a resposta desta espécie a metais
pesados, bem como o uso na revegetação de áreas mineradas (Mendes et al., 2007). Khan
et al. (1998) analisaram a concentração de metais (Cd, Zn, Cu, Pb) em plantas que
cresciam em áreas de depósito de resíduos de aço. Dentre as espécies estudadas, a
mamona apresentou a melhor capacidade de acúmulo de Zn, sendo considerada uma
espécie promissora para a remoção deste metal do solo. Em experimento com solução
nutritiva Romeiro et al. (2006) caracterizaram a mamona como uma espécie
hiperacumuladora de Pb, também indicando a planta como espécie promissora para a
fitorremediação. Por outro lado, alguns trabalhos sugerem que a mamona poderia ser
utilizada como uma planta indicadora de poluição aérea. Amazarray (1985) mostrou que a
atividade da enzima δ-aminolevulinato deidratase (δ-ALA) em folhas de mamona foi
inibida por diferentes metais pesados (Mn, Hg, Co, Cd, Cu, Zn, Ni e Pb) quando expostas
a concentrações variáveis de 1 a 200 µM. A campo, a autora obteve correlações
significativas entre a atividade da enzima em folhas de mamona (coletadas em 53 locais
em Porto Alegre) e a intensidade de tráfego urbano.
Capítulo I
39
CAPÍTULO I
COMUNIDADE VEGETAL PIONEIRA EM CINZA DE CARVÃO
MINERAL: UM MODELO PARA INÍCIO DE UMA RESTAURAÇÃO
ECOLÓGICA?
Projetos de restauração de áreas intensamente impactadas, como as áreas de
mineração e depósito de cinzas de carvão mineral, geralmente têm focado o uso da
cobertura vegetal para estabilizar o substrato. Na prática, muito esforço é concentrado na
primeira etapa da revegetação, quando o rápido estabelecimento da vegetação é requerido
para o controle do escoamento superficial e da erosão. Nas etapas seguintes, que envolvem
o desenvolvimento da comunidade vegetal a longo prazo, as ações são reduzidas ou
inexistentes. Grande parte dos projetos de recuperação utiliza inicialmente uma espécie
gramínea para recobrir o solo e, posteriormente, ou conjuntamente, são introduzidas
espécies arbóreas, não considerando o processo de sucessão natural. O processo
sucessional não inicia somente com plantas arbóreas, mesmo que o clima local seja
propício a uma comunidade florestal.
Segundo Bradshaw (2003), o uso do processo de sucessão vegetal para a
revegetação de áreas impactadas é uma técnica valiosa que desperta a atenção não só de
ecologistas, mas também de engenheiros. Para utilizar os processos naturais na
recuperação de uma área é preciso observar quais componentes necessitam de alguma
assistência, para que o sucesso da revegetação seja alcançado em um tempo razoável. O
uso de processos naturais, mesmo que alguma assistência possa ser requerida, é vantajoso
porque diminui o trabalho na área a ser revegetada, o resultado é mais próximo da
condição natural e tende a ser auto-sustentável.
Entender como o processo sucessional ocorre naturalmente é indispensável para
que a restauração de um ambiente degradado ocorra o mais próximo possível de uma
condição natural (Rogalski et al., 2005). A observação de comunidades vegetais que se
estabelecem espontaneamente em áreas de intensa perturbação pode fornecer inúmeras
informações que podem contribuir para a restauração de outras áreas sob impacto
semelhante. Rogalski et al. (2005) chama atenção que a utilização de espécies vinculadas
Capítulo I
40
ao tipo de degradação é importante, pois se saberá antecipadamente que estas espécies
respondem bem àquelas condições ambientais. No caso específico das cinzas de carvão
mineral e de rejeitos de carvão a tolerância a metais pesados pode ser uma característica
importante para o estabelecimento e o desenvolvimento da espécie.
No Brasil, não foi encontrado nenhum trabalho que tenha realizado estudos de
revegetação em áreas de depósito de cinzas de carvão mineral, e a maioria dos trabalhos
internacionais enfatiza o estudo da capacidade de espécies vegetais específicas para a
revegetação de áreas de depósito de cinzas. Neste contexto, este trabalho teve como
objetivo avaliar se a comunidade vegetal espontaneamente estabelecida em um depósito de
cinza de carvão mineral poderá ser utilizada como modelo para a revegetação de áreas com
degradação semelhante, enfatizando a função da mamona Ricinus communis L. neste
sistema, por ser esta a espécie visualmente predominante na área de estudo.
MATERIAIS E MÉTODOS
Área de estudo
O estudo foi desenvolvido no depósito de cinzas de carvão mineral situado no pátio
da Usina Termelétrica de São Jerônimo, à margem do rio Jacuí, localizada no município de
São Jerônimo, RS (Figura 1). A usina termelétrica de São Jerônimo (UTSJ) está em
funcionamento desde 1953, é uma usina de pequeno porte, com capacidade instalada de 20
MW que utiliza como combustível o carvão mineral proveniente do município de Minas do
Leão, RS. A usina conta com um processo antigo de queima, em leito fixo. As cinzas leves
são retiradas por equipamentos do tipo ciclones e não por precipitadores eletrostáticos, os
quais são mais eficientes na retenção de partículas e mais comumente utilizados no Brasil.
Tanto as cinzas grossas quanto as cinzas leves produzidas na usina foram ao longo
dos anos sendo depositadas nas áreas adjacentes da usina. Neste local, as cinzas grossas
(pesadas) e leves (finas) foram depositadas separadamente. Na área do depósito onde as
cinzas leves foram depositadas, a camada varia de 0,5 à 5m de profundidade (Mercado
d’Agua, 2003, apud Minozzo, 2006) e ocupa uma área total de aproximadamente 23 ha
(Figura 2).
Capítulo I
41
O depósito sofreu uma forte alteração em meados de 2003 com o início da
instalação de programas de recuperação da área. Estes consistiram, inicialmente, somente
na remodelagem mecânica da área com depósito de cinza grossa e parte do depósito de
cinzas leve, cobertura das cinzas com uma camada de solo plantio de gramíneas e de
mudas de arbóreas nativas. Nesse período também foi implantado um novo sistema para a
deposição das cinzas. Bacias foram construídas para a contenção da cinza leve. Quando
essas bacias estão cheias, a cinza é retirada e transportada com caminhão até a área de
extração de carvão onde é depositada nas cavas de onde foi retirado o carvão.
Figura 1. Localização da Usina Termelétrica de São Jerônimo, RS, mostrando as
instalações da termelétrica (vermelho), depósito recente de cinzas (branco).
A área do depósito da cinza leve de aproximadamente 1 há, que é parte da área que
não sofreu alterações com o estabelecimento do programa de recuperação, foi utilizada
para o desenvolvimento deste trabalho. A área é recoberta por vegetação espontânea.
Segundo técnicos responsáveis do local e observações do nosso grupo de pesquisa, a área
pode ser sub-dividida em quatro áreas segundo o período da última deposição de cinza no
local:
Capítulo I
42
• Área 1- área com deposição recente de cinza, menos de 1 ano;
• Área 2- área sem deposição de novas cinzas entre 1 e 2 anos;
• Área 3- área sem deposição de novas cinzas entre 2 e 3 anos; e
• Área 4 - área sem deposição novas cinzas entre 4 e 5 anos.
Figura 2. Localização dos pontos de coleta na área de depósito de cinza na usina
termelétrica de São Jerônimo. (Modificado Minozzo, 2006).
Levantamento de dados
a) Vegetação
Em cada área (A1, A2, A3 e A4), foi traçado uma transecional de 30 m de
comprimento. A partir desta transecional foram demarcadas seis parcelas (unidades
amostrais) de 1m
2
cada, distanciadas entre si de aproximadamente 13,5m (Figura 3). Em
cada parcela foi realizado o levantamento das espécies e estimada a porcentagem de
cobertura do solo, que cada espécie ocupava, segundo as bases do método de abundância e
cobertura de Braun-Blanquet (1979). Para a estimativa da cobertura vegetal foi utilizado o
estrato da vegetação em 1 m de altura. Estabeleceu-se uma escala com oito classes,
Capítulo I
43
correspondentes à porcentagem de cobertura de cada espécie, modificando a escala de
Domin-Krajma citada em Braun-Blanquet (1979) conforme segue abaixo.
0 - 5% = 1 21 - 40% = 5
6 -10% = 2 41 - 60% = 6
11- 15% = 3 61 - 80%= 7
16 - 20% = 4 81 - 100%= 8
b) Coleta e análise de cinza e de mamona (Ricinus communis L.)
A cinza foi coletada em duas profundidades a partir da superfície do depósito: 0-20
cm e 100-120 cm. As amostras foram coletadas nessas profundidades para verificar se as
cinzas estavam tendo algum tipo de alteração no perfil. Três amostras compostas foram
coletadas em cada transecional estipulada para a vegetação. Cada amostra composta
continha seis sub-amostras coletadas em duas parcelas (Figura 3). As amostras foram
coletadas com auxílio de um cano de PVC, de 2,5 cm diâmetro, seccionado ao meio e
acoplado a um trado de solo do tipo Calador.
Figura 3. Esquema de uma transecional adotada para o levantamento florístico e coleta de
amostras de cinza nas áreas de depósito de cinza leve.
No laboratório, as amostras foram secas em estufa a 60 ºC durante 72 horas. As
análises químicas foram feitas no laboratório de Solos da Faculdade de Agronomia da
Universidade Federal do Rio Grande do Sul. Foram determinadas as seguintes variáveis:
1 m
1 m
15 m
Amostra
de cinza 1
Amostra
de cinza 2
30 m
2 m
Amostra
de cinza 3
1 m
1 m
15 m
Amostra
de cinza 1
Amostra
de cinza 2
30 m
2 m
Amostra
de cinza 3
13,5 m
Capítulo I
44
pH em água 1:5 (potenciometria); porcentagem de carbono orgânico (combustão úmida
Walkey Black); CTC, capacidade de troca de cátions (extração acetato de amônio 1 M);
nitrogênio total (TNK: Kjeldahl); fósforo e potássio extraível (Mehlich-I); cálcio trocável
(extraído com KCl 1 mol l
-1
); enxofre-SO
4
(extraído com CaHPO4 500 mg l
-1
), conforme
Tedesco et al. (1995). Alumínio, ferro, cobre, níquel, chumbo foram extraídos segundo
US-EPA 3050
∗
(1986). As leituras destes últimos cinco metais foram feitas em
espectrometria de emissão óptica com plasma acoplado indutivamente (ICP-OES) e os
resultados expressos em mg kg
-1
.
Plantas de R. communis foram coletadas para avaliar os teores de metais nas folhas
e nas raízes. As plantas de mamona foram coletadas o mais próximo possível do local de
amostragem das cinzas. Em cada área foram coletadas seis plantas. Para evitar a coleta de
plantas em estágios diferentes de desenvolvimento, foram coletadas plantas que
apresentavam de 15 a 20 entre-nós. Este valor foi estipulado a partir de observações de
campo. As plantas da área de estudo com este número de entre-nós não apresentavam
inflorescência e pareciam estar em plena fase de desenvolvimento. De cada planta foram
coletadas quatro folhas, correspondente ao terceiro, quarto, quinto e sexto nó a partir do
ápice. As plantas foram arrancadas para a coleta das raízes.
No laboratório, as folhas foram lavadas em água deionizada para a retirada de
eventual resíduo de cinza depositado na superfície das mesmas. As raízes também foram
lavadas em água deionizada e então foi retirada uma amostra (composta de pequenos
pedaços de raízes laterais e da raiz pivotante). Esta amostra foi submetida a um banho de
Ultrasson por 1 min e novamente foram lavadas com água deionizada. As folhas e as raízes
foram secas em estufa a 60ºC por 72 horas. Posteriormente, o material foi moído em gral
de porcelana e 0,5 g foram pesadas em balança analítica para a determinação da
concentração de metais (cobre, cromo, níquel e chumbo). As amostras foram digeridas
com 5 ml de ácido nítrico e 3ml de água tri-destilada em bombas de Teflon, a 100 ºC
durante uma hora em estufa. As leituras foram feitas em espectrofotômetro de absorção
atômica acoplado a forno de grafite (THGA Perkim-Elmer modelo SIMMA 60000). Todo
o procedimento foi realizado no laboratório de Absorção Atômica do Centro de Ecologia
da UFRGS.
∗
Esta metodologia fornece as concentrações dos metais ambientalmente disponíveis, ou seja, concentração em solução e adsorvida,
mas não determina a fração que faz parte da estrutura cristalina dos minerais.
Capítulo I
45
Análise dos dados
a) Variáveis químicas da cinza e concentração de metais em mamona
Primeiramente os dados foram submetidos à análise de variância e comparação de
médias pelo teste de Tukey a 10% de probabilidade utilizando programa Statistic (Lewick,
2007), para comparar as variáveis químicas entre as áreas e entre as profundidades.
Posteriormente, para identificar se as áreas poderiam ser consideradas quimicamente
diferentes foi realizada a seguinte seqüência de análises:
a.1) Análise individual da capacidade discriminante de cada elemento
A primeira análise realizada foi um teste não-paramétrico denominado teste H ou
teste Kruskal-Wallis (Levin, 1999). O teste foi aplicado para avaliar, individualmente, a
capacidade discriminante de cada elemento químico (N, P, K, Ca, S, Fe, Al, Ni, Pb, Cr e
Cu), do pH e da CTC, determinados nas amostras de cinza de cada área. O teste-H permite
testar uma hipótese nula em que k amostras aleatórias independentes são provenientes de
uma mesma população (diferentes áreas) considerando o nível de significância de 5%.
Quando o valor de H calculado exceder o valor crítico de H, com k-1 graus de liberdade e
grau de significância 5%, dizemos que a hipótese nula deve ser rejeitada, ou seja, a
probabilidade é pequena (5% ou menos) de que as áreas sejam iguais. Nesse último caso a
variável apresenta capacidade discriminante entre as áreas, e podemos selecioná-la para a
próxima etapa de discriminação. Todo o procedimento pode ser realizado por um programa
estatístico para determinar os valores de H e testar o valor exato de sua significância, nesse
trabalho foi utilizado o programa Statistica (Lewick, 2007).
a.2) Determinação do melhor conjunto de elementos discriminantes
Nessa etapa foi aplicada uma análise discriminante multivariada com o propósito
de avaliar a capacidade discriminante de um conjunto de variáveis para distinguir as quatro
áreas. O método utiliza os elementos químicos selecionados pelo teste Kruskall-Wallis da
etapa anterior e aplica uma função multivariada discriminante, que avalia a capacidade do
conjunto de elementos. Essa análise permitiu maximizar a discriminação entre as áreas e
minimizar o número de variáveis necessárias. A otimização do conjunto de variáveis
Capítulo I
46
apresenta a vantagem de reduzir a dimensionalidade do problema. Isso evita o efeito
deletério da multicolinearidade, que ocorre quando duas ou mais variáveis estão
correlacionadas. Segundo Davis (1986), variáveis redundantes enfraquecem as análises
devido à redução dos graus de liberdade dos erros e afeta a habilidade para a operação de
inversão da matriz variância-covariância.
O programa Statistica (Lewick et al., 2007) foi utilizado para executar o
procedimento de seleção das variáveis. O método é baseado na minimização do índice
Wilks’ Lambda (Λ*), o qual é um componente da análise de variância multivariada
(Johnson & Wichern, 1998). Não existe capacidade discriminante (os grupos são
considerados iguais) do conjunto de variáveis selecionadas quando Wilks’ Lambda é
próximo de 1. Valores próximos de 0 ocorrem quando a variabilidade dentro do grupo é
pequena quando comparada com a variabilidade total, isto é, quando a maior parte da
variabilidade total pode ser atribuída à diferença entre os grupos. A significância do valor
de Wilks’Lambda final pode ser estimada considerando a distribuição da lei de Fisher-
Snedecor (Teste F).
No final desse procedimento tem-se como resultado: (i) o conjunto de variáveis que
fornece a maior capacidade de discriminação para as quatro áreas, (ii) o valor parcial de Λ*
associado a cada variável, que significa o valor de Λ* total caso a variável em questão seja
excluída do conjunto, e (iii) o valor gradual de Λ* acumulado que representa o decréscimo
gradativo desse valor com a adição de cada variável.
a.3) Distância de Mahanobilis
Finalmente, uma medida de distância foi usada para auxiliar na avaliação da
capacidade discriminante de cada conjunto de variáveis. A distância de Mahalanobis é
uma medida de distância entre dois pontos no espaço e pode ser definida por duas ou mais
variáveis correlacionadas. Quanto maior o valor da distância, maior é a diferença entre os
grupos, neste caso, as áreas do depósito.
Capítulo I
47
b) Vegetação
b.1) Índice de similaridade de SØrense
Este índice foi utilizado para calcular a similaridade entre as unidades amostrais de
cada área, possibilitando assim comparar similaridade entre as áreas, segundo Van
Resensburg et al. (2003). Os dados de cobertura foram transformados para valores de
presença (1) e ausência (0). A partir dos dados transformados foi gerada uma matrix de
semelhança usando o índice de SØrense como medida de semelhança. Os valores de
similaridade das unidades amostrais correspondentes a cada área do depósito foram
utilizados para calcular a similaridade média para cada área.
b.2- Análises multivariadas
A partir da tabela de cobertura das espécies em cada unidade amostral foram
realizadas inúmeras análises utilizando dois programas estatísticos: MULVA 5
(Multivariate Analysis of Vegetation Data, Wildi & Orlóci, 1996) e MULTIV v.2.4
(Multivariate Explorator Analysis, Randomization Testing and Bootstrap Resampling,
Pillar, 2006).
Na primeira etapa, uma matriz de semelhança para unidades amostrais e para
espécies foi construída, utilizando-se como medida de similaridade a distância Euclidiana.
Uma análise de ordenação foi realizada para verificar a associação entre as unidades
amostrais utilizando o método de análise de Coordenadas Principais (PCoA). Os grupos
gerados foram dispostos em um espaço bidimensional de um diagrama de dispersão de
pontos. Os eixos dos diagramas são definidos pelas variáveis canônicas geradas na análise
de concentração, as quais contêm o total do qui-quadrado da tabela de contingência. Os
escorres canônicos gerados para os grupos de unidades amostrais são utilizados como
coordenadas para a localização dos grupos no diagrama (MULTIV).
Para mostrar de forma mais clara o gradiente da vegetação foi realizada uma rotina
de análise no programa MULVA 5. Utilizou-se a rotina CONCENT, optando-se por uma
análise de Componentes Principais expressando os resultados em Tabelas, pela Rotina
TABLES.
Capítulo I
48
Para identificar quais variáveis químicas das cinzas (site factors) estariam mais
correlacionadas com a vegetação, foi realizada uma análise de correlação entre as variáveis
químicas e a vegetação utilizando a rotina RESE opção F-(MULVA 5). Os fatores
ambientais que geraram os maiores coeficientes de correlação positivos ou negativos foram
escolhidos para análise.
Por meio da rotina COMPORD-FUZZY, que considera a distribuição difusa dos
valores, no caso das variáveis ambientais, foi testada a correlação das unidades de amostra
para com os fatores ambientais, optando-se pelo método de Roberts (Roberts, 1986), que se
constitui numa ordenação bidimensional, na qual o eixo (x) é o próprio fator ambiental
registrado no campo, transformado num intervalo de 0 a 1 e o outro eixo (y) é o valor
ambiental virtual baseado na composição florística das unidades amostrais (MULVA 5).
Utilizou-se a rotina GRDPR, com o objetivo de se verificar a performance das
espécies diagnóstico/ indicadoras (espécies de maior freqüência e cobertura nos grupos ou
nas fases sucessionais da vegetação analisada) de cada grupo formado em relação às
variáveis ambientais, resultando em um histograma de freqüência das espécies por classe,
para cada uma das variáveis ambientais testadas (MULVA 5).
RESULTADOS
Características químicas da cinza no perfil
A concentração da maioria dos macronutrientes e o pH não apresentaram
diferenças significativas no perfil vertical (profundidade) das cinzas em todas as áreas do
depósito (Figura 4). Somente enxofre e cálcio mostraram-se mais concentrados em
profundidade. A concentração de cálcio foi significativamente maior na profundidade de
100-120 cm na área mais antiga do depósito (A4), enquanto enxofre mostrou diferenças
significativas tanto na área jovem (A1) como na área A4 (Figura 4).
Capítulo I
49
Figura 4. Concentração de macronutrientes e pH em diferentes profundidades no perfil de
cinzas de carvão mineral presentes nas quatro áreas amostradas (A1, A2, A3 e A4). Médias
seguidas por letras distintas diferem entre si pelo teste de Tukey ao nível de 10% de
significância. ns= não significativo. Barras = desvio padrão da média, n= 3.
As concentrações dos metais pesados analisados não variaram significativamente
no perfil (Figura 5). Até 120 cm, os metais mostram ter a mesma concentração que a
observada na superfície, demonstrando que não há acumulo destes metais no perfil.
N
N (%)
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0-20 cm
100 -120 cm
P
P (mg dm
-3
)
0
5
10
15
20
25
K
K (mg dm
-3
)
0
100
200
300
400
Ca
Ca (cmol dm
-3
)
0
2
4
6
8
S
S-SO
4
(mg dm
-3
)
0
20
40
60
80
100
pH
pH
0
2
4
6
8
Áreas do depósito
Áreas do depósito
ba
b
a
a
b
A1
A2 A3
A4
A1
A2 A3
A4
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
Capítulo I
50
Fe
ferro (%)
0
1
2
3
4
Cu
cobre (mg kg
-1
)
0
5
10
15
20
25
30
0-20 cm
100-120 cm
Ni
Áreas do depósito
A1 A2 A3 A4
níquel (mg kg
-1
)
0
5
10
15
20
25
30
35
Cr
cromo (mg kg
-1
)
0
5
10
15
20
25
30
Pb
Áreas do depósito
A1 A2 A3 A4
chumbo (mg kg
-1
)
0
5
10
15
20
25
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
Al
alumínio (%)
0
1
2
3
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
ns
Figura 5. Concentração de metais pesados em diferentes profundidades no perfil de cinzas
de carvão mineral presentes nas quatro áreas amostradas. Médias não diferem entre si pelo
teste de Tukey ao nível de 10% de significância. Barras= desvio padrão da média, n= 3.
ns= não significativo.
Diferenças químicas entre as áreas do depósito
As concentrações das variáveis químicas analisadas não apresentam uma tendência
geral de aumento ou diminuição evidente entre as quatro áreas. Porém, a análise
multivariada mostrou que as áreas do depósito são quimicamente diferentes. O teste de
Kruskal-Wallis mostrou que apenas as variáveis, pH e CTC não foram capazes de separar
as áreas, ou seja, não podem ser utilizadas como variáveis discriminantes. Entretanto, todas
Capítulo I
51
as outras variáveis apresentam, individualmente, capacidade discriminante para os quatro
grupos. Assim, o conjunto de variáveis utilizadas para as etapas seguintes foram as
concentrações de N, K, P, S, Cr, Cu, Al, Pb, Ca, Fe, e Ni. O teste Wilk’s Lambda revelou
que este conjunto de variáveis químicas foi capaz de discriminar as quatro áreas. O valor
de Wilk’s Lambda obtido do conjunto de variáveis foi de 0,010. Isto significa que 99% da
variabilidade, entre as áreas pode ser explicada pelo conjunto de variáveis. Na Tabela 1 é
mostrado o valor de Wilk’s Lambda parcial de cada elemento. Nesta tabela, quanto maior o
valor Wilk’s Lambda maior a contribuição do elemento para a separação das áreas.
Observa-se que os maiores valores foram obtidos para P e K. Por outro lado, observa-se
que nenhum elemento apresentou valor discrepante de Wilk’s Lambda elevados. Isto indica
que a contribuição de cada variável para a discriminação das áreas é semelhante na
capacidade de diferenciar as áreas.
Tabela 1. Valor parcial de Wilk’s Lambda (Λ*) associado a cada variável, que significa o
valor Λ* total caso a variável em questão seja excluída do conjunto.
S Ni Cr Cu Al Pb Ca Fe N K P
Wilk’S
Lambda
0,012
0,012 0,013 0,015 0,015 0,015 0,016 0,017 0,017 0,023
0,025
Valor total minimizado de Wilk’s Lambda para o conjunto de variáveis = 0,010
Segundo a distância de Mahalanobis, a qual avalia a dissimilaridade entre grupos
anulando o efeito de redundância das variáveis, existe uma dissimilaridade significativa
entre todas as áreas (Tabela 2). Isto mostra que em termos químicos (segundo as variáveis
analisadas), estas áreas podem ser consideradas diferentes. As duas áreas com maior
diferença em termos de idade de deposição das cinzas (A1 e A4), também apresentaram
maior distância entre si (Tabela 2). A área A2, em termos químicos, está mais próxima, a
área A1 do que A3. Enquanto que área A3 apresenta maior similaridade com A2 e A1 do
que com A4.
Capítulo I
52
Tabela 2. Matriz da distância de Mahalanobis ao quadrado entre as áreas do depósito. As
variáveis utilizadas no modelo foram (N, P, K, Ca, S, Cu, Cr, Ni, Pb, Al, Fe) e não foram
consideradas as diferentes profundidades da cinza.
Áreas do depósito A1 A2 A3 A4
A1 0,00
A2 10,11 * 0,00
A3 34,58 * 27,98 * 0,00
A4 62,02 * 42,29 * 43,84 * 0,00
* Valores significativos pelo teste-F , α 0,05.
Concentração de metais pesados em mamona
Segundo análise de variância, somente as concentrações de cromo e níquel na
mamona apresentaram diferenças significativas entre as áreas A1 e A4 (Figura 6). Nas
raízes, as concentrações destes elementos aumentaram com a idade do depósito. Nas
folhas, somente a concentração de níquel apresentou o mesmo comportamento, enquanto
que para cromo as menores concentrações foram observadas nas áreas mais antigas (Figura
6). Isto pode indicar que na área A1 a forma de cromo predominante seja mais móvel que a
forma de cromo predominante nas outras áreas. As maiores concentrações de níquel nas
raízes (2,74 mg kg
-1
) e nas folhas (5,33 mg kg
-1
) foram observadas na área mais antiga do
depósito. O cobre não apresentou diferenças significativas entre as áreas, e a concentração
nas raízes foi semelhante à observada nas folhas. Quanto ao chumbo, observou-se maior
concentração nas raízes em relação às folhas e não foram observadas diferenças
significativas, pelo teste de Tukey, entre as áreas (Figura 6).
Capítulo I
53
Folha
Chumbo Cobre Cromo Níquel
Concentração de metal
(mg kg
-1
de peso seco)
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
10,0
12,0
14,0
Raiz
Chumbo Cobre Cromo Níquel
Concentração de metal
(mg kg
-1
de peso seco)
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
10,0
12,0
14,0
A1
A2
A3
A4
ns
a
b
b
ns
a
ab
0,7
0,35
0,2
0,1
ab
ab
a
b
ns
ns
b
b
a
a
a
ab
b
a
b
Figura 6. Concentração de metais em plantas de R. communis coletadas em diferentes
áreas (A1, A2, A3 e A4) do depósito de cinzas de carvão mineral. Médias seguidas de
mesma letra, considerando cada metal, não diferem entre si pelo teste de Tukey ao nível de
10% de significância. Barras = erro padrão da média. A1, n= 4; A2, n= 6; A3, n= 6 e A4,
n= 5. ns= não significativo
Embora somente as concentrações de níquel e cromo tenham apresentado
diferenças significativas entre as áreas, pelo teste de Tukey, as análises multivariadas
mostraram que as concentrações de metais na mamona não são similares. O conjunto de
variáveis (concentração de Cr, Cu, Ni e Pb nas folhas e nas raízes) foi capaz de separar as
quatro áreas (A1, A2, A3 e A4). O valor de Wilk’s Lambda obtido para este conjunto de
variáveis foi de 0,049, significativo pelo teste-F, α 0,05. Na Tabela 3 observa-se que cromo
e níquel possuem os maiores valores parciais de Wilk’s Lambda para as folhas, enquanto
que para as raízes os maiores valores são para cobre e cromo.
Tabela 3. Valor parcial de Wilk’s Lambda (Λ*) associado a cada variável (concentração de
Cr, Cu, Ni ou Pb), que significa o valor Λ* total caso a variável em questão seja excluída
do conjunto.
Parte da planta
Valores de Wilk’s Lambda (Λ*)
Pb Cu Cr Ni
Raiz 0,051 0,057 0,054 0,053
Folha 0,051 0,054 0,078 0,062
Capítulo I
54
Da mesma forma que o observado para todas as variáveis químicas nas cinzas, as
concentrações de metais nas folhas e nas raízes de mamona mostram uma dissimilaridade
entre as áreas. Assim, a matriz da distância quadrada de Mahalanobis mostra diferenças
significativas entre as áreas do depósito, ou seja, considerando a concentração conjunta do
quatro metais (Cr, Cu, Ni e Pb) tanto das folhas quanto das raízes foi possível separar as
quatro áreas do depósito (Tabela 4). Somente A2 e A3 não mostraram distâncias
significativas entre si, mostrando que as concentrações dos metais nas plantas de mamona
entre estas duas áreas são similares. A maior distância foi observada entre A1 e A4,
indicando que a concentração de metais na mamona está variando em função da idade do
depósito. Pela análise de variância esta variação foi evidente para níquel e cromo conforme
observado na Figura 6.
Tabela 4. Matriz da distância ao quadrado de Mahalanobis entre as áreas do depósito
utilizando no modelo a concentração foliar ou radical dos metais: Cr, Cu, Ni e Pb.
*Valores significativos, pelo teste-F p< 0,05 . ns= não significativo.
Análise da vegetação
A amostragem fitossociológica revelou que cerca de 30 espécies compõem a
vegetação do depósito, distribuídas em 14 famílias e 20 gêneros (Tabela 5). Na área mais
antiga (A4) foram observadas plântulas, não sendo possível identificar as espécies. A
maioria das espécies é herbácea, porém três espécies arbóreas foram encontradas: Schinus
terebentifolius e Casearia sylvestris e Mimosa bimucronata. As famílias Asteraceae,
Convolvulaceae e Poaceae possuem o maior número de espécies. O número de espécies
aumentou com a idade da área. Na área A1 e A2 foram encontradas 6 espécies, na área A3
13 espécies e na área A4 16 espécies.
Áreas do depósito A1 A2 A3 A4
A1 0
A2 17,82 * 0
A3 24,16 * 7,05 ns 0
A4 59,94 * 17,22 * 18,59 * 0
Capítulo I
55
Tabela 5. Espécies e respectivas famílias encontradas no levantamento fitossociológico
nas áreas do depósito de cinza de carvão mineral em São Jerônimo, RS.
Amaranthaceae Flacourtiaceae
Amaranthus viridis L.
Casearia sylvestris SW.
Alternanthera philoxeroides (Mart) Griseb
Lamiaceae
Anacardiaceae
Hyptis mutabilis Briq.
Schinus terebentifolius Marchand
Leguminosae
Asteraceae
Mimosa bimucronata Kuntze
Coyza bonariensis L.
Poaceae
Mikania micrantha Kunth
Cynodon dactylon L.
Eupatorium picturatum Malme
Paspalum pumilum Nees
Erechthites valerianaefolia (Wolf) DC
Paspalum sp.
Commelinaceae Solanaceae
Commelina communis L.
Solanum americanum Mill
Convolvulaceae Urticaceae
Ipomoea alba L.
Parietaria debilis G. Forst
Ipomoea cairica (L.) Sweet
Indeterminadas
Solidago chilensis Meyen
Plântula 1
Cyperaceae
Plântula 2
Cyperus sp. Plântula 3
Cyperus esculentus L.
Plântula 4
Discoraceae
Planutla 5
Dioscoria sp Plântula 6
Euphorbiaceae
Plântula 7
Ricinus communis L.
O índice de SØrensen foi usado para determinar a similaridade da composição da
vegetação entre as unidades de cada área do depósito (A1, A2, A3 e A4), permitindo a
comparação entre as áreas. Observa-se na Figura 7 que as áreas não são similares em
termos de composição florística. O maior índice observado na área A1 e A2 indica que
estas áreas possuem uma homogeneidade maior que a observada nas áreas A3 e A4. Estas
Capítulo I
56
últimas áreas apresentam baixos índices de similaridade e, portanto a vegetação é mais
heterogênea.
Áreas do depósito de cinza de carvão mineral
A1 A2 A3 A4
índice de Sorensen
0,00
0,10
0,20
0,30
0,40
0,50
0,60
0,70
a
a
b
c
Figura 7. Índice de similaridade de SØrensen entre as áreas do depósito de cinza de carvão
mineral em São Jerônimo RS. Médias seguidas de mesma letra não diferem entre si pelo
teste de aletorização.
A análise de ordenação das unidades amostrais, obtida por PCoA mostra a
formação de dois grupos (Figura 8). Em um dos extremos do eixo das coordenadas estão
concentradas as unidades amostrais correspondente a área mais jovem do depósito (A1) e
no outro extremo do eixo, no sentido positivo, encontram-se as unidades da área mais
antiga do depósito (A4) (Figura 8 A).
Na Figura 8B observa-se a distribuição das espécies nestes grupos. No grupo I a
espécie mais correlacionada é o Cynodon dactlylon. Já no grupo II inúmeras espécies estão
mais correlacionadas: Hyptis mutabilis, Paspalum pumilum, Commelina communis.
Capítulo I
57
Figura 8. Diagrama de ordenação (PCoA) das unidades amostrais baseada no valor de
cobertura das espécies, com distância Euclidiana entre as unidades-(A). Os Taxas são
mostrados no diagrama na posição proporcional para o nível de correlação com os eixos da
ordenação -(B). As letras representam as unidades amostrais em cada área: A1 a A6, área
A1; B1a B6, área A2; C1a C3, área A3 e D1 a D6, área A4. Cyd (Cynodon dactlyon), IpC
(Ipomoea cairica), HyM (Hyptis mutabilis), Mikm (Mikania micrantha), Pasp (Paspalum
pumilum), ComC (Commelina communis), Pla2 (Plântula sp2).
A ordenação em gradiente, dada pela análise de Componentes Principais (PCA)
para unidades amostrais e para as espécies, expressos em tabelas, mostra a diferença na
distribuição das espécies e na gradação estabelecida na sucessão de espécies na
comunidade (Tabela 6). Determinadas espécies, por exemplo, Hyptis mutabilis e Casearia
sylvestris,Mimonsa bimocrumata e Schinus terebentifolius possuem ocorrência restrita
somente nas áreas mais antigas do depósito, porém, outras espécies, Ricinus communis e
Cynodon dactlyon, têm distribuição mais ampla na área, estando presentes em quase todas
as unidades amostrais (Tabela 6).
eixo I =36
,
9%
eixo II= 20,2 %
Grupo I
Grupo II
Grupo I
Grupo II
A
B
Capítulo I
58
Tabela 6. Ordenação em tabela mostrando um gradiente de distribuição das espécies,
segundo análise de componentes principais (PCA), para unidades amostrais e espécies,
segundo MULVA-5.
Unidades amostrais: 1 a 6 (A1); 7 a 12 (A2); 13 a 18 (A3) e 19 a 24 (A4).
Valores de 1 a 8 correspondem às classes de cobertura vegetal para cada espécie.
Inúmeros fatores ambientais podem atuar no estabelecimento de uma espécie
vegetal, por exemplo, disponibilidade hídrica, luz, disponibilidade de nutrientes e
elementos tóxicos. Por ser esta uma área de depósito de cinzas, onde o substrato original,
solo, é substituído pela cinza, os teores de elementos nutrientes e não nutrientes foram
explorados como sendo os prováveis fatores de interferência na distribuição das espécies.
As variáveis químicas que apresentaram os maiores coeficientes de correlação com as
unidades amostrais foram: N= 0,55; S= -0,63; Cr = 0,60 e Ni= -0,67. Na etapa seguinte, a
análise de ordenação bidimensional utilizando a rotina COMPORD, opção FUZZY
(MULVA 5) mostrou o gradiente de distribuição das unidades amostrais em função da
|--------------------------------------------------------------------------|
| RELEVE NO. (unidades amostrais 1-24) |1 111 1 111 1 212222|
| |780657182943941625331240|
|--------------------------------------------------------------------------|
| RELEVE GROUP NO. |111111111111111111111111|
|--------------------------------------------------------------------------|
|21 Hyptis mutabilis Briq. 1| 1 1|
|27 Casearia sylvestris SW. 1| 2 |
|22 Mimosa bimucronata Kuntze 1| 2 |
|29 Plantula 7 1| 1 |
|30 Discoria sp. 1| 1 |
|28 Plantula 6 1| 1 |
|23 Schinus terebentifolius Marchand 1| 1 |
|11 Commelina communis L. 1| 8 142 4|
|14 Plantula 1 1| 1 |
|13 Eupatorium picturatum Malme 1| 1 21 |
|26 Plantula 5 1| 1 |
|25 Planutla 4 1| 1 |
|24 Plantula 3 1| 1 |
| 6 Alternanthera philoxeroides (Mart) Griseb 1| 1 1 |
|15 Plantula2 1| 1 |
|17 Erechthites valerianaefolia (Wolf) DC 1| 1 |
| 3 Cyperus sp. 1| 1 |
|18 Solanum americanum Mill 1| 2 |
|19 Parietaria debilis G. Forst 1| 1 1 |
|20 Cyperus esculentus L. 1|2 4 |
|10 Mikania micrantha Kunth 1| 21 2 222|
|16 Conitza bonariensis L. 1|1 2 |
| 4 Ipomoea alba L. 1| 2 2 1 |
| 8 Amaranthus viridis L. 1| 1 1 |
|12 Paspalum sp. 1| 5 31 2 |
| 7 Paspalum pumilum Nees 1| 2 4 1 1 44|
| 9 Solidago chilensis Meyen 1| 1 1 1 |
| 5 Ipomoea cairica (L.) Sweet 1| 51 4 371 1 |
| 2 Cynodon dactlyon L. 1|536632534127 2 7 7 |
| 1 Ricinus communis L. 1|12133120 1 132414 22 2 |
|--------------------------------------------------------------------------|
Capítulo I
59
concentração de N, S, Cr, Ni (Figura 9). Foi possível observar que somente que nitrogênio,
enxofre, e níquel parecem exercer alguma influência na distribuição das espécies, porque
as unidades amostrais estão distribuídas mais próximas a uma diagonal e não dispersas
como nos demais diagramas. Segundo Wildi (1994) e Wildi & Orlóci (1996) o
estabelecimento de uma diagonal indica que a variável ambiental testada é o fator
determinante na distribuição das espécies na área amostral.
-1.00E-04 5.00E-01 1.00E+00
|---.---.---.---.---+---.---.---.---.---.|
9.79E-01 |+ + | 1
9.38E-01 |18 17 | 2
8.96E-01 | | 3
8.54E-01 | | 4
8.13E-01 | | 5
7.71E-01 | | 6
7.29E-01 | | 7
6.88E-01 | | 8
6.46E-01 | + + + + | 9
6.04E-01 | 2 4 1 3 | 10
5.63E-01 | | 11
5.21E-01 | | 12
4.79E-01 | | 13
4.37E-01 | | 14
3.96E-01 | | 15
3.54E-01 | 15/16 | 16
3.12E-01 | * 7 8 | 17
2.71E-01 | ++ 13 23 24 | 18
2.29E-01 | + + + ++ + | 19
1.87E-01 | 5 14 6 21 + *22 +| 20
1.46E-01 | 12/11 | 21
1.04E-01 | 19 + +| 22
6.24E-02 | 10 9 20| 23
2.07E-02 |........................+.....+.........| 24
|---.---.---.---.---+---.---.---.---.---.|
-1.00E-04 5.00E-01 1.00E+00
-1.00E-04 5.00E-01 1.00E+00
|---.---.---.---.---+---.---.---.---.---.|
9.79E-01 | + + + + + + + +| 1
9.38E-01 |2 7 5 8 6 21 1 22| 2
8.96E-01 | + + | 3
8.54E-01 | 4 3 | 4
8.13E-01 | + + | 5
7.71E-01 | 18 17 | 6
7.29E-01 | | 7
6.88E-01 | | 8
6.46E-01 | 11 12 | 9
6.04E-01 | + + | 10
5.63E-01 | | 11
5.21E-01 | + + + + * | 12
4.79E-01 | 13 9 10 24 23/14 | 13
4.37E-01 | | 14
3.96E-01 | | 15
3.54E-01 | | 16
3.12E-01 | | 17
2.71E-01 | | 18
2.29E-01 | 20 19 | 19
1.87E-01 | ++ | 20
1.46E-01 | | 21
1.04E-01 | | 22
6.24E-02 |16 15 | 23
2.07E-02 |+...................+...................| 24
|---.---.---.---.---+---.---.---.---.---.|
-1.00E-04 5.00E-01 1.00E+00
-1.00E-04 5.00E-01 1.00E+00
|---.---.---.---.---+---.---.---.---.---.|
9.79E-01 | + +| 1
9.38E-01
| 22 21| 2
8.96E-01 | | 3
8.54E-01 | | 4
8.13E-01 | + + | 5
7.71E-01 | 7 8 | 6
7.29E-01 | ++ | 7
6.88E-01 | 14 13 | 8
6.46E-01 | 15 16 | 9
6.04E-01 | + + | 10
5.63E-01 | + 9 + | 11
5.21E-01 | 23 *10 24 | 12
4.79E-01 | + + + + | 13
4.37E-01 | 11 17 12 18 | 14
3.96E-01 | | 15
3.54E-01 | | 16
3.12E-01 | 3 6 18 | 17
2.71E-01 | + * + | 18
2.29E-01 | ++ 4 | 19
1.87E-01 | 1 2 | 20
1.46E-01 | | 21
1.04E-01 | | 22
6.24E-02 | 20 19 | 23
2.07E-02 |+.................+.....................| 24
|---.---.---.---.---+---.---.---.---.---.|
-1.00E-04 5.00E-01 1.00E+00
N
S
-1.00E-04 5.00E-01 1.00E+00
|---.---.---.---.---+---.---.---.---.---.|
9.79E-01 | + + | 1
9.38E-01 | 15 16 | 2
8.96E-01 | | 3
8.54E-01 | | 4
8.13E-01 | | 5
7.71E-01 | | 6
7.29E-01 | | 7
6.88E-01 | | 8
6.46E-01 | | 9
6.04E-01 |17 18 | 10
5.63E-01 |+ + | 11
5.21E-01 | | 12
4.79E-01 | 1 2 8 4 7 3 | 13
4.37E-01 | + + +++ + | 14
3.96E-01 | | 15
3.54E-01 | *6/5 | 16
3.12E-01 | | 17
2.71E-01 | | 18
2.29E-01 | 10 14/9 12 13 21 | 19
1.87E-01 | + * ++ + ++ | 20
1.46E-01 | 11 22 | 21
1.04E-01 | 19 + 20+| 22
6.24E-02 | 23 24| 23
2.07E-02 |...............................+......+.| 24
|---.---.---.---.---+---.---.---.---.---.|
-1.00E-04 5.00E-01 1.00E+00
Ni
Cr
Figura 9. Diagrama de dispersão das unidades amostrais em função das concentrações nas
cinzas de (N, S, Cr e Ni).
Capítulo I
60
A análise da performace das espécies diagnósitco/indicadoras de grupo, mostrou
que algumas das espécies analisadas ocorrem preferencialmente em determinadas classes
de concentração dos elementos (N, S Cr, Ni), (Figura 10, 11, 12 e 13).
Para as concentrações totais de nitrogênio em cinza, observou-se que a ocorrência
da maioria das espécies testadas não é restrita a uma classe de concentração de nitrogênio
(Figura 10). Cynodon dactlyon e Ricinus communis apresentam ampla distribuição nas três
classes para nitrogênio, enquanto Commelina communis ocorre com certa preferência em
classes de maior concentração de nitrogênio.
Capítulo I
61
HISTOGRAM OF WEIGHTED SCORES
----------------------------
ATTRIBUTES LABELS:
11 10 1 2 16 20 7 21
CLASS NO. 1 (N= 8, CENTROID= 4.50)
0.306E+00 0.250E+00 0.963E+00 0.887E+00 0.000E+00 0.000E+00 0.306E+00 0.217E+00
CLASS NO. 2 (N= 10, CENTROID= 11.50)
0.000E+00 0.573E+00 0.166E+01 0.145E+01 0.373E+0
0
0.445E+00 0.863E+00 0.000E+00
CLASS NO. 3 (N= 6, CENTROID= 18.50)
0.103E+01 0.667E+00 0.162E+01 0.104E+01 0.000E+00 0.000E+00 0.289E+00 0.289E+00
0.00E+00 8.28E-01 1.66E+00
---.---.---.---.---+---.---.---.---.---+
CLASS
ATTRIBUTE NO. 11 Commelina communis
1 .********
2 .*
3 .*************************
ATTRIBUTE NO. 10 Mikania micrantha
1 .*******
2 .**************
3 .*****************
ATTRIBUTE NO. 1 Ricinus communis
1 .************************
2 .****************************************
3 .****************************************
ATTRIBUTE NO. 2 Cynodon dactlyon
1 .**********************
2 .***********************************
3 .**************************
ATTRIBUTE NO. 20 Cyperus esculentus
1 .*
2 .***********
3 .*
ATTRIBUTE NO. 7 Paspalum pumilum
1 .********
2 .*********************
3 .*******
ATTRIBUTE NO. 21 Hyptis mutabilis
1 .******
2 .*
3 .*******
+
+
Figura 10. Histograma de freqüência da ocorrência das espécies diagnóstico/indicadoras
segundo as classes (1, 2 e 3) dos teores totais de nitrogênio em cinzas de carvão mineral,
rotina GRPDR (MULVA 5).
Em relação às concentrações de enxofre, Commelina communis, Mikania
micrantha, e Paspalum pumilum mostram certa preferência a concentrações mais baixas
deste elemento (Figura 11). Por outro lado, Cyperus escutelum parece ocorrer
preferencialmente em áreas com maior concentração de enxofre.
Capítulo I
62
HISTOGRAM OF WEIGHTED SCORES
----------------------------
ATTRIBUTES LABELS:
11 10 1 2 16 20 7 21
CLASS NO. 1 (N= 18, CENTROID= 21.00)
0.480E+00 0.652E+00 0.159E+01 0.881E+00 0.111E+00 0.000E+00 0.712E+00 0.192E+00
CLASS NO. 2 (N= 4, CENTROID= 35.00)
0.000E+00 0.000E+00 0.933E+00 0.177E+01 0.000E+0
0
0.000E+00 0.000E+00 0.000E+00
CLASS NO. 3 (N= 2, CENTROID= 49.00)
0.000E+00 0.000E+00 0.866E+00 0.244E+01 0.866E+00 0.222E+01 0.000E+00 0.000E+00
0.00E+00 1.22E+00 2.44E+00
---.---.---.---.---+---.---.---.---.---+
CLASS
ATTRIBUTE NO. 11 Commelina communis
1 .********
2 .*
3 .*
ATTRIBUTE NO. 10 Mikania micrantha
1 .***********
2 .*
3 .*
ATTRIBUTE NO. 1 Ricinus communis
1 .**************************
2 .****************
3 .***************
ATTRIBUTE NO. 2 Cynodon dactlyon
1 .***************
2 .******************************
3 .****************************************
ATTRIBUTE NO. 20 Cyperus esculentus
1 .*
2 .*
3 .*************************************
ATTRIBUTE NO. 7 Paspalum pumilum
1 .************
2 .*
3 .*
ATTRIBUTE NO. 21 Hyptis mutabilis
1 .****
2 .*
3 .*
Figura 11. Histograma de freqüência da ocorrência das espécies diagnóstico/indicadoras
segundo as classes de teores de enxofre em cinzas de carvão mineral, rotina GRPDR
(MULVA 5).
Com relação à concentração de níquel na cinza (Figura 12), observa-se que as
espécies Ricinus communis e Cynodon dactlyon distribuem-se igualmente, tanto em locais
com teores mais baixos, medianos e de forma proeminente em locais com teores mais
elevados. Por outro lado, as espécies Commelina communis, Mikania micrantha e
Paspalum pmilum ocorreram preferencialmente nos locais com concentrações mais baixas
de níquel (classe 1).
Capítulo I
63
HISTOGRAM OF WEIGHTED SCORES
----------------------------
ATTRIBUTES LABELS:
11 10 1 2 16 20 7 21
CLASS NO. 1 (N= 14, CENTROID= 20.00)
0.617E+00 0.838E+00 0.145E+01 0.469E+00 0.000E+00 0.000E+00 0.915E+00 0.247E+00
CLASS NO. 2 (N= 8, CENTROID= 24.00)
0.000E+00 0.000E+00 0.115E+01 0.203E+01 0.217E+00 0.556E+0
0
0.000E+00 0.000E+00
CLASS NO. 3 (N= 2, CENTROID= 28.00)
0.000E+00 0.000E+00 0.224E+01 0.253E+01 0.100E+01 0.000E+00 0.000E+00 0.000E+00
0.00E+00 1.27E+00 2.53E+00
---.---.---.---.---+---.---.---.---.---+
CLASS
ATTRIBUTE NO. 11 Commelina communis
1 .**********
2 .*
3 .*
ATTRIBUTE NO. 10 Mikania micrantha
1 .**************
2 .*
3 .*
ATTRIBUTE NO. 1 Ricinus communis
1 .***********************
2 .*******************
3 .************************************
ATTRIBUTE NO. 2 Cynodon dactlyon
1 .********
2 .********************************
3 .****************************************
ATTRIBUTE NO. 20 Cyperus esculentus
1 .*
2 .*********
3 .*
ATTRIBUTE NO. 7 Paspalum pumilum
1 .***************
2 .*
3 .*
ATTRIBUTE NO. 21 Hyptis mutabilis
1 .****
2 .*
3 .*
Figura 12. Histograma de freqüência da ocorrência das espécies diagnóstico/indicadoras,
segundo as classes de teores ambientalmente disponíveis de níquel em cinzas de carvão
mineral, rotina GRPDR (MULVA 5).
Ricinus communis e Cynodon dactlyon também ocorreram nas três classes de
concentração de cromo (Figura 13). Entretanto, Ricinus communis ocorre,
preferencialmente, nas classes de valores baixo e mediano enquanto Cynodon dactlyon
ocorre, preferencialmente, em locais de concentrações mais elevadas. Dentre as espécies
Capítulo I
64
estudadas somente Cyperus escutelum mostrou maior preferência para concentrações mais
elevadas de cromo, entretanto com baixa ocorrência (Figura 13).
HISTOGRAM OF WEIGHTED SCORES
----------------------------
ATTRIBUTES LABELS:
11 10 1 2 16 20 7 21
CLASS NO. 1 (N= 4, CENTROID= 15.67)
0.612E+00 0.500E+00 0.168E+01 0.127E+01 0.500E+00 0.000E+00 0.612E+00 0.433E+00
CLASS NO. 2 (N= 8, CENTROID= 19.00)
0.217E+00 0.967E+00 0.180E+01 0.820E+00 0.000E+0
0
0.000E+00 0.108E+01 0.000E+00
CLASS NO. 3 (N= 12, CENTROID= 22.33)
0.371E+00 0.167E+00 0.108E+01 0.135E+01 0.144E+00 0.371E+00 0.144E+00 0.144E+00
0.00E+00 8.98E-01 1.80E+00
---.---.---.---.---+---.---.---.---.---+
CLASS
ATTRIBUTE NO. 11 Commelina communis
1 .**************
2 .*****
3 .*********
ATTRIBUTE NO. 10 Mikania micrantha
1 .************
2 .**********************
3 .****
ATTRIBUTE NO. 1 Ricinus communis
1 .**************************************
2 .****************************************
3 .************************
ATTRIBUTE NO. 2 Cynodon dactlyon
1 .*****************************
2 .*******************
3 .*******************************
ATTRIBUTE NO. 20 Cyperus esculentus
1 .*
2 .*
3 .*********
ATTRIBUTE NO. 7 Paspalum pumilum
1 .**************
2 .*************************
3 .****
ATTRIBUTE NO. 21 Hyptis mutabilis
1 .**********
2 .*
3 .****
---.---.---.---.---+---.---.---.---.---+
0.00E+00 8.98E-01 1.80E+00
Figura 13. Histograma de freqüência da ocorrência das espécies diagnóstico/indicadoras
segundo as classes de teores ambientalmente disponíveis de cromo em cinzas de carvão
mineral, rotina GRPDR (MULVA 5).
Capítulo I
65
DISCUSSÃO
Nas áreas do depósito, as cinzas não apresentaram valores extremos de pH, o que é
uma característica importante para o crescimento das plantas já que o pH é um dos fatores
que regula a disponibilidade de nutrientes no solo. Em termos de fertilidade, o teor total de
nitrogênio na cinza foi baixo enquanto as concentrações dos demais macronutrientes (P, K,
Ca e S) podem ser consideradas como suficientes para o bom desenvolvimento das plantas.
A concentração destes elementos pode ter sido influenciada pelas áreas adjacentes devido
ao fato que a área do depósito está em uma parte baixa do terreno.
No caso do enxofre (forma SO
4
2-
), as elevadas concentrações encontradas nas
cinzas são possivelmente devido à elevada concentração deste elemento no carvão. A
maior concentração deste elemento entre 100-120cm em relação à concentração na
superfície mostra que este elemento está sendo lixiviado. De modo geral, no solo, o ânion
sulfato é facilmente lixiviado devido a menor presença de sítios com cargas positivas para
a adsorção do sulfato. A lixiviação do sulfato pode ser favorecida pelo aumento de pH,
porque isto leva a liberação dos sulfatos adsorvidos.A maior concentração de matéria
orgânica, promove o aumento das cargas negativas do solo, repelindo assim o sulfato (Raij,
1991). A maior concentração de cálcio, entre 100-120 cm em relação à superfície, na área
mais antiga do depósito A4 pode estar relacionada com a maior concentração de sulfato
nesta região do perfil das cinzas. Isto porque, o cálcio pode insolubilizar-se com os
sulfatos.
Quanto à concentração dos metais pesados (Cu, Cr, Ni e Pb) nas cinzas, as mesmas
encontraram-se abaixo da concentração alerta (que indica uma possível alteração na
qualidade natural dos solos) consideradas pela CETESB para solos (CETESB, 2001). Os
teores totais de ferro e alumínio estão dentro das faixas de concentração para solos
brasileiros não contaminados. Da mesma forma que para a maioria dos macronutrientes,
não foram observadas diferenças significativas nas concentrações dos metais pesados entre
a superfície e a profundidade de 100-120cm. Portanto, diferente da hipótese inicial, não
está ocorrendo um acúmulo de metais na área de exploração das raízes, ou seja, até a
profundidade de 100-120 cm. Por outro lado, a concentração de níquel e cromo na mamona
foram significativamente diferente entre a área mais jovem e mais antiga do depósito. Isto
mostra que em termos de disponibilidade a concentração destes elementos está se
modificando em função da idade do depósito. Isto pode ser resultado de um conjunto de
fatores que envolvem deste o intemperismo das partículas da cinza, interações entre
Capítulo I
66
elementos favorecendo a maior disponibilidade de alguns elementos, alterações no pH da
rizosfera por exudatos das próprias plantas e aumento da atividade microbiana.
Nas condições do depósito, a cinza parece não restringir o crescimento da mamona.
Não foram observados sintomas de toxidez nas plantas nas áreas do depósito, mesmo que
na área mais antiga A4 onde foram observadas concentrações mais elevadas de níquel nas
folhas da mamona. Isto pode indicar que mamona tenha capacidade de acumular estes
metais na parte aérea.
Embora a análise de variância não tenha mostrado diferenças significativas das
concentrações dos elementos e do pH entre as áreas, a análise multivariada mostrou que o
conjunto de variáveis químicas utilizadas foi capaz de diferenciar as quatro áreas do
depósito. Portanto, em termos químicos, as quatro áreas são diferentes. Todos os elementos
analisados apresentam discretas variações entre as áreas, sendo que os valores parciais de
Wilk’s Lambda associados a cada variável foram semelhantes. Isto sugere que estas áreas
estão sofrendo lentas modificações ao longo dos anos e que nenhuma das variáveis
estudadas é capaz de explicar individualmente as mudanças que estão ocorrendo neste
sistema. Entretanto, não foi possível verificar uma tendência evidente da concentração dos
elementos entre as áreas. Porém, acredita-se que a área mais antiga do depósito tenha
sofrido mudanças positivas nas características químicas do substrato, as quais favoreceram
o estabelecimento de um maior número de espécies vegetais nesta área. A concentração
significativamente maior de nitrogênio na área A4 em relação a A1 aponta que a área A4
apresentou melhorias em termos químicos em relação à área A1.
O número reduzido de espécies e a predominância de gramíneas e herbáceas
mostram que esta área encontra-se em processo inicial de sucessão. Segundo Budowski
(1965), no estádio inicial e inicial secundário de sucessão, há um nítido favorecimento para
gramíneas, arbustos e cipós, sendo que árvores são escassas. Porém, esta vegetação
apresenta diferenças entre as áreas, como mostraram as diferenças significativas
observadas no índice de similaridade de SØrense, entre as unidades amostrais de cada área.
Nas áreas mais jovens A1 e A2, onde ocorre menor número de espécies com maior
cobertura de C. datclyon, o índice de similaridade foi maior, mostrando a homogeneidade
destas áreas. Nas áreas mais antigas, A3 e A4, observa-se que as unidades amostrais
apresentaram menor índice de similaridade, ou seja, maior dissimilaridade. Nestas áreas foi
observado, especialmente na área A4, maior número de espécies em relação à área A1 e
A2. Isto mostra que a vegetação estabelecida inicialmente permite o desenvolvimento de
outras espécies no local, evidenciando o avanço do processo sucessional.
Capítulo I
67
Segundo Rogalski et al. (2005), o processo sucessional é iniciado com algumas
espécies e formas de vida, geralmente ervas e arbustos, que exercem o papel de
facilitadoras. Estas melhoram as condições ambientais, retornando gradativamente ao
ambiente, conforme sua capacidade de suporte, do clima e solo local. As espécies pioneiras
transferem grande parte dos nutrientes disponíveis no solo para a biomassa sendo um
mecanismo eficiente para a conservação de nutrientes na área, favorecendo o aumento da
matéria orgânica do solo. Elas também modificam as condições microclimáticas nos
estratos de crescimento, reduzindo as flutuações térmicas e aumento da umidade relativa
(Gómez-Pompa & Vázquez-Yanes, 1981). Esta última função é especialmente importante
em um substrato como as cinzas, que apresenta forte capacidade de retenção de calor
devido à cor escura do material.
Foi possível identificar que em quatro anos a vegetação já mostra uma configuração
distinta, como mostrado pela análise de ordenação. Os grupos formados separam a
vegetação entre a área mais jovem e a mais antiga da área (A4). As demais áreas estão
dispersas entre os grupos mostrando que não formam nenhum agrupamento específico.
Isto, possivelmente, é explicado pelo curto período que separa uma área da outra e a
proximidade das áreas. As áreas A2 e A3 parecem estar em processo de modificação, não
apresentando uma composição específica capaz de formar um grupo distinto. O processo
de revegetação natural pode ser muito lento em áreas severamente impactadas sendo
necessário intervenções. Segundo Bradshaw (2003), é necessário analisar os componentes
do processo natural e identificar onde as ações podem ser mais eficientes e, portanto
garantir o sucesso do processo em um tempo razoável. Hodacova & Prach (2003)
mostraram que a revegetação natural promove a longo prazo um aumento na diversidade
em comparação à revegetação técnica. Segundo os autores, o rápido incremento na
diversidade promovido pela revegetação técnica não é sustentado a longo prazo. Além
disso, a revegetação natural é economicamente menos dispendiosa. Acreditamos que nas
áreas de cinza de carvão o fator nutricional do substrato é um fator limitante. A área em
estudo não demonstrou esta limitação, embora nenhuma intervenção neste sentido tenha
sido feita. Isto pode ser explicado pelo fato que a área do depósito está localizada em uma
região baixa do terreno e recebe escoamentos das regiões do entorno não pertencentes à
área do depósito, que contribuem para o aumento da fertilidade deste substrato.
A tabela de ordenação mostra o gradiente formado pela vegetação. Nesta tabela
observa-se que R. communis apresenta ampla distribuição na área, estando presente desde a
área A1 até a A4. Outra espécie com ampla distribuição foi C. dactlyon, porém, na área
Capítulo I
68
mais antiga, A4, foi presente somente em duas unidades amostrais não ocorrendo nas
demais. Isto mostra que seu crescimento pode ser controlado com o avanço da vegetação.
Observou-se que as espécies arbóreas como Casearia sylvestris, Mimosa bimucromata e
Schinus terebentifolius ocorreram somente nas áreas mais antigas do depósito A4,
possivelmente, porque somente nesta área as condições de substrato e microclima foram
viáveis ao surgimento destas espécies.
As observações de campo e as análises permitem descrever que uma seqüência de
espécies ocorre na área, caracterizando uma sucessão, embora a área esteja em fase
pioneira. A seguinte seqüência foi observada: Cynodon dactlyon é a espécie pioneira,
proporcionando rápida cobertura das cinzas. A mamona pode ocorrer conjuntamente com o
C. dactlyon, porém inicialmente com menor número de indivíduos (Figura 14). Com o
crescimento de alguns indivíduos de mamona, ocorre um favorecimento de um maior
número de indivíduos desta espécie. Embora não tenham sido feitas análises específicas,
acredita-se que o sombreamento da área pela mamona desfavorece o crescimento de C.
dactlyon. Assim, esta espécie tem seu crescimento controlado. Quando o crescimento do C.
dactlyon reduz, é observado o surgimento de outras espécies (Figura 14). Em uma fase
seguinte, o número de indivíduos de mamona reduz e outras espécies têm o
estabelecimento e o crescimento favorecidos. Acredita-se que a redução do número de
indivíduos de mamona possa ser uma resposta de competição por espaço, luz e nutrientes
entre os indivíduos desta espécie.
Figura 14. Vegetação espontânea nas áreas do depósito de cinza de carvão mineral.
Área A1
Área 3
Cobertura das cinzas na área A3
Área A4
Área recente de deposição
Área A1
Área 3
Cobertura das cinzas na área A3
Área A4
Área recente de deposição
Capítulo I
69
As características químicas e físicas do substrato são determinantes no
estabelecimento da vegetação. Estudos em um remanescente florestal no Morro do Pinhal,
RS (Porto et al., in press a) verificaram que a composição química do solo foi determinante
na distribuição da vegetação. Espécies com maior tolerância a variações a determinada
característica podem ter ampla distribuição (Odum, 1983; Porto in press b). Isto pode
explicar a ampla distribuição de R. communis e C. dactlyon no depósito de cinzas.
Observou-se nos histogramas de freqüência e ocorrência para os quatro elementos testados
(N, S, Ni, Cr) que as espécies R. communis e C. dactlyon foram as espécies que
apresentaram ocorrência em todas as classes de concentração. As demais espécies têm
menor tolerância, ocorrendo preferencialmente em classes de maior ou menor
concentração, dependendo do elemento. Esta maior tolerância demonstra a rusticidade
destas espécies e, portanto, a capacidade das mesmas em colonizar ambientes em
condições limitantes a outras espécies.
R. communis e C. dactlyon são duas espécies exóticas asselvajadas e, portanto, a
utilização das mesmas para a revegetação pode ser vista por muitos pesquisadores como
um aspecto negativo. A utilização de espécies exóticas é vista com um sério problema que
leva ao declínio de habitas naturais (Vitousek et al, 1997; Wilcove et al., 1998). Porém, as
espécies exóticas podem ter uma função importante dentro do processo restauração de uma
área (Antonio & Meyerson, 2002). Segundo os autores, uma das funções positivas das
espécies exóticas é que em muitos casos somente elas são capazes de colonizar a área
inicialmente, pelo alto grau de rusticidade que apresentam. A presença inicial das mesmas
na área causa modificações que permitem o estabelecimento das espécies nativas. A
utilização de espécies exóticas com características importantes, como tolerância a metais
pesados, também pode auxiliar no processo de revegetação e contribuir assim para a
restauração ecológica.
Neste contexto, acredita-se que a utilização de C. dactlyon e R. communis no
processo inicial de revegetação de áreas impactadas por cinza de carvão mineral é uma
prática vantajosa. Estas espécies promovem mudanças no sistema que permitem o
estabelecimento de espécies nativas, como foi observado. Além disso, essas duas espécies
têm o crescimento controlado com o avanço da sucessão. A duração e o avanço desse
processo depende de vários fatores, como o clima, mas, principalmente, da proximidade de
remanescentes de vegetação que determinam então a chegada de propágulos no local.
Segundo Martinez Rui et al. (2001) e Reis et al. (2003), a regeneração de um ambiente
degradado depende principalmente da chegada de propágulos a este local. Dependendo da
Capítulo I
70
área, é necessária a introdução desses propágulos, especialmente de espécies arbóreas.
Porém, em áreas de deposição de cinzas, parece claro que o sucesso de estabelecimento de
espécies arbóreas depende de uma vegetação inicial herbáceo-arbustiva.
CONCLUSÃO
O conjunto de espécies estabelecidas naturalmente no depósito de cinza promoveu
inicialmente a cobertura rápida da cinza e permitiu o desenvolvimento de espécies
arbustivas e o estabelecimento de espécies arbóreas após quatro anos. Isto sugere um
sistema em sucessão primária, que oferece condições ao estabelecimento de novas espécies
conduzindo a área, a longo prazo, para uma restauração ecológica. A espécie R. communis
parece desempenhar um papel fundamental no sistema, que consiste no controle do
crescimento do C. dactlyon e o favorecimento do estabelecimento de outras espécies que
necessitam de condições mais específicas de substrato.O substrato mostrou características
químicas diferentes entre as áreas, sugerindo que ao longo do processo de avanço da
vegetação, as condições do substrato estão se modificando, apresentando as espécies C.
dactlyon e R. communis relações de afinidade com as variações dos elementos químicos
especialmente, nitrogênio, níquel e enxofre. O sistema observado no campo parece
constituir um bom modelo para o início de um processo de restauração ecológica em áreas
de depósito de cinzas de carvão mineral.
Capítulo I
71
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ANTONIO, C.D.; MEYERSON, L.A. (2002). Exotic Plant Species as Problems and
Solutions in Ecological Restoration: A Synthesis. Restoration Ecology, 10:703-713.
BRADSHAW, A.D. (2003). Use de natural processes In: WONG, M.H.; BRADSHAW,
A.D. The Restoration and Management of Rerelict Land: Modern Approaches.
World Scientific Publishing Company. 341 p.
BRAUN-BLANQUET, J. (1979). Fitossociologia: Bases para el estudio de las
comunidades vegetales. Madrid: H. Blume Ediciones. 820p.
BUDOWSKI, G. (1965). Distribuiton of tropical American rain Forest species in the light
of sucessional process. Turrialba, 15: 40-42.
DAVIS, J. (1986). Statistics and data analysis in geology. Toronto: John Wiley. 646 p.
GÓMEZ-POMPA, A.G.; VÁZQUEZ-YANES, C.V. (1981). Sucessional studies of a rain
Forest in México. In: WEST, D.C.; SHUGART, H.H.; BOTOKIN, D.B. (ed.) Forest
succession - comcepts and aplication. New York: Srpinger-Verlag Press. p.247- 266.
HODACOVÁ, D.; PRACH, K. (2003). Spoil heaps from brown coal mining: technical
reclamation versus spontaneous revegetation. Restoration Ecology, 11: 285-391.
JOHNSON, R.A.; WICHERN, D.W. (1998). Applied multivariate statistical analysis. 4
ed. Upper Saddle River: Prentice-Hall. 816 p.
LEVIN, I.P. (1999). Relating statistics and experimental design. Thousand Oaks: Sage.
90 p.
LEWICKI, P.; HILL T. (2007) STATISTICS: Methods and Applications. Tulsa:
StatSoft Inc. (http://www.statsoft.com).
MARTINEZ, R.C.; FERMÁNDEZ, S.B.; GÓMEZ, J.M. (2001). Effects of substrate
coarseness and exposure on plant succession in uranium-mining wastes. Plant
Ecology, 155: 79-89.
MERCADO DA ÁGUA (2003). Relatório de perfuração de poços de monitoramento na
usina termelétrica de São Jerônimo - UTSJ. Relatório interno da CGTEE (não
publicado). 7p.
MINOZZO, M. (2006). Avaliação da Contaminação das águas subterrâneas por cinzas
de carvão na área da usina termoelétrica de São Jerônimo, RS. Trabalho de
conclusão de curso (Graduação). Porto Alegre. Instituto de Geociências. Departamento
de Geologia. Universidade Federal do Rio Grande do Sul. 114p.
ODUM, E. P (1983). Fatores Limitantes. In: RIOS, R.I.; TRIBE, C. (Trad.) Ecologia, Rio
de Janeiro: Guanabara Koogan SA. p.141-180
Capítulo I
72
PILLAR, V.D. (2006). MULTIV- Multivariate Exploratory Analysis, randomization
testing and bootstrap Resampling. User’s Guide v.2.4. Porto Alegre: Universidade
Federal do Rio Grande do Sul. 51p.
PORTO, M.L.P.; WILD, O.; ASSUNÇÃO, A.F.; (In press a). Análise de gradiente de
comunidades vegetais e sua relação com os fatores edáficos em um remanescente
florestal no sul do Brasil. In: PORTO, M.L.P. (ed.) Comunidades vegetais e
Fitossociologia. Porto Alegre: Editora da Universidade Federal do Rio Grande do Sul.
PORTO, M.L.P. (In press b). Comunidades vegetais e Fitossociologia. Porto Alegre:
Editora da Universidade Federal do Rio Grande do Sul
RAIJ, B.V. (1991). Fertilidade do solo e adubação. Piracicaba: Editora Ceres. 343p.
REIS, A.; ESPINDOLA, M.B.; VIEIRA, N.K. (2003). A nucleação como ferramenta para
a restauração ambiental. Anais do Seminário Temático sobre Recuperação de áreas
Degradadas. São Paulo: Instituto de Botânica. 32-39p.
ROGALSKI, J.M.; BERKENBROCK, I.S.; REIS, A.; REIS, M.S. (2005). Sucessão e
diversidade como fundamentos básicos na restauração ambiental. Anais do VI
Simpósio Nacional e Congresso Latino-americano de Recuperação de Áreas
Degradadas, Curitiba, PR, p. 433-439.
ROBERTS, D.W. (1986). Ordination on the basis of fuzzy set theory. Vegetatio, v. 66:
123-131. apud WILDI, O.; ORLÓCI, L. (1996). Numerical exploration of
community patterns - A guide to the use of Mulva 5. 2.ed. Amsterdam: SPB
Academic Publishing 171p.
TEDESCO, M.J.; GIANELLO, C.; BISSANI, C.A.; BOHNEN, H.; VOLKWEISS, S.J.
1995). Análises de solo, plantas e outros materiais. Porto Alegre: Departamento de
Solos da UFRGS. 2. ed. Revisada e ampliada. Porto Alegre: Departamento de Solos da
UFRGS. 174 p.
UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY – USEPA (1986a).
Method 3050B-Acid digestion of sedminets sludges, soils and oils.Test Methods for
evaluating solid waste- SW 846. 3
ed. Washington: Office of Solid Waste and
Emergency Response. Disponível em: (http://www.ehso.com/ehso.php?URL
=http%3A%2F%2Fwww.epa.gov/epaoswer/hazwaste/test/3_series.htm).
VAN RENSBURG, L.; MORGENTHAL, T.L.; VAN HAMBURG, H.; MICHAEL, M.D.
(2003). A comparative analysis of the vegetation and topsoil cover nutrient status
between two similarly rehabilitated ash disposal sites. The Environmentalist, 23:285-
295.
VITOUSEK, P.M.; ANTONIO C.M.D.; LOOPE, L.L.; REJMANEK, M.;
WETSBROOKS, R. (1997). Introduced species: a significant component a human-
caused global change. New Zealand Journal of Ecology, 21: 1-16.
WILCOVE, D.S.; CHEN, L.Y. (1998). Management costs for endangered species.
Conservation Biology, 12: 1405-1407.
Capítulo I
73
WILDI, O.; ORLÓCI, L. (1996). Numerical exploration of community patterns: A
guide to the use of Mulva-5. 2.ed. Amsterdam: SPB Academic Publishing. 171p.
WILD, O. (1994). Data analysis with Mulva-5. Draft version.WSL. 80p.
Capítulo II
74
CAPÍTULO II
ANÁLISE DO EFEITO DA CINZA LEVE DE CARVÃO MINERAL NO
CRESCIMENTO E NA CONCENTRAÇÃO DE METAIS PESADOS
EM MAMONA (RICINUS COMMUNIS L.)
A presença de metais pesados nas cinzas de carvão mineral é um dos fatores que
pode dificultar o estabelecimento de plantas em áreas de depósito deste material (Adriano
et al., 1980; El-Mogazi et al., 1988). A utilização de espécies com maior tolerância a
metais pesados pode ser uma estratégia importante para o início da revegetação. Espécies
mais tolerantes podem ser utilizadas tanto para a imobilização física do contaminante,
pela redução da erosão, quanto para imobilização química, pela fixação do contaminante
nos tecidos vegetais. A utilização da vegetação com este propósito é definida como
fitoestabilização, sugerida como uma técnica eficiente para locais onde a contaminação é
moderada (Pilon-Smits, 2005). O uso da técnica depende de espécies capazes de tolerar a
presença de concentrações elevadas de metais pesados.
Como discutido no primeiro capítulo, espécies herbáceas e arbustivas devem fazer
parte da etapa inicial da revegetação. A mamona (Ricinus communis L.) mostrou ter uma
função importante dentro do processo de revegetação, ocorrendo tanto em áreas jovens
com em áreas mais antigas do depósito de cinzas, as quais mostraram-se quimicamente
diferentes. Além disso, segundo Khan et al. (1998) e Romeiro et al. (2006), a mamona
apresenta rápido crescimento, sistema radical abundante e capacidade de tolerar metais
pesados como zinco e chumbo.
Em condições naturais, como no depósito de cinza estudado, vários fatores podem
influenciar as respostas fisiológicas das plantas, tornando difícil a identificação dos efeitos
da cinza. Desta forma, o objetivo desta etapa foi avaliar sob condição de maior controle
experimental, em casa de vegetação, a influência da cinza de carvão mineral no
crescimento e na concentração de metais pesados nas plantas de R. communis, bem como,
na fotossíntese das plantas. A fotossíntese é um dos processos mais sensíveis aos danos
por estresses abióticos, especialmente aqueles causados por elevadas concentrações de
metais pesados (Prasad, 2004). Por este motivo foram realizadas medidas de trocas
gasosas como forma de monitorar o efeito dos tratamentos nas plantas
Capítulo II
75
MATERIAS E MÉTODOS
Tratamentos
O experimento foi conduzido em casa de vegetação, e as plantas de R. communis
foram cultivadas em vaso. Os seguintes tratamentos (substratos de cultivo) foram
utilizados:
1- Solo (S), utilizado como controle;
2- Cinza leve de carvão mineral (C);
3- 20 cm de solo na superfície do vaso + 60 cm de cinza (C + S). Este tratamento simula a
condição freqüentemente utilizada em projetos de recuperação de áreas de
depósito, que recobrem as cinzas com uma camada de solo; e
4- Cinza + solução nutritiva, composta somente por macronutrientes (C + SN). Foi
utilizado para avaliar o efeito das cinzas no crescimento das plantas sem
deficiência de macronutrientes.
Coleta das cinzas leves e do solo
A cinza leve foi coletada na saída do ciclone (equipamento utilizado para a
retenção das cinzas) na usina Termelétrica de São Jerônimo, RS. Com o objetivo de obter
uma amostra representativa da cinza leve, sub-amostras foram coletadas durante uma
semana. A cada turno de trabalho, ou seja, a cada 4 horas, foram coletadas
aproximadamente 4 kg de cinza totalizando 168 kg de cinza leve, as quais foram
armazenadas em sacos plásticos. A cinza foi transportada para a casa de vegetação do
departamento de Fitossanidade da Faculdade de Agronomia, UFRGS, onde foi novamente
misturada para melhor homogeneização e distribuída nos vasos para o cultivo das plantas.
Uma sub-amostra de 400 g foi retirada para a análise química.
O solo utilizado neste experimento foi coletado na Estação Experimental
Agronômica da Universidade Federal do Rio Grande do Sul (EEA/UFRGS), localizada no
município de Eldorado do Sul. O solo, classificado como Argilosolo vermelho distrófico
típico, foi coletado na camada 0-20 cm. Este solo foi escolhido por estar sob a mesma
formação geológica que as áreas de depósito de cinza, porém sem influência de fontes
contaminantes. Após a coleta, o solo foi transportado para a casa de vegetação em Porto
Capítulo II
76
Alegre onde foi seco (ao sol) e peneirado em malha de 1cm
2
para ser utilizado no
experimento. Uma amostra de 400 g do solo foi retirada para análise química.
As análises químicas da cinza e do solo foram realizadas no laboratório de
Análises de Solo na Faculdade de Agronomia, UFGRS. As seguintes variáveis foram
analisadas: pH, CTC, condutividade elétrica, carbono orgânico, teor total de N, P e K
extraível, Ca trocável e S-SO
4
segundo metodologia descrita em Tedesco (1995). Os
teores totais e ambientalmente disponíveis (AMD) dos metais pesados (Fe, Al, Cu, Cr, Ni
e Pb) foram determinados seguindo as metodologias USEPA 3052 (1986) e USEPA 3050
(1986), respectivamente. As determinações foram feitas por espectrometria de emissão
óptica com plasma acoplado indutivamente (ICP-OES). Os resultados foram expressos
mg kg
-1
de peso seco.
Coleta das sementes
As sementes de mamona foram coletadas em aproximadamente 30 plantas
presentes no depósito de cinzas na termelétrica de São Jerônimo. Optou-se por utilizar as
sementes da área do depósito, porque estas, poderiam apresentar maior tolerância, devido
ao fato, de estarem expostas a condições de maior estresse em relação às plantas de
variedades cultivadas. Para maior padronização, as sementes foram selecionadas
visualmente pelo tamanho e posteriormente germinadas em areia. Após 20 dias da
emergência, as plantas foram transferidas para os vasos definitivos.
Montagem do experimento
As plantas foram cultivadas em casa de vegetação sem controle de temperatura e
umidade relativa do ar e com radiação fotossinteticamente ativa de 1300 µmol m-
2
s
-1
.
As plantas foram cultivas em vasos de PVC (80 cm de altura e 30 cm de
diâmetro), entre os meses de novembro de 2004 e março de 2005. No fundo do vaso foi
acoplada uma pequena mangueira conectada a uma garrafa para a coleta da água de
lixiviação. Em cada vaso foi cultivada uma planta. O delineamento experimental utilizado
foi inteiramente casualizado com 8 repetições (8 plantas), totalizando 32 plantas.
A concentração de macronutrientes utilizada no tratamento C + SN foi: N- 224, P-
62 e K-235, Ca- 160, Mg-24 e S-32 mg l
-1
. O volume de solução aplicado foi calculado
em função do volume necessário para atingir a concentração de 60 kg N/ha, conforme
Capítulo II
77
recomendado por Azevedo et al. (1997). A solução foi adicionada semanalmente, de
forma manual e a rega foi realizada diariamente conforme a necessidade verificada,
utilizando-se água destilada e deionizada para evitar a adição de íons de forma não
controlada na solução.
Para analisar as mudanças de pH e da condutividade elétrica do lixiviado dos
tratamentos, foram feitas lixiviações aos 30, 90 e 112 dias após o plantio. Nos vasos com
cinza foram adicionados 4 litros de água destilada, enquanto, que nos vasos com solo foi
necessária à adição de 5 litros. Este volume foi determinado como necessário para a coleta
de 1 litro de lixiviado até 12 horas após a adição da água no vaso. O pH e a condutividade
elétrica do lixiviado foram medidos no laboratório Geral do Centro de Ecologia/ UFRGS.
Análises
Para avaliar o efeito das cinzas no crescimento das plantas e a possível
interferência dos fatores estressores deste substrato nos processos fisiológicos, foram
realizadas as seguintes análises:
(a) Taxa de crescimento relativo em altura (TCRa)
Foi calculada adaptando-se a equação de Bleadle (1985), utilizando-se medidas da
altura das plantas em substituição a biomassa seca, como proposto pelo autor. A altura,
distância entre o primeiro e o último nó, foi medida semanalmente com auxílio de uma
régua.
(b) Fotossíntese
A medida da taxa fotossintética foi realizada em intervalos regulares de 15 dias (a
partir de 45 dias após o transplante), sob condições controladas de concentração de CO
2
e
luz, usando um medidor portátil de trocas gasosas por infravermelho LI-6400 (Li-Cor,
Lincon, USA). A densidade de fluxo de fótons foi mantida em 1500 μmol m
-2
s
-1
e a
concentração de referência de CO
2
em 400 μmol mol
-1
. As medidas foram realizadas na
folha mais jovem completamente expandida de cada planta. Em cada planta foi feita uma
Capítulo II
78
medida, totalizando oito repetições. Com as medidas das taxas fotossintéticas, também
foram obtidos os valores das taxas de transpiração (E).
Para entender melhor os possíveis danos da cinza na fotossíntese foram feitas
curvas de respostas ao CO
2
. Os fatores estressores podem causar danos em diferentes
etapas da fixação de CO
2.
A utilizações de modelos permitem a separação das limitações
da fotossíntese relacionadas à atividade da enzima ribulose-1,5-bisfosfato-carboxilase-
oxigenase (Rubisco) e das limitações relacionadas com as taxas de regeneração da
ribulose 1,5- bisfosfato (RuBP) (Von Caemmerer, 2000). A partir da curva de resposta ao
CO
2
, a qual relaciona a assimilação de CO
2
com a concentração interna de CO
2
na folha é
possível determinar a velocidade máxima de carboxilação (VCmax) que é o parâmetro
diretamente relacionado com atividade da Rubisco e a taxa de transporte de elétrons
(Jmax) que está relacionado com a taxa de regeneração da ribulose 1,5-bifosfato (Figura
1).
Figura 1. Curva típica de resposta a CO
2
e os parâmetros obtidos. dA/dci (VCmax)=
velocidade de carboxilaçao da rubisco (mol m
-2
s
-1
); Jmax= taxa máxima de regeneração
da RUBP (µmol m
-2
s
-1
). Adaptado de (Beadle,1985).
As curvas de respostas ao CO
2
foram obtidas próximo aos 60 dias em condição
ambiente da casa de vegetação, entre 8:30 e 14 horas. Em função do número de repetições
(4) por tratamento, foi necessário fazer as medidas em 2 dias. As medidas foram iniciadas
após a estabilização da umidade e demais parâmetros na câmara do analisador. Estes
Capítulo II
79
procedimentos foram adotados a fim de evitar o fechamento estomático durante a
realização das medidas. Foram utilizadas nove concentrações de CO2 para a leitura da
assimilação: 50, 100, 200, 300, 400, 500, 600 e 800 μmol mol
-1.
A densidade de fluxo de
fótons utilizada foi de 1500 µm mol m
-2
s
-1
.
(c) Biomassa seca
Durante o cultivo, muitas folhas sofreram abscisão. Estas foram coletadas,
separadamente para cada indivíduo, e após lavagem em água foram secas em estufa para
posterior determinação da biomassa, a qual foi denominada de biomassa seca de abscisão.
Após 112 dias de cultivo as plantas foram coletadas, separadas em raiz e parte aérea
(folhas + caule). Devido à grande quantidade de raízes extremamente finas nos
tratamentos com cinza e a forte aderência desta nas raízes, não foi possível determinar a
massa seca das raízes. Desta forma, somente a massa seca da parte aérea foi determinada.
Após a coleta, caule, folhas e inflorescências foram lavados, secos em estufa (60 ºC por
72 horas) e a biomassa seca foi determinada em balança analítica.
(d) Concentração de metais pesados
Para a determinação da concentração de metais pesados nas raízes, uma amostra
das raízes de cada planta foi retirada no momento da coleta das plantas. As raízes foram
lavadas em água destilada e submetidas a banho de ultra-som 1minuto para a retirada de
solo e/ou cinza aderida. Em seguida as raízes foram secas em estufa (60 ºC por 72 horas).
Foram sorteadas quatro amostras para a determinação das concentrações dos metais. Após
a secagem, as folhas e as raízes foram moídas em gral de porcelana e aproximadamente
0,5 g de material foi utilizado para a determinação das concentrações de Pb, Cr, Cu e Ni.
As amostras foram digeridas com 5 ml de HNO
3
e 3 ml de água tridestilada. As
concentrações de Pb, Cr e Ni foram determinadas por espectrometria de absorção atômica
em forno de grafite e a concentração de cobre foi por espectrometria de absorção atômica
em chama de ar acetileno. Os resultados foram expressos por µg g
-1
de biomassa seca.
Capítulo II
80
(e) Análise dos dados
Os resultados foram expressos como médias das variáveis dependentes seguidas
do erro padrão da média (± erro padrão). Os dados foram submetidos à análise de
variância e comparação de médias pelo teste de Tukey a 5% de probabilidade utilizando
programa Statistic (Lewick, 2007).
RESULTADOS
Caracterização química dos substratos
A cinza apresentou pH alcalino, elevada condutividade elétrica e maior teor de
carbono orgânico em relação ao solo utilizado (Tabela 1). A maior porcentagem de
carbono orgânico na cinza, em relação ao solo, é decorrente da presença de resíduos de
carvão que não foram completamente queimados. Segundo análises preliminares
realizadas pela Prof
a
. Dr
a
. Débora Dick do departamento de Química /UFRGS, o carbono
presente nesta cinza apresenta características hidrofóbicas e possivelmente pouco
contribui para o aumento da CTC (capacidade de troca de cátions) da cinza (comunicação
pessoal).
As concentrações de macronutrientes foram maiores na cinza do que no solo
(Tabela 1). A concentração na cinza de nitrogênio total, a qual inclui as formas orgânicas
e inorgânicas, foi maior que o dobro da encontrada no solo. A concentração de fósforo
extraível foi igual na cinza e no solo enquanto as concentrações de K extraível, cálcio
trocável e enxofres foram maiores nas cinzas do que no solo.
As concentrações de Cr, Cu e Ni na cinza foram acima dos valores encontrados no
solo. Somente as concentrações de chumbo, tanto total quanto AMD, foram maiores no
solo, mas estas se encontram dentro das faixas de normalidade (Tabelas 1). As
concentrações totais dos metais pesados (Cr, Cu, Ni e Pb) na cinza estão dentro das faixas
consideradas normais para os solos mundiais não contaminados: Cr: 7- 221 mg kg
-1
, Cu:
6-80 mg kg
-1
, Ni: 4-55 mg kg
-1
, Pb: 10-84 mg kg
-1
(McBride, 1994). Porém, considerando
valores de referência estipulados pelas CETESB (2001) para os solos de São Paulo, a
Capítulo II
81
concentração de níquel ambientalmente disponível (AMD) está acima do valor de
referência de 13 mg kg
-1
. A concentração ambientalmente disponível para os demais
metais está dentro dos valores de referência estipulados pela CETESB.
Tabela 1. Propriedades químicas do solo e das cinzas leves de carvão minerais utilizadas
no experimento.
*
AMD - Ambientalmente disponível
As análises de lixiviação realizadas ao longo do cultivo mostraram que o pH e a
condutividade elétrica do lixiviado do solo foram menores que a dos demais tratamentos
(Figura 2). O pH do lixiviado do solo sofreu a maior redução em relação aos demais
tratamentos, passando de 7,2 aos 30 dias para 5,8 aos 112 dias de cultivo. Nos demais
tratamentos o pH do lixiviado também diminuiu em função do tempo, entretanto os
valores mantiveram-se acima de 7 (Figura 2). A condutividade elétrica, a qual indica a
quantidade de íons em solução também foi menor no lixiviado do solo em relação aos
demais tratamentos (Figura 2).Observou-se uma queda acentuada da condutividade
elétrica entre 30 e 112 dias em todos os tratamentos com cinza. As maiores reduções
foram observadas no lixiviado do tratamento C + S, possivelmente porque neste
tratamento as plantas tiveram maior crescimento que as plantas cultivadas somente em
cinza; logo, absorveram mais íons. Além disso, neste tratamento não houve o acréscimo
Propriedades químicas solo cinza Metodologia
CTC cmol
c
kg
-1
7,4 12,0 extração acetato de
amônio 1M
pH 5,6 8,2 água 1:5
Condutividade elétrica
(µS/cm)
40 1081 extração em água 1:5
Carbono orgânico (%) 0,89 4 Combustão úmida
Walkey Black
Nitrogênio (%) 0,07 0,18 TKN-Kjeldahl
Fósforo (mg dm
-3
) 13 13 Mehlich I
Potássio (mg dm
-3
) 82 200 Mehlich I
Cálcio (cmol
c
dm
-3
) 2,2 3,9 KCl 0,1 mol l
-1
Enxofre –SO
4
-
(mg dm
-3
) 7,6 99 CaHPO
4
500 mg l
-1
P
Total AMD* Total AMD Total AMD
Ferro (%) 1,0 0,78 1,2 0,68 EPA 3052 EPA 3050
Alumínio (%) 5,4 1,5 0,94 0,27 EPA 3052 EPA 3050
Cobre (mg kg
-1
) 5,0 4 25 8,1 EPA 3052 EPA 3050
Cromo (mg kg
-1
) 12 5 28 21 EPA 3052 EPA 3050
Níquel (mg kg
-1
) < 5 3 26 21 EPA 3052 EPA 3050
Chumbo (mg kg
-1
) 24 16 10 8,5 EPA 3052 EPA 3050
Capítulo II
82
de íons com no tratamento C + SN, reduzindo assim a quantidade de íons no lixiviado
(Figura 2).
Condutividade elétrica
Dias
30 90 112
Y Data
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
pH
Dias
30 90 112
pH
5
6
7
8
9
C + S
C + SN
Cinza
Solo
μ
S/cm
Figura 2. pH e condutividade elétrica da solução lixiviada durante o cultivo de R.
communis em diferentes tratamentos: C + S (cinza + solo); C + SN (cinza + solução
nutritiva); cinza; solo; Barras (desvio padrão da média) n = 4.
Taxa de crescimento relativo em altura e biomassa seca
As plantas cultivadas no solo mostraram as maiores taxas de crescimento até 45
dias após o transplante em relação aos demais tratamentos (Figura 3). A partir deste
período, a redução no crescimento foi possivelmente devido a mudanças nas fases de
crescimento. As plantas cultivadas no solo emitiram flores aproximadamente aos 75 dias
de cultivo, o mesmo não ocorreu nas plantas dos demais tratamentos. As plantas
cultivadas somente em cinza mostram as menores taxas de crescimento durante todo o
período de avaliação (Figura 3 e 4). As plantas cultivadas neste tratamento tiveram um
número reduzido de folhas, as quais praticamente não desenvolveram (Figura 3).
Capítulo II
83
Figura 3. Taxa de crescimento relativo em altura de R. communis cultivadas em
diferentes tratamentos: solo, cinza, (C +SN) cinza solução nutritiva e (C + S) cinza + solo.
Médias (em cada dia) seguidas de mesmas letras não diferem entre si pelo teste de Tukey
ao nível de 5% de probabilidade. Barras (erro padrão da média), n = 8.
A adição de solo na superfície da cinza (C + S) promoveu o crescimento da
mamona, em taxas similares às observadas nas plantas cultivadas no solo especialmente
até os 75 dias (Figura 3). Entretanto, como se observa na figura 4, as plantas cultivadas
em C + S mantiveram um menor número de folhas e as folhas mais velhas apresentaram
uma coloração verde menos intensa, comparado as folhas dos tratamentos solo ou C +
SN, o que sugere uma possível deficiência de nitrogênio (Figura 4). As plantas cultivadas
em solo apresentaram mudanças fenológicas mais rápidas em relação às plantas cultivadas
em C + SN. Assim, neste tratamento as plantas apresentaram um leve aumento nas taxas
de crescimento entre 60 e 90 dias, período em que as plantas cultivadas no solo tiveram
certa estabilização da taxa de crescimento (Figura 3).
15 30 45 60 75 90 105
Taxa de crescimento relativo em altura (cm cm dia
-1
)
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
Solo
C + SN
C + S
Cinza
Dias
a
b
c
a
a
a
b
a
b
b
a
a
b
b
a
b
b
a
b
b
b
a
b
c
a
b
c
c
Florescimento
Capítulo II
84
Figura 4. Plantas de R. communis após 90 dias de cultivo em diferentes tratamentos com
solo e cinza de carvão mineral.
Após 112 dias de cultivo, a biomassa seca da parte aérea das plantas foi
significativamente diferente entre os tratamentos, exceto entre os tratamentos C + SN e
solo (Figura 5 A). Na figura 5B observa-se a biomassa seca das folhas que sofreram
abscisão durante o cultivo. A massa seca destas folhas foi em média aproximadamente 40,
12, 12, e 30% maior que a biomassa seca da parte aérea no final do experimento para os
tratamentos C + SN, solo, C + S e cinza, respectivamente. A biomassa total, obtida pela
soma da biomassa seca das folhas (abscisão) e a biomassa seca da parte aérea no final do
experimento, mostraram diferenças significativas entre todos os tratamentos (Figura 5C).
Considerando esta biomassa total, as plantas cultivadas em C + SN, solo e C + S tiveram
em média uma biomassa 99,6, 99,4 e 98,9% maior do que as plantas cultivadas em cinza,
respectivamente (Figura 5C).
Capítulo II
85
Figura 5- Biomassa seca da parte área de plantas de R. communis cultivadas em
diferentes substratos. (A)- Biomassa seca (folhas + caule + inflorescência), após 112 dias
de cultivo. (B)- Biomassa seca das folhas que sofreram abscisão durante o experimento.
(C)- Biomassa total (folhas abscisão + parte aérea no final do experimento). Médias
seguidas de mesmas letras não diferem entre si pelo teste de Tukey ao nível de 5% de
probabilidade. Barras (erro padrão da média), n = 8.
Concentração e distribuição dos metais pesados em mamona
Na tabela 2 observa-se que as concentrações de chumbo e de cobre nas raízes das
plantas cultivadas no solo foram significativamente maiores em relação aos demais
tratamentos. Para o cromo, a maior concentração foi observada nas raízes das plantas
cultivadas na cinza, enquanto a concentração radical de níquel foi maior nas plantas
cultivadas em C + SN (Tabela 2). Por outro lado, nas folhas, as maiores concentrações de
chumbo e cromo foram observadas nas plantas cultivadas na cinza, enquanto as maiores
concentrações de níquel e de cobre foram observadas nas plantas cultivadas em C + SN
(Tabela 2).
C
Tratamentos
C + SN Solo C + S Cinza
Biomassa seca total
da parte aérea ( g )
0
20
40
60
80
100
B
Tratamentos
C + SN Solo C + S Cinza
A
Biomassa seca
da parte área ( g )
0
10
20
30
40
50
60
d
14,95
27,47
32,86
0,13
13,10
23,98
46,25
0,17
28,05
51,44
79,11
0,30
a
b
c
a
a
b
c
a
b
c
d
Biomassa seca de folhas (g)
Capítulo II
86
Tabela 2. Concentração de metais pesados nas raízes e folhas de plantas de R. communis
cultivadas em diferentes tratamentos com cinza de carvão mineral.
Tratamentos Concentração de metal (mg kg
-1
)
Chumbo Cromo Níquel Cobre
--------------------------------------- Raiz ------------------------------------
Solo 10,95 (±1,03) a 0,720 (±0,04) b 1,49 (±0,05) b 22,80 (±0,96) a
Cinza 2,17 (±0,26) b 10,91 (±1,27) a 10,77 (±0,94) a 9,01 (±1,27) bc
C + SN 2,29 (±0,15) b 2,30 (±0,14) b 12,82 (±0,85) a 7,26 (±0,14) c
C + S 3,70 (±0,22) b 2,16 (±0,19) b 4,26 (±0,19) b 15,05 (±0,19)b
-------------------------------------- Folhas -- -- ---- ------------------------
Solo 0,32 (±0,02) b 0,10 (±0,01) b 0,64 (±0,04) b 4,76 (±0,08) b
Cinza 0,81 (±0,10) a 1,10 (±0,13) a 12,47 (±1,09) a 4,50 (±0,07) b
C + SN 0,28 (±0,03) b 0,12 (±0,01) b 18,27 (±1,24) a 8,81 (±0,37) a
C + S 0,25 (±0,01) b 0,10 (±0,01) b 4,20 (±0,06) b 3,70 (±0,06) b
Valores seguidos pela mesma letra na coluna não diferem entre si pelo teste de Tukey a 5 % de
probabilidade
. (± erro padrão da média) n= 4.
As concentrações de níquel nas folhas das mamonas cultivadas nos tratamentos
cinza e C + SN foram superiores às concentrações propostas como normais (0,1-5,0 mg
kg
-1
) por Kabata-Pendias, (2000) (Tabela 2). As concentrações foliares de cromo nas
plantas cultivadas somente na cinza também apresentaram valores superiores aos
indicados por Kabata-Pendias (2000) como normais (0,1- 0,5 mg kg
-1
). Diferentemente, as
concentrações foliares de cobre, exceto no tratamento C + SN, estão abaixo da faixa de
normalidade de 5-30 mg kg
-1
Kabata-Pendias (2000). Em relação às concentrações
foliares de chumbo, as plantas cultivadas no solo apresentaram concentrações inferiores às
das plantas cultivadas na cinza. Para todos os tratamentos as concentrações foliares de
chumbo estão dentro das faixas de normalidade de (5-10 mg kg
-1
) proposta por Kabata-
Pendias (2000).
Na figura 6 observa-se que as distribuições de chumbo e cromo entre raiz e folha
apresentaram comportamentos semelhantes entre si. A razão da concentração nas
folhas:concentração nas raízes para estes dois elementos foi menor que 0,4 em todos os
tratamentos. Por outro lado, para níquel esta razão foi próxima a 1,0 para as plantas
Capítulo II
87
cultivadas na cinza, C + SN e C + S, respectivamente. Para o cobre a maior razão (1,2) foi
observada nas plantas cultivadas em C + SN e a menor razão (0,20) foi nas plantas
cultivadas no solo.
Chumbo
Solo Cinza C + SN C + S
Pb (μg g
-1
biomassa seca)
0
2
4
6
8
10
12
14
Raiz
Parte aérea
Cromo
Solo Cinza C + SN C + S
Cr (
μ
g g
-1
biomassa seca)
0
2
4
6
8
10
12
14
Níquel
Solo Cinza C + SN C + S
Ni (
μ
g g
-1
biomassa seca)
0
5
10
15
20
25
Cobre
Solo Cinza C + SN C + S
Cu (
μ
g g
-1
biomassa seca)
0
5
10
15
20
25
a
b
b
a
a
b
a
b
a
a
aa
b
b
b
b
b
a
a
a
a
a
a
a
a
b
b
a
a
a
a
b
Figura 6. Concentração de metais pesados nas raízes e folhas de plantas de R. communis
após 112 dias de cultivo em diferente tratamentos: solo; cinza; (C + SN) cinza + solução
nutritiva; (C + S) cinza + solo. Médias (em cada tratamento), seguidas pelas mesmas
letras não diferem entre si pelo teste de Tukey ao nível de 5% de probabilidade. Barras
(erro padrão da média), n= 4.
Fotossíntese
A taxa fotossintética das plantas cultivadas na cinza foi menor que a dos demais
tratamentos durante todo o experimento (Tabela 3). Até 75 dias as taxas fotossintéticas
das plantas cultivadas no solo e em C + S foram significativamente maiores que as dos
demais tratamentos. Após este período a taxa fotossintética das plantas cultivadas em C +
SN aumentou. Observou-se uma tendência de diminuição das taxas fotossintéticas das
Folha
Raiz
Capítulo II
88
plantas cultivadas no solo e na C + S, ao longo do tempo. Essa diminuição possivelmente
foi devido à mudança do estado fenológico destas plantas (Tabela 3).
Tabela 3. Taxa fotossintética de R. communis expostas a diferentes tratamentos.
Médias seguidas de mesma letra na linha não diferem entre si ao nível de 5 % de significância pelo teste de
Tukey
. (± erro padrão da média), n= 8.
Analisando as curvas de respostas das plantas ao CO
2,
verificou-se que tanto a
velocidade máxima de carboxilação (Vcmax)
quanto a taxa máxima de transporte de
elétrons (Jmax) foram menores nas plantas cultivadas somente em cinza (Tabela 4). A
adição de solo na superfície da cinza e, especialmente, de macronutrientes promoveu
aumentos significativos de Vcmax e Jmax quando comparados com os valores obtidos no
tratamento cinza (Tabela 4).
Dias Solo Cinza C + SN C + S
-------------------------- Taxa fotossintética µmol m
2
s
-1
------------------
45 26,2 (± 0,96) a 6,0 (±1,22) c 14,4 (± 0,93) b 29,3 (± 0,55) a
60 27,8 (±1,11) a 15,0 (± 1,75) b 15,3 (± 1,96) b 27,8 (± 1,18) a
75 20,3 (± 1,26) ab 9,1 (± 1,26) c 19,1 (± 1,65) bc 22,8 (± 0,74) a
90 27,5 (± 0,96) a 12,8 (± 0,73) c 24,8 (± 1,18) ab 21,8 (± 0,80) b
105 22,2 (± 0,64) a 13,4 (± 2,38) b 22,2 (± 0,41) a 18,0 (± 0,92) ab
Capítulo II
89
Tabela 4. Parâmetros da curva de resposta a CO
2
, velocidade máxima de carboxilação
(Vcmax) e taxa de transporte de elétrons (Jmax) de plantas de R. communis cultivadas em
diferentes substratos.
Valores seguidos pela mesma letra em coluna não diferem entre si pelo teste de Tukey a 5 % de
probabilidade. (± erro padrão da média), n= 4.
As taxas transpiratórias (E) das plantas expostas às cinzas foram menores que as
taxas das plantas do tratamento solo, exceto aos 75 e 90 dias onde não foram observadas
diferenças significativas entre os tratamentos (Figura 7). De modo geral, as taxas
transpiratórias diminuíram ao longo do tempo para todos os tratamentos.
Dias
45 60 75 90 105
E (mmol H
2
O m
-2
s
-1
)
4
6
8
10
12
14
16
Solo
Cinza
C + SN
C + S
b
ab
a
a
ab
ab
b
ns
ns
b
a
ab
ab
a
Figura 7. Taxa transpiratória (E) de R. communis cultivadas em diferentes substratos.
Médias seguidas de mesma letra, em cada dia, não diferem entre si pelo teste de Tukey ao
nível de 5% de probabilidade. Barras (erro padrão da média), n = 7.
Tratamentos Parâmetros da curva de resposta ao CO
2
Vcmax Jmax
Solo 151,6 (± 5,6) a 257,5 (± 12,1) a
Cinza 47,3 (± 3,9) b 86,3 (± 7,1) b
C + SN 125,8 (± 6,1) a 221,6 (± 11,5) a
C + S 105,6 (± 3,3) a 182,5 (± 4,1) a
Capítulo II
90
DISCUSSÃO
As análises químicas mostram que a cinza apresentou valores superiores de todos
os macronutrientes analisados em relação ao solo utilizado. Assim, era esperado que o
desenvolvimento das plantas na cinza não fosse limitado pelos teores de macronutrientes.
Entretanto, todas as plantas cultivadas somente em cinza tiveram reduções significativas,
tanto da taxa de crescimento quanto na produção de biomassa, o mesmo não ocorrendo
nas plantas cultivadas em cinza com adição de macronutrientes. Esta constatação torna
evidente que os valores apresentados na Tabela 1 não refletem a real característica
química das cinzas, principalmente em termos de teores disponíveis de macronutrientes
para as plantas.
A concentração total de nitrogênio não pode ser diretamente relacionada com o
teor disponível de N, o qual depende da mineralização da matéria orgânica e da
imobilização de formas minerais. Estes processos dependem da disponibilidade de
resíduos orgânicos, de fatores climáticos e de características do próprio substrato (Raij,
1991). Em termos de fertilidade as concentrações de fósforo são consideradas médias para
solos e baixas para as cinzas, segundo o manual de Recomendação de Adubação e
Calagem para os estados do Rio Grande do Sul e de Santa Catarina (1994), isto porque, o
teor de argila no solo (19%) foi superior ao teor de argila na cinza (3%). As concentrações
de potássio extraível, de cálcio trocável e de enxofre encontradas no solo estão dentro das
faixas consideradas alta, média e suficiente para os solos, respectivamente. Na cinza a
concentração destes três elementos foi maior que as concentrações encontradas no solo e
estariam dentro das mesmas faixas limites descritas para o solo, porém com teores
elevados de potássio e principalmente enxofre.
Os teores de P e K extraível, Ca trocável e S os quais são utilizados como
parâmetros para a recomendação de adubação de solos no Rio Grande do Sul e Santa
Catarina, mostraram não ser bons parâmetros para a avaliação da fertilidade da cinza.
Estes elementos estão dentro das faixas suficientes, médias e altas de fertilidade, porém as
plantas só apresentaram crescimento adequado quando estes elementos foram
acrescentados às cinzas. Do mesmo modo, os valores elevados de carbono orgânico e de
nitrogênio total, não asseguram que os teores de nitrogênio disponíveis às plantas nas
cinzas sejam suficientes. Conforme comentado anteriormente, o carbono presente nas
cinzas parece não conter as mesmas propriedades do carbono orgânico encontrado no solo
(Prof. Débora Dick, comunicação pessoal).
Capítulo II
91
Trabalhos realizados por Chaudhuri et al. (2001) na Índia, também mostraram
concentrações totais de P, K, S, bem como, os teores disponíveis de P e K e carbono
orgânico maiores nas cinza do que no solo utilizado no experimento, entretanto, o teor de
nitrogênio disponível na cinza foi nulo. Os autores mostram que a adição de 52 ton ha
-1
da
cinza, em condições de campo, promoveu aumento da produtividade de arroz e amendoim
em relação às plantas cultivadas somente em solo ou solo com adição de NPK. Porém, os
autores discutem somente a contribuição da cinza para a melhoria do pH do solo, e não
abordam a contribuição dos macronutrientes no aumento da produtividade das culturas.
A resposta das plantas cultivadas em C + SN, em relação às plantas cultivadas
somente em cinza, demonstrou que a disponibilidade de macronutrientes nas cinzas foi o
principal fator limitante para o crescimento da mamona em cinza. A baixa concentração
de fósforo e nitrogênio disponíveis nas cinzas é sugerida por outros autores como sendo
um dos fatores limitantes ao estabelecimento da vegetação (Carlson & Adriano, 1993;
Tripathi et al., 2004). O trabalho realizado por Plank e Martens (1973) apud Gupta et al.
(2002) mostram que plantas crescendo em cinza de carvão mineral podem apresentar
deficiência de potássio em função dos elevados níveis de Ca e Mg. Aumento nos níveis
disponíveis de Ca e Mg, sem aumento similar dos níveis disponíveis de potássio, pode
causar menor absorção de K pelas raízes em função do efeito antagônico de Ca e Mg na
absorção de K.
A adição de macronutrientes em forma de solução nutritiva é uma fonte disponível
destes elementos. Entretanto, não se podem ignorar as complexas reações que estes
elementos estão sujeitos quando em contato com as cinzas. Estes elementos podem ser
adsorvidos nas partículas das cinzas e/ou formar diferentes complexos com os elementos
presentes na solução, deslocando o equilíbrio de muitas reações. Assim, a quantidade de
elementos presentes na solução possivelmente não foi resultado exclusivo da quantidade
adicionada via solução, mas das complexas reações que regem a dinâmica dos nutrientes
no solo ou outro substrato como a cinza. A adição de macronutrientes pode ter interferido
na disponibilização ou adsorção de outros elementos, nutrientes ou não, presentes nas
cinzas.
A camada superficial de solo sobre as cinzas favoreceu o desenvolvimento da
mamona em comparação com as plantas cultivadas somente em cinza. Entretanto, a
camada de solo não foi suficiente para permitir um bom desenvolvimento das plantas e a
produção de biomassa seca foi inferior às plantas cultivadas somente no solo. Isto mostra
que a longo prazo o crescimento das plantas pode ficar comprometido. A camada de solo
Capítulo II
92
favoreceu o estabelecimento das plantas, já que as raízes, inicialmente, não entraram em
contato com as cinzas. Porém, com o crescimento das plantas, possivelmente, os recursos
da camada de solo tornaram-se limitantes e as plantas reduziram o crescimento. É
importante salientar que não foi observada uma concentração de raízes na camada de solo.
O sistema radical se estendeu por todo o vaso, atingindo o fundo como foi observado nos
demais tratamentos. Weinstein et al. (1989) também observaram que as raízes de Brassica
napus L. cultivadas em depósito de cinza recoberto com solo atingiram as cinzas, e isso
resultou no aumento da concentração de selênio nas plantas.
Observou-se que a cinza levou a aumentos significativos das concentrações
foliares de Pb, Cr e Ni na mamona, em relação às plantas cultivadas somente em solo.
Tripathi et al. (2004) também observaram aumento das concentrações foliares de Ni, Cu,
Zn em plantas de Cassia siamea Lamk cultivadas em solo com diferentes proporções de
cinza de carvão. No presente trabalho, as concentrações foliares de níquel de 12,5 e 18,3
mg kg
-1
nas mamonas cultivadas em cinza e C + S, respectivamente, foram superiores às
concentrações consideradas normais (0,1-5,0 mg kg
-1
) e dentro das faixas consideradas
fitotóxicas (10-100 mg kg
-1
) para muitas espécies (Kabata-Pendias, 2000). O níquel é um
elemento móvel na planta, podendo ser transportado para a parte aérea, e algumas
espécies podem acumulá-lo em concentrações próximas a 1% do peso seco da folha.
Porém, a maioria das espécies é sensível aos efeitos do Ni. O Ni pode inibir o crescimento
radical (Kozhevnikova et. al, 2007), interferir na absorção de ferro, levando a planta à
deficiência deste nutriente (Miller & Cumming, 2000). O excesso de níquel pode causar
reduções das taxas fotossintéticas por substituição do átomo de Mg da molécula de
clorofila (Küpper et al., 1998) e inibição da atividade de enzimas do ciclo de Calvin
(Sheoran et al., 1990).
A menor taxa fotossintética observada nas plantas cultivadas na cinza parece não
estar relacionada com os teores foliares de Ni, acima dos normais, observados neste
tratamento. Isto porque as plantas cultivadas em C + SN também apresentaram teores
foliares de Ni acima dos considerados normais e as taxas fotossintéticas atingiram valores
similares aos observados nas plantas cultivadas no solo. Os valores elevados da
velocidade de carboxilação (Vcmax) e das taxas de transporte de elétrons (Jmax) nas
plantas cultivadas em C + SN mostraram que os teores de níquel nas folhas não causaram
efeitos tóxicos à mamona. A baixa taxa fotossintética observada nas plantas cultivadas na
cinza, bem como a redução de Vcmax e de Jmax, foram possivelmente decorrentes da
Capítulo II
93
deficiência de macronutrientes, os quais são requeridos em todas as fases da fotossíntese
(Marschner, 1995).
Acredita-se que as maiores concentrações foliares de chumbo e cromo observados
nas plantas cultivadas nas cinzas não tenham causado efeitos tóxicos às plantas, porque
estas concentrações estão bem abaixo das concentrações consideradas fitotóxicas para a
maioria das plantas (Pb: 30-300 mg kg
-1
; Cr: 5-30 mg kg
-1
) (Kabata Pendias, 2000).
Portanto, o efeito dos metais pesados analisados não parece ter sido a causa principal da
redução de cerca de 99% da produção de biomassa seca da mamona cultivada na cinza em
relação às plantas cultivadas em solo e C + SN. Novamente a falta de macronutrientes
disponíveis na cinza parece ter sido o principal fator de estresse para o crescimento das
plantas.
As taxas fotossintéticas observadas nas plantas cultivadas no solo foram similares
as obtidas em outros experimentos com mamona (Romeiro et al., 2006). As taxas
fotossintéticas também podem ser reduzidas por fatores que diminuem as taxas de difusão
de CO
2
. O fechamento estomático, causado por déficit hídrico pode levar a menor difusão
de CO
2
e, conseqüentemente, a redução das taxas fotossintéticas. As taxas fotossintéticas
das plantas cultivadas em C + SN foram maiores do que as plantas cultivadas em cinza.
Isto indica que a baixa taxa fotossintética observada nas plantas cultivadas na cinza não
está relacionada com restrições na difusão estomática de CO
2
, mas por outras etapas da
fotossíntese, as quais parecem ter sido alteradas pela deficiência de macronutrientes.
A eficiência do uso da água é uma característica importante que promove
informações sobre a adaptação potencial da espécie para condições de estresse hídrico
(Farquar & Sharkey, 1982). A taxa transpiratória da mamona foi elevada, especialmente
aos 60 dias, possivelmente devido às altas temperaturas e maior déficit de pressão de
vapor, mas a fotossíntese manteve-se elevada.
Considerações ecológicas
As cinzas de carvão podem levar a aumentos significativos dos teores foliares de
metais pesados como mostrado neste experimento. Em termos absolutos, considerando
somente a concentração foliar, as plantas cultivadas nas C + SN, C + S foram capazes de
concentrar em média 600 e 62,8µg de Ni, respectivamente, bem acima do observado nas
plantas cultivadas no solo que foi de 17,7 µg de Ni. A maioria dos metais pesados tem sua
disponibilidade aumentada com o decréscimo de pH do solo (Adriano, 2001). As cinzas
que inicialmente tem pH alcalino podem, a longo prazo, tornarem-se ácidas. Como
Capítulo II
94
mostrado no experimento, a solução de lixiviação mostrou uma tendência de redução de
pH. No caso do níquel, que apresentou concentrações foliares acima do normal, a
disponibilidade deste elemento pode aumentar com a redução de pH das cinzas. Segundo
McBride (1994), pH menor do que seis favorece as formas trocável e solúvel de Ni. Desta
forma, o maior intemperismo da cinza poderia levar a reduções do pH com aumento da
disponibilidade de Ni podendo aumentar a concentração deste elemento nas plantas.
A maior condutividade elétrica, observada no lixiviado de todos os tratamentos
com cinza em relação ao lixiviado do solo, sugere que em condições naturais a lixiviação
da cinza pode contribuir para ao aumento de íons em solução os quais podem causar
danos aos recursos hídricos adjacentes. Uma camada superficial de solo parece não
contribuir para a redução da perda de íons e pode comprometer o desenvolvimento das
plantas a longo prazo, como mostrado no tratamento C + S.
Portanto, a utilização da cinza na agricultura como condicionante de pH deve ser
feita com cuidado, bem como a utilização das áreas de depósito de cinza para o cultivo de
pastagens, práticas comum em algumas áreas abandonadas de depósito.
Assim como no primeiro capítulo, a concentração de níquel nas folhas foi maior
do que nas raízes, descartando a hipótese que a maior concentração de níquel observada
nas folhas de mamona na área do depósito seria devido à poluição aérea do local. Por
outro lado, pode-se evidenciar neste trabalho que a mamona parece ter capacidade de
acumular níquel nas folhas, induzindo à hipótese de que a mamona poderia ser uma
espécie acumuladora deste metal.
CONCLUSÕES
A cinza de carvão mineral inibiu o crescimento de R. communis. Esse efeito é
decorrente da falta de macronutrientes disponíveis na cinza resultando em danos no
aparato fotossintético e conseqüente redução do crescimento.
A concentração de metais nas cinzas levou ao aumento da concentração de metais
pesados na mamona, especialmente de níquel. Porém, o crescimento normal das plantas
cultivadas em C + SN permite concluir que as concentrações disponíveis de metais nas
cinzas não são tóxicas para a mamona. Portanto, a espécie poderia ser utilizada para a
Capítulo II
95
revegetação das cinzas após melhorias das condições nutricionais deste substrato,
contribuindo para o recobrimento da área e fixação de metais.
Capítulo II
96
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ADRIANO, D.C. (2001). Trace elements in terrestrial environments. Biochemistry,
bioavailability, and risks of metals. 2 ed. New York: Springer. 866p.
ADRIANO, D.C.; PAGE, A.L.; ELSEEWI, A.A.; CHANG, A.C.; STRUGHAN, I. (1980).
Utilization and disposal of fly ash and other coal residues in terrestrial ecosystems: a
review. Journal of Environmental Quality, 9: 333-334.
AZEVEDO, D.M.P.; LIMA, E.F.; BATISTA, F.A.S. (1997). Recomendações técnicas
para o cultivo da mamona (Ricinus communis L.) no Brasil. (Embrapa – CNPA.
Circular Técnica, 25). Campina Grande: Embrapa – CNPA, 1997. 52 p.
BEADLE, C.L. (1985). Plant Growth Analysis. In: COOMBS, J.; HALL D.; LONG, S.P.;
SCURLOCK, J.M.O. (eds). Techniques in bioproductivity and photosynthesis. 2 ed.
Exeter: Pergamon Press.
CARLSON, C.L.; ADRIANO, D.C. (1993). Environmental impacts of coal combustion
residues. Journal of Environmental Quality, 22: 227-247.
CHAUDHURY, D.; TRIPATHY, H.; VEERESH, H.; POWELL MA, HART, B.R. (2001).
Heavy metal distribution and bioavalability in coal ash and sludge amended acid
lateritic soil under field conditions. In: SAJWAN, K.S.; ALVA, A.K.; KEFFER, R.F.
(eds).Chemistry of trace elements in fly ash. Ontario: University of Guelph. p.289-
306.
COMISSÃO DE FERTILIDADE DO SOLO - RS/SC (1994). Recomendação de
adubação e calagem para os estados do Rio Grande do Sul e de Santa Catarina.
3.ed. Passo Fundo: SBCS Núcleo Regional Sul; EMBRAPA, CNPT, 1995. 223p.
COMPANHIA DE TECNOLOGIA DE SANEAMENTO AMBIENTAL – CETESB.
(2001). Relatório de estabelecimento de valores orientadores para solos e águas
subterrâneas no Estado de São Paulo. São Paulo: CETESB. 232p.
EL-MOGAZI D.; LISK, D.J.; WEINSTIN, L.H. (1988). A review of physical, chemical
and biological properties of fly-ash and effects on agricultural ecosystems. Science
Total Environmental, 74: 1-37.
ELSEEWI, A.A.; BIGHAM, F.T.; PAGE, A.L. (1978). Availability of sulfur in fly ash to
plants. Journal of Environmental Quality, 7: 69-73.
FARQUHAR, G.D.; SHARKEY, T.D. (1982). Stomatal conductance and photosynthesis.
Annual Review of plant Physiology, 33: 317-345, 1982.
GUPTA, D.K.; RAI, U.N.; TRIPATHI, R.D.; IOUHE, M. (2004). Impacts of fly-ash on
soil and plant responses. Journal of Plant Research, 115: 401-409.
KABATA – PENDIAS, A. (2000). Trace elements in soils and plants 3
ed. Boca Raton:
CRC Press. 413p.
Capítulo II
97
KHAN, A.G.; KUEK, C.; CHAUDHRY, T.M.; KHOO, C.S.; HAYES, N.J. (1998). Role
of plants, mycorrhizae and phytochelators in heavy metal contaminated land
remediation. Chemosphere, 41: 197-207.
KOZHEVNIKOVA, A.D.; SEREGIN, I.V.; BYSTROVA, E.I.; IVANOV, V.B. (2007).
Effects of heavy metals and strontium on division of root cap and meristem strucutural
organization. Russian Journal of Plant Physiology, 54: 257-266.
KÜPPER, H.; KÜPPER, F.; SPILLER, M. (1998). In situ detection of heavy metal
substituted chlorophylls in water plants. Photosynthetica Research, 58: 123-133.
LEWICKI, P.; HILL T. (2007) STATISTICS: Methods and Applications. Tulsa:
StatSoft Inc. (http://www.statsoft.com).
MARSCHNER H. (1995). Mineral nutrition of higher plants. 2 ed. London: Academic
Press.
McBRIDE, M.B. (1994). Environmental chemistry of soils. New York: Oxford
University Press. 406p.
MILLER, S.P.; CUMMING, J.R. (2000). Effects of serpentine soil factors on Virginia pine
(Pinus virginiana) seedlings. Tree Physiology, 20: 1129-1135.
PILON-SMITS, E. (2005). Phytoremediation. Annual Review of Plant Biology. 56: 16-
38.
PLANK, C.O.; MAERTENS, D.C. (1973). Amelioratin of soil with fly-ash. Journal of
Soil and Water Conservation, 28: 43-48.
PRASAD, M.N.V. (2004). Heavy metal stress in plants: from biomolecules to
ecosystems. 2
ed. Indian: Springer-Verlang. 461p.
RAIJ, B.V. (1991). Fertilidade do solo e adubação. Piracicaba: Editora Ceres. 343p.
ROMEIRO, S.; LAGÔA, A.M.M.A.; FURLANI, P.R.; ABREU, C.A.; ABREU, M..F.;
ERISMAN, N.M. (2006). Lead uptake and tolerance of Ricinus communis L. Brazilian
Journal of Plant Physiology, 18: 483-489.
SHEORAN, I.S.; AGGARWALA, N.; SINGH, R. (1990). Effects of cadmium and nickel
on in vivo carbon dioxide exchange rate of pigeon pea (Cajanus cajan L.). Plant and
Soil, 129: 243-249.
TEDESCO, M.J.; GIANELLO, C.; BISSANI, C.A.; BOHNEN, H.; VOLKWEISS, S.J.
(1995). Análises de solo, plantas e outros materiais. Porto Alegre: Departamento de
Solos da UFRGS. 2. ed. rev.e ampl. Porto Alegre: Departamento de Solos da UFRGS.
174 p.
TRIPATHI, R.D.; VAJPAYEE, P.; SINGH, N.; RAI, U.N.; KUMAR, A.; ALI, M.B.;
KUMAR, B.; YUNUS, M. (2004). Efficacy of various amendments for amelioration of
Capítulo II
98
fly-ash toxicity: growth performance and metal composition of Cassia siamea Lamk.
Chemosphere, 54: 1581-1588.
UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY – USEPA (1986a).
Method 3050B-Acid digestion of sedminets sludges, soils and oils.Test Methods for
evaluating solid waste- SW 846. 3
ed. Washington: Office of Solid Waste and
Emergency Response. Disponível em: (http://www.ehso.com/ehso.php?URL
=http%3A%2F%2Fwww.epa.gov/epaoswer/hazwaste/test/3_series.htm).
UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY – USEPA (1986b).
Method 3052- Microwave assisted acid digestion of siliceous and organically based
matrices.Test Methods for evaluating solid waste- SW 846. 3
ed. Washington:
Office of Solid Waste and Emergency Response. Disponível em:
(http://www.ehso.com/ehso.php?URL=http%3A%2F%2Fwww.epa.gov/epaoswer/haz
waste/test/3_series.htm)
VON CAMMERER S. (2000). Biochemical models of leaf photosynthesis. Victoria:
CSIRO publishing. 165p.
WEINSTEIN, L.H.; OSMELOSKI, J.F.; RUTZKE, M.; BEERS, A.O.; MCCAHAN, J.B.;
BACHE, C.A.; LISK, D.J. (1989). Elemental analysis of grasses and legumes growing
on soil covering coal fly ash landfill sites. Journal Food Safety, 9: 291-300.
Capítulo III
99
CAPÍTULO III
CONCENTRAÇÃO E DISTRIBUIÇÃO DE NÍQUEL E CROMO EM
MAMONA (RICINUS COMMUNIS L.) CULTIVADA EM SOLUÇÃO
NUTRITIVA
As espécies vegetais respondem de formas diferentes ao aumento da concentração
de metais pesados no solo (Baker, 1981). A maioria das plantas é sensível a elevadas
concentrações de metais pesados, não tolerando o efeito tóxico destes elementos.
Entretanto, algumas espécies desenvolveram estratégias para tolerar concentrações
excessivas de metais pesados. As plantas exclusoras restringem o transporte de metais para
a parte aérea, evitando assim, danos no aparato fotossintético. No caminho oposto, algumas
espécies, denominadas de hiperacumuladoras, são capazes de acumular grandes
quantidades de metal nos tecidos. Ambas as espécies, exclusoras e hiperacumuladoras são
importantes para projetos de fitorremediação (Prasad, 2006). Porém, as mesmas são
utilizadas com diferentes objetivos. As plantas exclusoras podem promover a
fitoestabilização do contaminante enquanto as plantas hiperacumuladoras podem promover
a fitoextração (Lasat, 2002), por isso é importante conhecer a capacidade de absorção,
acúmulo e distribuição de metais nas espécies vegetais.
A distribuição dos metais dentro da planta é uma conseqüência dos mecanismos
fisiológicos e das características específicas do metal. Segundo Broadley et al. (2001), a
concentração de metal na parte aérea é determinada (i) pela absorção e seqüestro do metal
na raiz, (ii) transporte no xilema e floema e (iii) diluição dentro da parte aérea em função
do crescimento. Características específicas do elemento, como tamanho do raio iônico e
estado de oxidação determinam a maior ou menor mobilidade do metal na planta. Em
função disto, certos metais, por exemplo, como Zn, Ni, B, são mais uniformemente
distribuídos entre raiz e parte aérea, enquanto metais como Pb, Ag e Cr são pouco
transportados para a parte aérea. As plantas podem apresentar diferentes mecanismos que
permitem o maior ou menor transporte de metais para a parte aérea (Salt, 2001). Plantas
hiperacumuladoras de chumbo, como Thlaspi rotundifolum capaz de acumular 8200 mg
Capítulo III
100
kg-1 (Cunningham & Ow, 1996), é um exemplo evidente de que a capacidade de
transporte de um elemento é muito variável entre as espécies.
No capítulo II, verificou-se que as plantas de mamona (Ricinus communis L.)
cultivadas em cinza mostraram capacidade de concentrar níquel nas folhas em
concentrações acima das estabelecidas como normais para a maioria das plantas. Tanto em
condições naturais quanto em casa de vegetação não foram verificados sintomas de toxidez
na parte aérea decorrentes da concentração de níquel nas folhas. Isto indica que a espécie
pode ter capacidade de acumular níquel na parte aérea. Além disso, os resultados
demonstraram que a mamona também parece ter capacidade de transportar cromo para a
parte aérea.
Níquel e cromo apresentam diferentes características químicas. O níquel pode
apresentar diferentes estados de oxidação, que variam de 0 a + 3. A forma mais comum é a
divalente (+ 2), sendo encontrada em compostos como acetato, sulfato e sais de nitrato
(Adriano, 2001). O níquel é considerado um nutriente essencial para plantas, sendo que,
em plantas superiores, ele é componente da enzima urease, responsável pela conversão de
uréia em amônia e dióxido de carbono (Dixon et al., 1975). O níquel também é importante
para as plantas leguminosas, fixadoras de nitrogênio, pois é componente da enzima
hidrogenase de bactérias simbiontes (Stults et al., 1984). Segundo Brown et al. (1988), o
níquel é requerido pelas plantas em concentrações muito baixas, 1,7 ηmol g
-1
ou menos em
tecidos foliares e por isso a deficiência de níquel é raramente observada. Comparado com
outros metais pesados essenciais, o intervalo entre a concentração necessária para o
metabolismo normal da planta e a concentração tóxica é amplo, e por isso o níquel é
classificado como ultranutriente (Asher, 1991; Küpper & Kroneck, 2007). A concentração
de níquel nas plantas pode ser muito variável. Em plantas cultivadas e em vegetação
natural a concentração pode variar de 0,1 a 5 µg g
-1
da massa seca. Em geral, concentrações
entre 10 e 100 µg g
-1
na massa seca são consideradas fitotóxicas (Kabata-Pendias, 2000).
Os sintomas comuns de toxidez de níquel são inibição do crescimento e clorose internerval
(Moya et al., 1993; Seregin et al., 2003; Seregin & Kozhevnikova, 2006).
Em relação ao cromo, a maior ou menor toxidez dependem do estado de oxidação.
O cromo pode ocorrer em diferentes estados de oxidação, sendo as formas hexavalente (Cr
VI) e trivalente (Cr III) as mais estáveis e freqüentes na natureza. No solo a conversão de
Cr (III) para Cr (VI) e vice-versa pode ocorrer simultaneamente, dependendo das
condições redox e do pH (Adriano, 2001). Embora o Cr (III) seja essencial para animais e
humanos, a forma hexavalente é extremamente tóxica e possui propriedades
Capítulo III
101
carcinogênicas (Mei et al., 2002). Em plantas, o cromo não apresenta funções nutricionais
conhecidas e a forma mais fitotóxica também é Cr (VI) (Han et al., 2004). A concentração
de cromo em plantas é variável; entretanto, valores de 0,02 a 0,2 µg g
-1
são comuns em
plantas de locais não contaminados (Kabata-Pendias, 2000). Segundo Macnicol & Becker
(1985), concentrações na planta entre 1 e 10 µg g
-1
da massa seca são fitotóxicas para a
maioria das plantas, enquanto que para Kabatia- Pendias (2000) estas concentrações são
entre 5 e 30 µg g
-1
. Os sintomas de toxidez de cromo em plantas incluem clorose foliar e
manchas amarronzadas (Barceló & Poschenrieder, 1985; Sharma et al., 2003). Comparado
a outros metais, o cromo tem recebido pouca atenção da pesquisa, e as respostas de poucas
espécies vegetais foram testadas para este metal.
Dada a importância da mamona para a revegetação de áreas impactadas por cinza
de carvão mineral é importante analisar qual a resposta da espécie para o aumento da
concentração de metais, avaliando a sua capacidade de estabilizar ou extrair metais do
ambiente. Neste contexto, esta etapa do trabalho foi realizada com objetivo de avaliar a
distribuição de níquel e cromo (VI) em R. communis e avaliar as concentrações fitotóxicas
destes metais para a espécie.
MATERIAIS E MÉTODOS
Coleta e germinação das sementes
As sementes de Ricinus communis foram coletadas de aproximadamente 30 plantas
de uma população que cresce em área de depósito de cinza descrita no capítulo I. Após a
colheita, foram expostas ao sol em casa de vegetação durante dois dias para facilitar a
deiscência das cocas. As sementes foram selecionadas visualmente pelo tamanho para
promover maior homogeneização da amostras, e posteriormente lavadas em água corrente
em água destilada para a retirada de possíveis resíduos de cinza de carvão aderido à
superfície. As sementes foram desinfectadas com etanol 70% (1min) e hipoclorito de sódio
20% (15 min) e lavadas com água destilada. Para a germinação foram utilizados frascos de
30 ml contendo areia, em câmara de germinação com temperatura de 25 ± 4
o
C e
fotoperíodo de 12:12 horas luz/escuro. Após a germinação, os frascos foram transferidos
para casa de vegetação durante oito dias para a adaptação das plântulas. Posteriormente as
Capítulo III
102
plântulas foram retiradas da areia, lavadas em água destilada e transferidas para frascos
contendo 1 litro de solução nutritiva.
Cultivo em solução nutritiva
As plantas foram mantidas por duas semanas em solução nutritiva sem adição de
níquel (Ni) ou cromo hexavalente (Cr VI) para adaptação das plantas em solução. Os
metais foram separadamente adicionados na forma de Ni(NO
3
)
2
.6H
2
O e Na
2
CrO
4
. 6H
2
O,
(PA Merk, Alemanha) na seguinte solução nutritiva de Hoagland modificada: Cu 0,5 µM;
Mo 0,5 µM; Cl 50 µM; B 25 µM; Zn 2 µM; Fe 1,6 µM; Mn 2 µM; N 16 mM; K 6 mM; Ca
4 mM; P 2 mM; S 1 mM e Mg 1 mM. As plantas com 21 dias de idade foram expostas aos
seguintes tratamentos (Tabela 1):
Tabela 1. Concentração e fontes de metais pesados utilizados no experimento.
As concentrações de níquel foram utilizadas com base em teste preliminares onde
concentrações maiores foram testadas, sendo que as plantas apresentaram severos efeitos
tóxicos. As concentrações de cromo utilizadas foram com base em trabalhos da literatura
que utilizaram plantas não hiperacumuladoras. A solução foi calibrada para pH 5 com
adição de KOH ou HCl, substituída a cada quatro dias e mantida constantemente aerada
com auxílio de compressor de ar. O pH da solução foi ajustado para 5 porque neste pH a
solubilidade do Cr
+6
é elevada (Kabata-Pendias, 2000). Após 12 dias de exposição, período
que foi evidenciado severos efeitos tóxicos nas plantas expostas a 120 µM, as plantas
foram colhidas, separadas em raiz e parte aérea e lavadas cinco vezes em água destilada e
secas em estufa (60
o
C durante 72 horas) para a determinação da massa seca e da
concentração de cromo e níquel.
O delineamento experimental utilizado foi completamente casualizado com 10
repetições por tratamento, sendo cada planta considerada uma repetição totalizando 70
plantas.
Tratamentos Concentração Fonte
µM mg l
-1
Controle
Ni
+2
-
30 60 120
-
1,75 3,50 7,00
-
Ni(NO
3
)
2
Cr
+6
10 30 90 0,52 1,56 4,7 Na
2
CrO
4
Capítulo III
103
Análises
(a)-Taxa de crescimento relativo
Segundo Köhl & Lösch (2004), a produção de massa seca, bem como a taxa de
crescimento relativo são variáveis facilmente mensuráveis e são amplamente usadas para
monitorar o efeito dos metais pesados em plantas. A taxa de crescimento relativo em altura
(TCRa) foi obtida pela altura das plantas, medindo-se a distância entre o primeiro e último
nó do caule. A TCRa foi calculada adaptando-se a equação de Blackman (Beandle,1985),
descrita a seguir
TCRa= (ln a2 - ln a1)/(t2-t1)
Onde = a1 é a altura inicial; a2 é a altura final; t1 é o tempo inicial e t2 é o tempo final
(dias).
(b)-Medidas da fluorescência da clorofila a
Diferentes métodos são utilizados para avaliar a toxidez dos metais nas plantas. O
conhecimento de que o aparato fotossintético é um dos locais mais afetados pelos metais
pesados (Cljisters H, Assche, 1985; Küpper et al., 2005; Küpper et al., 2006) tem levado ao
uso de métodos não invasivos, como a fluorescência da clorofila a, para o monitoramento
do efeito dos metais nas plantas. Por outro lado, este método também permite avaliar qual
a ação do metal no aparato fotossintético (Joshi & Mohanty, 2004).
A fluorescência da clorofila a é um método eficiente para avaliar o estado
fotossintético das plantas e é baseada no conhecimento que quando moléculas de clorofila
absorvem a energia luminosa elas alteram temporariamente as suas configurações
eletrônicas, passando do estado basal para o estado excitado (nível de energia mais alto),
denominado de singlet 1. Este estado excitado é muito instável e de vida muito curta (≈ 10
-
8
s). Desta maneira, estes pigmentos fotossintéticos, após receberem energia dos fótons
dissipam esta energia proveniente da luz por meio de três vias, as quais são competidoras
entre si:
(i)-Dissipação fotoquímica: é a utilização da energia luminosa para os processo
fotoquímicos da fotossíntese, onde os elétrons provenientes da molécula de água são
doados para um aceptor denominado NADP. Este processo é a base para a formação do
Capítulo III
104
poder redutor e da molécula de ATP, os quais serão utilizados na fase bioquímica do
processo fotossintético. Essa dissipação de energia é representada pelo quenching
fotoquímico (qP).
(ii)- Fluorescência: emissão de radiação na região do visível (vermelho e vermelho
distante); e
(iii)- Dissipação não-fotoquímica: é a produção de calor na forma de radiação
infravermelha. Essa energia é representada pelo quenching não-fotoquímico (qNP).
Sendo assim, alterações na fluorescência indicam alterações no processo fotossintético.
As medidas de fluorescência da clorofila a foram obtidas em condições de luz e
temperatura ambiente, utilizando-se fluorômetro modulado (Hansatech-FMS2, Inglaterra),
após 4 e 12 dias de exposição aos tratamentos. Foram utilizadas 10 plantas por tratamento,
sendo cada planta considerada uma repetição. O método adotado foi de pulso de saturação
(Schreiber et al., 1994) (Figura 1). Após a adaptação da folha por 30 min no escuro uma
luz de baixa intensidade (>1µmol m
-2
s
-1
) foi aplicada para a determinação da fluorescência
basal (Fo), que é a fluorescência obtida quando todos os receptores primários do
fotossistema II estão oxidados. Nessa condição todos os centros de reação estão abertos
para a conversão de energia. Fo é um parâmetro importante porque caracteriza a perda da
energia de excitação antes de qualquer reação fotoquímica (Laisk & Oja, 1998). Após as
medidas de Fo, um pulso de luz saturante (8000 µmol m
-2
s
-1
) foi aplicado para a
determinação da fluorescência máxima (Fm), a qual representa a fluorescência produzida
quando todos os centros de reação do fotossistema II estão fechados. Os centros são
fechados porque os elétrons, os quais foram doados por separação de cargas anteriormente
ainda ocupam os orbitais do aceptor primário Qa (quinona). Um centro de reação fechado
não pode absorver a energia de excitação e ela continua em ressonância na antena até ela
ser dissipada termalmente ou emitida como fluorescência (Laisk & Oja, 1998). A partir
destas variáveis foram calculados os valores de fluorescência variável [(Fv)= (Fm- Fo)] e
da eficiência quântica máxima do fotossistema II (Fv/Fm). O parâmetro Fv/Fm tem sido
amplamente utilizado para detectar perturbações no aparato fotossintético induzido por
estresses. Segundo Björkman & Demming (1987) valores de Fv/Fm próximos a 0,83 são
considerados ótimos. Reduções em Fv/Fm podem indicar o fenômeno de fotoinibição
(Maxwell & Johnson, 2000).
Capítulo III
105
Figura 1. Curva típica de fluorescência da clorofila. Após adaptação da folha no escuro
uma luz fraca é ligada e a fluorescência basal (Fo) é determinada. Na seqüência um pulso
de luz saturante é dado e determina-se o valor da fluorescência máxima (Fm). A diferença
entre Fo e Fm é a fluorescência variável. Aplicando-se uma luz fotossinteticamente ativa
(luz actínica) e novamente um pulso de luz saturante é possível determinar o quenching
fotoquímico e não fotoquímico a partir das variáveis: Fm’(fluorescência máxima na luz),
Fo’ (fluorescência basal na luz) e Ft (fluorescência no estado de equilíbrio). (Modificado
de Maxwell & Johnson, 2000).
(c)-Conteúdo de Clorofila
Após as medidas de fluorescência da clorofila a, discos foliares foram retirados
para determinação do conteúdo de clorofila a e b, das mesmas folhas usadas para as
medidas de fluorescência. A extração foi realizada em etanol 100% (Knudson et al., 1977),
e a leitura das absorbtâncias em espectrofotômetro nos comprimentos de onda de 649 e 665
nanômetros. Após a extração, os discos foliares foram secos em estufa para a determinação
da massa seca. A concentração de clorofila foi calculada de acordo com as equações de
Wintermann & De Mots (1965). Os resultados foram expressos em mg g
-1
de massa seca.
Capítulo III
106
(d)-Determinação da concentração de metais pesados
Aproximadamente 0,5 g de material seco foi digerido em 5 ml de HNO
3
e 3 ml de
água tridestilada em sistema fechado a 200
o
C durante 1 hora. Ao material digerido foi
adicionada água tridestilada para completar 50 ml. As concentrações de Cr e Ni foram
determinadas por espectrofotômetro de absorção atômica em forno de grafite (Perkin
Elmer- SIMAA 600, Alemanha) e em chama com ar de acetileno, respectivamente. Foram
utilizadas quatro plantas por tratamento, aleatoriamente selecionadas, sendo cada planta
considerada uma repetição, exceto para o tratamento Ni-120 µM, que, devido à quantidade
de material insuficiente, foi necessário fazer uma amostra composta por duas plantas. Para
o cromo, foi verificada grande variação na concentração, possivelmente devido aos baixos
teores. Assim, para melhor avaliação, foi determinada a concentração em mais três
amostras, totalizando assim, sete repetições. Todo o procedimento foi realizado no
laboratório de absorção atômica do Centro de Ecologia-UFRGS.
(e)-Índice de transporte e potencial de acúmulo
Para avaliar a capacidade de transporte de níquel e cromo da mamona para a parte
aérea, foi calculado o índice de transporte (IT), segundo a equação de Abichequer e
Bohnen (1998):
(concentração de metal na parte aérea)
IT =
(concentração total do metal na planta)
Para o cálculo da concentração absoluta de metal na planta foi utilizada a massa
seca das plantas correspondentes às amostras utilizadas para a quantificação dos metais
pesados.
Análise dos dados
Os resultados foram expressos como médias das variáveis dependentes seguidas do
erro padrão da média (± erro padrão). Os dados foram submetidos à análise de variância e
Capítulo III
107
comparação de médias pelo teste de Tukey a 5% de probabilidade utilizando programa
Statistic (Lewick, 2007).
RESULTADOS
Sintomas de toxidez e o efeito de níquel e de cromo (VI) na taxa de crescimento
A resposta de R. communis foi diferente com relação ao metal Ni ou Cr presentes
na solução nutritiva. Nas concentrações utilizadas, o níquel promoveu maior redução do
crescimento do que o cromo. Plantas expostas a Ni-60 e 120 µM apresentaram intensa
clorose internerval que aumentou progressivamente, ocupando toda a lâmina foliar.
Manchas necróticas foram restritas às plantas tratadas com 120 µM de níquel e foram
visíveis a partir de oito dias de tratamento (Figura 2). Nesse tratamento as folhas mais
velhas foram progressivamente secando, resultando em abscisão precoce das mesmas.
Diferentemente dos tratamentos com níquel, as plantas tratadas com cromo não
apresentaram sintomas visuais de toxidez nas folhas. No entanto, foi observada redução na
altura das plantas (Figura 2).
Capítulo III
108
Figura 2. Sintomas visuais de toxidez em plantas de R. communis após 12 dias de
exposição a diferentes concentrações de níquel (II) ou cromo (VI).
Sintomas de toxidez foram evidentes no sistema radical das plantas expostas a Ni-
120 µM. Embora não tenham sido realizadas medidas de crescimento das raízes, foi
possível observar que nessa concentração o sistema radical apresentou menor crescimento
e a emissão das raízes laterais foi inibida (Figura 3). Nas plantas expostas a cromo não
foram observados sintomas visuais de toxidez nas raízes (Figura 3).
Capítulo III
109
Figura 3. Efeitos de cromo (VI)
ou níquel (II) em raízes de R. communis após 12 dias de
cultivo em solução nutritiva.
Os efeitos negativos do níquel na mamona foram também verificados através da
redução significativa da taxa relativa de crescimento para as plantas expostas a Ni-60 e 120
µM (Figura 4). As plantas expostas a Ni-20 µM apresentaram uma taxa de crescimento
63,8 e 78,5% menor que a observada para as plantas controle, aos 8 e 12 dias,
respectivamente. Para as plantas expostas a cromo, a TRCa foi significativamente menor
(25,5%) nas plantas expostas a Cr-90 µM em relação ao controle, aos oito dias de
exposição. Aos 12 dias, as plantas expostas a Cr-90 µM apresentaram taxa de crescimento
relativo 21,4 % menor que a TCRa do tratamento controle (Figura 4).
Cromo
Dias
812
Níquel
Dias
812
Taxa de crescimento relativo em altura
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
Controle
30 μM
60 μM
120 μM
a
b
b
a
a
a
b
b
a
ab
ab
b
ab
a
b
ab
Figura 4. Taxa de crescimento relativo em altura de plantas de R. communis cultivadas em
solução nutritiva com da adição de diferentes concentrações de níquel ou cromo (VI).
Médias seguidas de mesma letra não diferem entre si pelo teste de Tukey ao nível de 5%
de significância. Barras = (desvio padrão da média), n= 10.
Capítulo III
110
Efeitos de níquel e de cromo (VI) na produção de massa seca
Os sintomas de toxidez visualizados nas plantas expostas a níquel foram
acompanhados por decréscimos significativos da massa seca nos tratamentos com 60 e 120
µM de níquel (Tabela 2). Comparada ao controle, a massa seca total (raiz + parte aérea)
das plantas expostas a níquel 30, 60 e 120 µM diminuiu 18, 58 e 81%, respectivamente. A
razão raiz/parte aérea aumentou com o acréscimo de níquel na solução, indicando que o
níquel promoveu maior dano na produção de massa seca da parte aérea (Tabela 2). Na
concentração de Ni-120 µM a massa seca das raízes reduziu 70% em relação ao controle
enquanto a massa seca da parte aérea reduziu 86 %.
Tabela 2. Massa seca de R. communis após 12 dias de exposição em diferentes
concentrações de níquel. Parte aérea (caule + folhas); total (raiz + parte aérea) e razão
raiz/parte aérea (R/PA).
Ni
+2
na solução
nutritiva (µM)
Raiz Parte aérea Total R/PA
----------------------------------- massa seca (g) ------------------------------
0 0,72 (±0,10) a 1,72 (±0,30) a 2,44 (±0,39) a 0,44 (±0,01) a
30 0,72 (±0,71) a 1,27 (±0,10) a 1,99 (±0,13) a 0,58 (±0,02) a
60 0,35 (±0,03) b 0,68 (± 0,06) b 1,03 (±0,09) b 0,52 (±0,01) a
120 0,22 (±0,02) b 0,25 (±0,04) b 0,46 (±0,06) b 1,28 (±0,10) b
Valores seguidos pela mesma letra na coluna, não diferem entre si pelo teste de Tukey, ao nível de 5% de
probabilidade. (± erro padrão da média), n= 10.
A massa seca das plantas expostas a cromo não foi estatisticamente diferente da
massa seca das plantas mantidas no controle, embora em média, as plantas expostas a
cromo tiveram menor produção de matéria seca (Tabela 3).
Capítulo III
111
Tabela 3. Massa seca de R. communis após 12 dias de exposição em diferentes
concentrações de cromo (VI). Parte aérea (caule + folhas); total (raiz + parte aérea) e razão
raiz/parte aérea (R/PA).
Valores seguidos pela mesma letra na coluna, não diferem entre si pelo teste de Tukey, ao nível de 5% de
probabilidade. (± erro padrão da média) n= 10.
Concentração e distribuição de níquel e cromo nas plantas
O aumento na concentração de níquel e cromo na solução nutritiva levou ao
aumento das concentrações destes elementos nas plantas. As plantas expostas a níquel
tiveram maior concentração desse metal nas raízes em comparação com a parte aérea
(Figura 5). Do mesmo modo, as maiores concentrações de cromo foram observadas nas
raízes em relação à parte aérea (Figura 5). Em termos de quantidade absoluta, nas plantas
expostas a Ni-30 µM foi verificado em média 651,7 µg de níquel para as raízes e 100,8 µg
de níquel a parte aérea. Enquanto que para as plantas expostas a Ni-60 e 120 µM esta
quantidade foi menor, 393,1 e 274,9 µg de níquel para as raízes e 75,5 e 70,2 µg de níquel
para a parte aérea, respectivamente. Isto ocorreu em função da redução significativa da
massa nesses dois últimos tratamentos. As quantidades absolutas de cromo foram baixas
em todos os tratamentos. A maior quantidade absoluta de cromo foi verificada para as
plantas expostas a Cr-90 µM. Neste tratamento, a quantidade absoluta de cromo nas raízes
foi 120,5 µg e 0,60 µg nas folhas.
Cr
+6
na solução
nutritiva (µM)
Raiz Parte aérea Total R/PA
---------------------------------- massa seca (g) ----------------------------------
0
0,72 (±0,10) a 1,72 (±0,30) a 2,44 (±0,39) a 0,44 (±0,01) a
10
0,78 (±0,07) a 1,52 (±0,15) a 2,30 (±0,22) a 0,52 (±0,01) a
30
0,64 (±0,07) a 1,16 (±0,10) a 1,80 (±0,12) a 0,73 (±0,07) a
90
0,57 (±0,07) a 1,07 (±0,20) a 1,64 (±0,26) a 0,60 (±0,03) a
Capítulo III
112
controle 30 60 120
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
0
50
100
150
200
250
300
892,2
1150,3
1259,0
68,45
118,03
251,75
0,30
Cr- Raiz
Controle 10 30 90
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Cr- Parte aérea
0
1
2
Cr (μg g
-1
) de massa seca
Concentração de níquel na solução (μΜ)
Concentração de cromo na solução (μΜ)
Nd
Nd
Ni-Parte aérea
Nd
0
0
Ni (μg g
-
1
) de massa seca
Ni-Raiz
0,0
0,19
0,43
0,50
12,8
81,30
171,71
Ni (μg g
-
1
) de massa seca
Cr (μg g
-1
) de massa seca
a
b
b
c
ns
ns
ns
a
a
b
a
b
c
Figura 5. Concentrações de níquel e cromo na parte aérea e raiz de R. communis após 12
dias de cultivo em solução nutritiva com adição de níquel ou cromo (VI). Médias seguidas
pela mesma letra não diferem entre si pelo teste de Tukey ao nível de 5% de probabilidade.
Barras= erro padrão da média, ns= não significativo; Nd= não detectado.
Embora, para ambos os metais tenham sido verificadas maiores concentrações na
raiz em relação à parte aérea, o índice de transporte (IT) mostra que o transporte de níquel
é superior ao do cromo (Figura 6). Observou-se que para o níquel o transporte aumenta
significativamente com o aumento da concentração do metal na solução. Porém, para o
cromo o inverso ocorre, sendo que o maior índice foi observado nas plantas expostas a Cr-
10 µM (Figura 6).
Capítulo III
113
Cr-10 Cr-30 Cr-90
IT (índice de transporte)
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
Ni-30 Ni-60 Ni-120
IT (índice de transporte)
0,00
0,10
0,20
0,30
0,40
0,50
0,60
Níquel
Concentração de níquel na solução (μM)
Concentração de cromo na solução (μM)
Cromo
a
b
ab
a
b
b
Figura 6. Índice de transporte de níquel e cromo de plantas de R. communis cultivadas em
solução nutritiva com diferentes concentrações de níquel ou cromo (VI). Médias seguidas
pela mesma letra não diferem entre si pelo teste de Tukey ao nível de 5% de probabilidade.
Barras (desvio padrão da média).
A concentração de níquel na parte aérea mostrou uma relação linear com a
concentração de níquel em solução (Figura 7), o que está de acordo com o aumento de IT
observado. Diferentemente, a relação entre a concentração de cromo (VI) em solução e a
concentração de cromo na parte aérea da mamona mostrou baixa correlação (Figura 7). O
valor do coeficiente angular da equação da curva de regressão linear foi de 0,00038
mostrando que os valores são praticamente constantes no intervalo estudado.
Figura 7. Relação entre a concentração de níquel em solução e a concentração de níquel na
parte aérea.
Cromo
y = 0,0038x + 0,1626
R
2
= 0,4388
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0 306090120
concentração de cromo(VI) em solução
concentração de cromo na
parte aérea
(μM)
(
μ
g g
-1
)
Níquel
y = 1,823x + 11,713
R
2
= 0,8666
0
50
100
150
200
250
300
0306090120
concentração de níquel em solução
concentração de níquel na
parte aérea
(
μ
g g
-1
)
(μ
M
)
Capítulo III
114
Embora a concentração de níquel na parte área tenha sido menor que a
concentração nas raízes, a parte aérea sofreu maiores perdas de massa seca. A parte aérea
mostrou ser mais sensível ao níquel que as raízes. Observa-se na Figura 8 que a parte aérea
mostrou uma redução exponencial da massa seca com o aumento da concentração de
níquel nesta parte da planta. Por outro lado, a massa seca das raízes tende a diminuir
linearmente com o aumento da concentração de níquel no sistema radical (Figura 8).
Figura 8. Redução da massa seca de raiz e parte aérea de plantas de R. communis em
função da concentração de níquel em cada parte da planta.
Para as concentrações de cromo estudadas, não foram observadas relações entre a
produção da matéria seca e a concentração deste metal em cada uma das partes das plantas
(Figura 9).
Parte aérea
y = 1,3147e
-0,0057x
R
2
= 0,5936
0,00
0,40
0,80
1,20
1,60
2,00
0 100 200 300 400
massa seca (g)
Níquel na parte aérea (μg g
-1
)
Raiz
y = -0,0004x + 0,8283
R
2
= 0,4405
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
1,20
0 500 1000 1500 2000
massa seca (g)
Níquel na raiz (μg g
-1
)
Capítulo III
115
Figura 9. Relação entre a concentração de cromo (VI) em solução e a concentração de
cromo na parte aérea de plantas de R. communis.
Influência dos metais no teor de clorofila
Nas concentrações testadas o níquel causou maior redução dos teores de clorofila
do que o cromo. Os teores de clorofila a e b nas plantas expostas a níquel foram
significativamente menores do que as concentrações das plantas controle, aos quatro e
doze dias (Tabela 4). Aos quatro dias de tratamento, o teor de clorofila a das plantas
expostas a Ni-30, 60 e 120 µM reduziu em média 44, 52 e 54% em relação ao controle,
respectivamente. A concentração da clorofila b, também foi afetada pelo níquel com
decréscimos significativos em relação ao controle (Tabela 4). Aos quatro dias, a
concentração de clorofila b, das plantas expostas a Ni-30, 60 e 120 µM, foi em média 42,
52 e 40% menor que a concentração das planta controle, respectivamente. Após dozes dias,
as plantas expostas a 30, 60 e 120 µM tiveram redução de 35, 68 e 71 % da clorofila a e de
36, 71 e 68 % da clorofila b, respectivamente.
A concentração total de clorofila (a + b) das plantas expostas a níquel diminuiu
significativamente em relação ao controle (Tabela 4). Porém, a razão de clorofila a/b não
mostrou diferenças significativas em relação ao controle até quatro dias de exposição
(Tabela 4). Isto mostra que até quatro dias de exposição o níquel não interferiu na
proporção das clorofilas, mas somente na quantidade das mesmas. Já aos doze dias foram
verificadas reduções significativas da razão a/b nas plantas expostas a Ni-120 µM (Tabela
4).
Raiz
y = -0,0005x + 0,7298
R
2
= 0,017
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
1,20
0,0 50,0 100,0 150,0 200,0 250,0
massa seca (g)
Parte aérea
y = -0,9883x + 1,5946
R
2
= 0,1348
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
0 0,2 0,4 0,6 0,8
massa seca (g)
Cromo na raiz (μg g
-1
)
Cromo na parte aérea (μg g
-1
)
Capítulo III
116
Tabela 4. Teores de clorofila a e b em folhas de R. communis expostas a diferentes
concentrações de níquel.
Concentração de Ni na
solução (µM)
Concentração de clorofila (mg g
-1
)
a b a+b a/b
4 dias
0 13,08 (±0,23) a 5,10 (±0,16) a 18,18 (±0,39) a 2,58 (±0,04) a
30 7,38 (±0,46) b 2,97 (±0,02) b 10,35 (±0,64) b 2,51 (±0,04) a
60 6,30 (±0,14) b 2,42 (±0,08) b 8,72 (±0,16) b 2,63 (±0,10) a
120 6,04 (±0,12) b 3,06 (±0,22) b 9,11 (±0,29) b 2,21 (±0,12) a
12 dias
0 11,99 (±0,22) a 3,95 (±0,12) a 15,94 (±0,33) a 3,06 (±0,06) a
30 7,76 (±0,12) b 2,53 (±0,05) b 10,29 (±0,17) b 3,08 (±0,03) a
60 3,80 (±0,25) c 1,14 (±0,10) c 4,94 (±0,35) c 3,41 (±0,09) a
120 3,49 (±0,53) c 1,26 (±0,19) c 4,75 (±0,72) c 2,82 (±0,03) b
Valores seguidos pela mesma letra na coluna, não diferem entre si pelo teste de Tukey, ao nível de 5% de
probabilidade. (± erro padrão da média) n= 5.
Nas plantas expostas ao cromo, os teores de clorofila a e b sofreram menores
reduções que as observadas para as plantas expostas a níquel. Aos quatro dias o teor de
clorofila a das plantas expostas a Cr-10, 30 e 90 µM tinha reduzido 5, 6 e 6%, em relação
ao controle, respectivamente (Tabela 5). A concentração de clorofila b também sofreu
pequena redução em função da presença de cromo na solução. Porém, tanto aos quatro
quanto aos doze dias não foram observadas diferenças significativas dos teores de clorofila
das plantas expostas a cromo em relação ao controle (Tabela 5).
Capítulo III
117
Tabela 5. Teores de clorofila a e b em folhas de R. communis expostas a diferentes
concentrações de cromo (VI).
Concentração de Cr
+6
na solução (µM)
Concentração de clorofila (mg g
-1
)
a b a+b a/b
4 dias
0 13,08 (±0,23) a
5,10 (±0,16) a
18,18 (±0,39) a
2,58 (±0,04) a
10
12,40 (±0,37) a
4,49 (±0,11) a
16,90 (±0,47) a
2,76 (±0,06) a
30 12,27 (±0,49) a 4,52 (±0,23) a 16,79 (±0,72) a
2,74 (±0,04) a
90 12,27 (±0,37) a 5,02 (±0,20) a 17,29 (±0,58) a
2,46 (±0,03) a
12 dias
0 11,99 (±0,22) 3,95 (±0,12) a 15,94 (±0,33) a
3,06 (±0,06) a
10
10,66 (±0,65)
3,74 (±0,27) a
14,40 (±0,92) a
2,88 (±0,04) a
30
9,95 (±0,21)
3,35 (±0,05) a
13,29 (±0,26) a
2,97 (±0,01) a
90
9,27 (±0,70)
3,15 (±0,23) a
12,42 (±0,92) a
2,94 (±0,02) a
Valores seguidos de mesma letra não apresentam diferenças significativas entre si pelo teste de Tukey ao
nível de 5 ou 10% de probabilidade. (± erro padrão da média) n= 5.
Fluorescência da clorofila
Os parâmetros de fluorescência da clorofila a apresentaram diferenças
significativas entre as plantas expostas a níquel e as plantas mantidas no controle. Aos
quatro dias, a fluorescência basal (Fo) das plantas expostas a Ni-120 µM foi
significativamente maior do que das plantas controle (Figura 10). Sendo Fo a fluorescência
produzida independente de qualquer reação fotoquímica (Maxwell & Johnson 2000), o
aumento no valor dessa variável indica destruição do centro de reação do fotossistema II
(FSII) ou diminuição da capacidade de transferência de energia de excitação da antena para
o centro de reação do fotossistema.
Aos 4 dias também observou-se tendência de redução da fluorescência máxima
(Fm) em função do acréscimo de Ni na solução. Essa redução em Fm e o aumento em Fo
Capítulo III
118
tendem a diminuir a fluorescência variável (Fv). Entretanto, até quatro dias não foram
observadas reduções significativas para esta variável (Figura 10). Aos 12 dias, Fo das
plantas expostas a Ni-30 e 60 µM foi significativamente menor que o controle, enquanto
que para Ni-120 µM Fo manteve-se semelhante ao controle (Figura 10). Nesse período
foram observados decréscimos significativos de Fm em todos os tratamentos de níquel em
relação ao controle. Também se observou decréscimos significativos de Fv nas plantas
expostas a Ni-60 e 120 µM, em relação ao controle (Figura 10).
As plantas expostas ao cromo não apresentaram variações significativas para as
variáveis Fo, Fm e Fv durante o período de avaliação (Figura 10). Aos doze dias observou-
se somente uma leve tendência de diminuição de Fv como resultado do decréscimo em Fm
(Figura 10).
Ni- 4 dias
Fluorescência u.a
0
500
1000
1500
2000
2500
Fo
Fm
Fv
Ni-12 dias
Controle 30 60 120
0
500
1000
1500
2000
2500
a
ab
ab
b
a
b
b
a
a
b
c
bc
Concentração de níquel na solução (μΜ)
Fluorescência u.a
Fluorescência u.a
a
ab
c
bc
C
D
Cr- 12 dias
Concentração de cromo na solução (μM)
Controle 10 30 90
0
500
1000
1500
2000
2500
Cr- 4 dias
Fluorescência u.a
0
500
1000
1500
2000
2500
Fo
Fm
Fv
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
a
Figura 10. Parâmetros da fluorescência da clorofila a de plantas de R. communis expostas
a diferentes concentrações de níquel ou cromo (VI). Fo (fluorescência basal); Fm
(fluorescência máxima) e Fv (fluorescência variável= Fm-Fo). Valores seguidos pela
mesma letra, para cada variável, não diferem entre si pelo Teste de Tukey ao nível de 5%
de probabilidade Barras = (erro padrão da média), n= 10.
Capítulo III
119
Nas concentrações estudadas, o níquel interferiu na eficiência quântica máxima do
FSII, especialmente aos quatro dias (Figura 11). Isto pode ser analisado pela redução da
razão (Fv/Fm) das plantas expostas ao níquel, especialmente nas concentrações de 90 e 120
µM. O aumento da concentração de níquel na solução também levou a redução em Fv/Fm
aos 12 dias, entretanto, com menor amplitude que a observada aos quatro dias (Figura 11).
As plantas expostas a cromo (VI) não sofreram reduções significativas dos valores de
Fv/Fm, em relação ao controle, em ambos os períodos de análise, quatro e doze dias
(Figura 11).
Ni- 4 dias
Eficiência quântica máxima (Fv/Fm)
0,60
0,65
0,70
0,75
0,80
0,85
0,90
Concentração de cromo na solução (μM)
Ni-12 dias
controle 30 60 120
0,60
0,65
0,70
0,75
0,80
0,85
0,90
Fv/Fm
Cr-12 dias
Concentração de níquel na solução (μM)
controle 10 30 90
0,60
0,65
0,70
0,80
0,85
0,90
Cr-4 dias
0,60
0,65
0,70
0,80
0,85
0,90
FV/Fm
Eficiência quântica máxima (Fv/Fm)
Eficiência quântica máxima (Fv/Fm)
Eficiência quântica máxima (Fv/Fm)
a
a
ab
b
a
a
ab
b
FV/Fm
a
a
a
a
a
a
a
a
Fv/Fm
*
Figura 11. Eficiência quântica máxima (Fv/Fm) de plantas de R. communis expostas a
diferentes concentrações de níquel ou cromo. Valores seguidos pela mesma letra não
diferem entre si pelo Teste de Tukey ao nível de 5% de probabilidade Barras= (erro padrão
da média), n= 10, * n= 5.
Capítulo III
120
DISCUSSÃO
Respostas de R. communis ao níquel
Embora o níquel seja um micronutriente essencial para as plantas, em
concentrações elevadas ele pode causar inúmeros danos às plantas, como foi observado
neste experimento. As concentrações de 60 e 120 µM mostraram-se tóxicas a R. communis,
causando redução superior a 50%, da massa seca das plantas (Tabela 2). A concentração de
níquel que leva a reduções significativas da biomassa é variável entre as espécies. Paiva et
al. (2001) observaram redução de 48% da massa seca total (raiz + parte aérea) de plantas
de aroeira (Myracrodruon urundeuva Fr. All.) expostas a 42,5 µM de níquel após 40 dias
de cultivo. Em Thlaspi arvense, uma espécie não hiperacumuladora, a concentração de 10
µM de níquel causou uma redução de 40 % na massa seca das plantas após sete dias de
exposição (Krämer et al., 1997). O aumento da razão massa seca R/PA (Tabela 2) nas
planta expostas a níquel mostrou que a parte aérea sofreu maior redução de massa seca em
relação à raiz. Dados semelhantes foram observados por Ahmand et al. (2007). Em duas
cultivares de Vigna radiata (L) Wilczek, a massa seca da parte aérea sofreu maior redução
do que a massa das raízes quando as plantas foram expostas a concentrações variando entre
95 e 152 µM de sulfato de níquel. A redução na produção de massa seca possivelmente é
resultado dos inúmeros efeitos diretos e indiretos do níquel que levam a alterações da
estrutura e metabolismo celular, levando a planta a perder sua capacidade ótima de
crescimento.
As raízes foram severamente afetadas pelo níquel, especialmente nas plantas
expostas a 120 µM. Foi possível observar que nesta concentração o níquel inibiu
severamente a emissão de raízes laterais e reduziu o crescimento das raízes já formadas. A
inibição do crescimento das raízes pelo Ni também foi verificada em outros trabalhos. Em
milho (Zea mays L.), depois de sete dias de exposição a 15, 20, 25 e 35 µM de níquel, a
emissão de raízes laterais foi completamente inibida (Seregin et al., 2003). Segundo os
autores, o níquel não afeta o crescimento das células, mas sim a divisão celular. Entretanto,
Demchenko et al. (2005) observaram em plântulas de trigo (Triticum aestivum) que, em
concentrações elevadas de níquel (100 µM), ambas, divisão e expansão celular, são
inibidas, levando à redução do crescimento das raízes. Gonnelli et al. (2001) também
verificaram um decréscimo de 15% do crescimento radical em tipo sensível de Silene
paradoxa exposta a 2,5 µM de Ni. Possivelmente, a inibição da emissão das raízes laterais
Capítulo III
121
nas plantas de mamona expostas a 120 µM de níquel esteja associada com a localização do
níquel nas células do periciclo, como observado por (Seregin et al., 2003). Os autores
verificaram que a elevada concentração de níquel nas células do periciclo inibe a divisão
celular deste tecido e, conseqüentemente, inibe a formação de raízes laterais, já que o
periciclo é o tecido de origem destas raízes.
A concentração de 60 µM de níquel causou reduções na massa seca das raízes, mas
a emissão de raízes laterais parece não ter sido afetada. Nesta concentração o níquel parece
ter causado somente redução do crescimento. É possível que neste tratamento a
concentração de níquel no periciclo não tenha sido suficiente para causar inibição das
divisões celulares, porém tenha afetado o crescimento das células da região meristemática
das raízes já formadas. O efeito do níquel na inibição da divisão celular na região
meristemática tem sido observado em outros trabalhos (Demchenko et al., 2005;
Kozhevnikova et al., 2007).
O efeito tóxico do níquel nas raízes pode ter contribuído para os danos observados
na parte aérea. A clorose observada em ambos os tratamentos, 60 e 120 µM, e a necrose
restrita à concentração mais elevada (Figura 2), podem ser resultado de ação indireta do
níquel na planta. Indiretamente, a clorose e mais severamente a necrose podem ser
resultado da interferência do níquel na absorção e transporte de outros nutrientes
essenciais, como ferro e cobre, levando à deficiência destes elementos (Foy 1978; Ewais,
1997; Miller & Cumming, 2000; Prasad et al., 2005). Por outro lado, os sintomas
observados nas folhas podem ser resultado da ação direta do níquel na inibição de enzimas
da rota biossintética da clorofila dentre elas ALA sintase, ALA deidratase, como mostrado
em Hordeum vulgare por Shalygo e colaboradores (1999). Além disso, o níquel pode
induzir a síntese da enzima clorofilase, envolvida na degradação da clorofila como
observado em algas (Abel-Basset et al., 1995).
No presente experimento, embora não se possa afirmar qual o tipo de ação
predominante do níquel na mamona, se direta e/ou indireta, acredita-se que em função do
transporte do níquel para a parte aérea o níquel tenha causado danos diretos nas folhas. A
redução do conteúdo de clorofila nas plantas expostas, especialmente, a 60 e 120 µM deve
estar associada ao efeito do níquel na síntese da clorofila e na degradação da mesma, pois a
clorose foi verificada tanto nas folhas jovens quanto nas folhas velhas. Com o aumento do
período de exposição, a redução na razão da clorofila a/b mostrou que a clorofila a foi mais
sensível ao efeito do níquel em mamona do que a clorofila b. Estes dados estão de acordo
com os observados por Panda & Shaney (2002). Porém, Gajewska et al. (2006) observaram
Capítulo III
122
que em plantas Triticum aestivum expostas a 200 µM de níquel a clorofila b foi mais
sensível aos efeitos deletérios do níquel. Isto mostra que os efeitos do níquel podem variar
entre as espécies.
A elevada sensibilidade do aparato fotossintético ao excesso de níquel pode ser um
dos fatores que mais contribuíram para a maior redução da massa seca da parte aérea.
Segundo Küpper & Kroneck (2007), a fotossíntese é um dos processos mais sensíveis ao
efeito tóxico dos metais pesados. As análises de fluorescência da clorofila a mostraram que
o níquel interferiu negativamente no processo fotossintético das plantas de mamona e os
danos possivelmente foram maiores no fotossistema II. O aumento na fluorescência
mínima (Fo), especialmente após 4 dias de exposição, sugere que o níquel causou danos no
centro de reação do fotossistema II e/ou diminuição da capacidade de transferência de
energia de excitação da antena para o centro de reação do fotossistema II. Segundo Bolhàr-
Nordenkampf et al. (1989), o aumento em Fo pode indicar alterações estruturais nos
pigmentos fotossintéticos que levam à perda da capacidade de transferência de energia,
resultando no aumento de Fo. A redução da concentração de clorofila observada nas
plantas expostas a níquel reforça a idéia que o processo de transferência de energia na
fotossistema II pode ter sido comprometido. O aumento de Fo também foi observado em
plantas expostas a outros metais pesados: alumínio (Moustakas et al., 1993; Konrad et al.,
2005), chumbo (Banaszak et al., 2001), cádmio (Krupa et al., 1992; Larsson et al., 1998).
Em trabalho in vitro com fragmentos de membrana do tilacóide de espinafre
(Spinacia oleraceae L.) expostos a concentrações de níquel entre 0,2 e 1,6 mM (Boisvert et
al., 2007), não foi relatada variação em Fo, mas sim na fluorescência máxima (Fm),
levando à redução da fluorescência variável (Fv). Em mamona, Fv também diminuiu em
função do aumento da concentração de níquel devido ao aumento de Fo. Embora Fm tenha
reduzido em função do aumento de níquel em solução, esta variável não pode ser analisada
separadamente porque inúmeros fatores podem causar variações nesta variável (Baker &
Rosenqvist, 2004).
As concentrações de 60 e 120 µM comprometeram a atividade fotoquímica das
plantas, ou seja, as plantas cultivadas nestes tratamentos tiveram menor eficiência na
conversão de energia de excitação para a energia química, indicado pela redução de
Fv/Fm, especialmente aos 4 dias. Nossos dados estão de acordo com os dados obtidos in
vitro por Boisvert e colaboradores (2007). Estes autores também verificaram que o níquel
promoveu redução da eficiência quântica máxima do FSII. Entretanto, em plantas de feijão
(Phaseolus vulgaris L.) expostas a concentrações de 100, 200 e 500 µM não foram
Capítulo III
123
verificadas variações em Fv/Fm (Krupa et al., 1993). As diferentes condições
experimentais e a espécie estudada podem explicar estas diferenças. Aos 12 dias de
exposição das plantas ao níquel, os valores de Fv/Fm tiveram menor redução que a
observada aos 4 dias. Isto possivelmente pode indicar certa aclimatação das plantas ao
estresse.
Além dos efeitos nos pigmentos, alterações estruturais nos cloroplastos podem ter
afetado todo o aparato fotossintético. Segundo Molas (1997), o níquel pode causar
mudanças estruturais nas membranas dos tilacóides. A integridade dessas membranas é
fundamental para o eficiente transporte de elétrons na fotossíntese. Os danos nas
membranas dos tilacóides pode ser resultado da peroxidação de lipídeos causado pelo
aumento de radicais livres induzido pelo níquel (Pandolfi et al 1992). Este conjunto de
efeitos possivelmente levou à perda da capacidade de transferência de elétrons, causando a
redução da eficiência quântica (redução Fv/Fm).
O transporte de níquel para a parte aérea contribuiu de forma significativa para os
danos na mamona. O níquel é usualmente transportado pelo xilema como complexo
orgânico, sendo móvel na planta. Nas plantas hiperacumuladoras, a ligação do níquel com
o aminoácido histidina permite o transporte e a hiperacumulação do níquel nas folhas
(Krämer et al., 1996). Em estudo com soja (Glycine max ), Cataldo et al. (1978)
observaram que, na senescência, mais de 70% do níquel presente na parte aérea foi
remobilizado para as sementes, mostrando a mobilidade do elemento. No presente
experimento, a maior concentração de níquel foi observada nas raízes, mas o transporte
aumentou com o aumento de níquel na solução. Segundo Baker (1981), uma razão entre
concentração de metal na folha/ concentração de metal nas raízes menor que 1 indica
exclusão do metal das folhas, sugerindo que a espécie seja uma exclusora. Na mamona,
esta razão foi inferior a 0,3 para todas as concentrações estudadas, o que levaria a
classificar a planta como exclusora. Entretanto, segundo o mesmo autor as plantas que
apresentam uma relação linear entre, a concentração de metal na parte aérea e concentração
no solo, são chamadas de plantas indicadoras. Desta forma, embora a mamona tenha
mostrado certa capacidade de exclusão do níquel para a parte aérea, esta exclusão não foi
suficiente para restringir o aumento da concentração de níquel na parte aérea e a planta se
comporta como planta indicadora de níquel como mostrou a Figura 7. A quantidade de
níquel transportado para a parte aérea, quando a mamona foi exposta a 60 e 120 µM,
atingiram níveis fitotóxicos causando severos danos ao desenvolvimento das plantas.
Capítulo III
124
A capacidade de absorção e de acúmulo de níquel varia com a espécie. Plantas de
arroz (Oriza sativa L.cv Bahia), cultivadas por 10 dias em solução nutritiva com adição de
500 µM de NiCl
2
, acumularam em média 49,54 µg g
-1
de Ni, sendo que deste total, 40,09
µg g
-1
foi acumulado na parte aérea (Rubio et al., 1994). Para a maioria das espécies,
concentrações na planta entre 10 e 100 µg g
-1
na massa seca causam fitotoxidez (Kabata-
Pendias, 2000). Observa-se que para a mamona as concentrações fitotóxicas ficaram bem
próximas a estes valores. As concentrações foliares das plantas expostas a Ni- 60 e 120 µM
foram de 118,02 e 231,5 µg g
-1
, respectivamente. Estas concentrações foliares foram
suficientes para causar severos danos ao metabolismo da mamona e estão abaixo das
concentrações de 1000 e 38000 µg g
-1
de níquel na massa seca das folhas, encontradas em
espécies hiperacumuladoras de níquel: por exemplo, Alyssum bertolonii, (Brooks, 1998).
Desta forma, embora a mamona tenha apresentado elevada capacidade de acúmulo,
a mesma não pode ser considerada uma planta hiperacumuladora, sendo somente tolerante
a concentrações próximas a 30 µM de níquel, nas quais a concentração foliar de níquel é
cerca de 68,5 µg g
-1
. É importante salientar que, para ser considerada uma espécie
hiperacumuladora, a planta deve acumular metais em elevadas concentrações na parte
aérea mesmo quando exposta a solos com baixas concentrações do metal e não deve
apresentar sintomas de toxidez (Baker, 1981; Callahan et al., 2006). Por esta definição, a
mamona não poderia ser considerada uma planta hiperacumuladora de chumbo como
proposto por Romeiro et al. (2006), já que as plantas cultivadas apresentaram elevada
concentração deste elemento na parte aérea, mas um decréscimo significativo da massa
seca.
Respostas da planta ao cromo
As concentrações de cromo testadas não foram fitotóxicas à mamona. Os sintomas
típicos de toxidez de Cr, cloroses em folhas jovens e colorações vermelho-amaronzadas
(Kabata-Pendias & Pendias, 2000; Panda & Choundhury, 2005; Shanker et al., 2005) não
foram visualizados nas plantas expostas a Cr, durante os 12 dias de observação. Além
disso, a massa seca das plantas tratadas com cromo não diferiu das plantas mantidas no
controle. Dentre as variáveis analisadas, somente, a taxa de crescimento relativo em altura
mostrou que o cromo pode ter influenciado o desenvolvimento normal das plantas,
especialmente na maior concentração (90 µM). O efeito do Cr (VI) na redução no
Capítulo III
125
crescimento das plantas também foi verificado em inúmeros outros trabalhos (Vajpayee et
al., 2001, Chatterjee & Chatterjee, 2000).
As maiores concentrações de cromo foram observadas nas raízes das plantas de
mamona em comparação com a parte aérea. A maior concentração de cromo nas raízes em
relação à parte aérea foram observadas em plantas aquáticas (Gupta et al., 1994; Vajpayee,
2000;), em milho (Sharma et al., 2003) e outras espécies (Zayed et al., 1998; Mei et al.,
2002; Han et al., 2004). A menor concentração de cromo na parte aérea em relação às
raízes foi provavelmente resultado da redução do Cr (VI) para Cr (III) nas raízes, o qual
tem mobilidade reduzida das raízes para parte aérea. Segundo Zayed et al. (1998) o Cr (VI)
é ativamente absorvido via transportadores de sulfato e é imediatamente reduzido pela
enzima redutase férrica. O Cr (III) forma complexos com grupos- COOH, restringindo o
transporte do metal da raiz para a parte aérea (Marschner 1995).
O índice de transferência (IT) de cromo para a parte aérea foi menor do que 0,05 e
diminuíram com o aumento de cromo em solução. Estes valores são inferiores aos
observados em Brassica juncea, a qual é considerada uma espécie com baixo transporte de
cromo para as folhas (Han et al., 2004). Os valores de IT para B. juncea variaram de 0,2 a
0,8 e também diminuíram com o aumento de cromo em solução, indicando um possível
mecanismo da planta para sobreviver em solos com elevadas concentrações de cromo.
A capacidade de absorção e transporte de Cr (VI) difere muito entre as espécies,
mas de modo geral o transporte para a parte aérea é restrito (Tabela 6). Nessa tabela os
dados de alguns trabalhos foram reunidos a fim de facilitar a visualização e as
comparações. Observa-se que a mamona apresenta uma forte restrição de transporte de Cr
para a parte aérea. A razão da concentração entre parte aérea e raiz da mamona foi similar
a de Helianthus annuus L., porém esta espécie é capaz de acumular maior concentração de
cromo na raiz que a mamona. As concentrações de cromo nas raízes da mamona foram
similares às concentrações nas raízes de Zea mays L.; entretanto, nesta espécie a elevada
concentração de cromo transportada para as folhas causou danos severos às plantas.
Capítulo III
126
Tabela 6. Concentração de cromo em raiz e parte aérea de diferentes espécies expostas a
cromo (VI).
Espécie Concentração
utilizada em
solução Cr
+6
(µM)
Concentração
nas raízes
(µg g
-1
)
Concentração
na folha
(µg g
-1
)
Razão
(PA/Ra)
Tempo de
exposição
(dias)
Ref.
50 129,6 18,8 0,145
Zea mays L.
100 187,2 28,8 0,153
16
16
Sharma
et al.,
(2003)
Glycine max
L
40 700 27 0,039 14
Helianthus
annuus L.
40 1800 6 0,003 14
Mei et
al.,
(2002)
Brassica
oleraceae L.
19,2 400 2 0,04 7 Zayed
et al.,
(1998)
Nymphea
alba
10 279,1 147,9
0,530
12 Vajpyee
et al.,
(2000)
10 14,78 0,19 0,013 12
30 93,58 0,43 0,005 12
Ricinus
communis L.
90 258,75 0,50 0,002 12
neste
trabalho
Assim, devido à baixa razão entre a concentração de cromo na parte aérea e
concentração de cromo na raiz, a mamona pode ser classificada como exclusora de cromo,
segundo a classificação de Baker, (1981). Observa-se na Figura 7 que a correlação entre
concentração de cromo na solução e concentração na parte aérea não é significante. Porém,
entende-se que este resultado deve ser visto com certa restrição, já que o número de
concentrações testadas e o intervalo entre elas foram relativamente pequenos.
As baixas concentrações de cromo na planta não foram suficientes para causarem
distúrbios significativos na concentração de clorofila e no aparato fotossintético, não
resultando em alterações dos parâmetros da fluorescência da clorofila (Figuras 10 e 11).
Assim, as menores taxas de crescimento observadas nas plantas após 12 dias de tratamento
possivelmente sejam resultado da ação indireta do cromo nas plantas. O cromo, devido à
sua similaridade estrutural com alguns elementos essenciais, pode afetar a absorção e o
transporte desses elementos na planta. Em feijão (Phaseolus vulgaris L.), o transporte de P,
Capítulo III
127
K, Zn e Fe, foi reduzido quando as plantas foram expostas a Cr
+6
(Barceló et al., 1985).
Chatterjee & Chatterjee (2000) também mostraram a redução do transporte de P, S, Mn, Zn
e Cu da raiz para a parte aérea em plantas de couve-flor expostas a 500 µM.
Possivelmente, a redução moderada do transporte destes elementos tenha sido a causa
principal da redução do crescimento das plantas expostas a cromo, e não a ação direta do
metal na parte aérea, já que não foram observados sintomas típicos de toxidez nas folhas e
nenhuma alteração das variáveis de fluorescência.
Estratégias de respostas R. communis a níquel e a cromo e a e as implicações do uso da espécie
na fitorremediação de solos contaminados
.
Os diferentes índices de transporte observados para níquel e cromo deixam claro
que o níquel é mais facilmente transportado para a parte aérea do que o cromo.
Concentrações na parte aérea acima de 68µg g
-1
de níquel foram fitotóxicas para a mamona
e a mesma apresentou reduções drásticas do crescimento. A mamona parece ter algum
mecanismo como, concentração de metal no vacúolo das raízes, que restringe o transporte
de níquel para a parte aérea, entretanto, com o aumento da concentração ocorrem danos nas
raízes que elevam a perda da eficiência deste mecanismo e concentrações fitotóxica de
níquel atingem a parte. Por outro lado, nas concentrações estudadas, o cromo absorvido foi
praticamente todo retido nas raízes e os danos à mamona não foram drásticos, permitindo o
crescimento das plantas.
Comparativamente, a mamona se mostra uma espécie interessante para a
imobilização de níquel nas raízes, somente em áreas onde as concentrações não sejam
elevadas. Concentrações elevadas de níquel no solo levarão possivelmente ao transporte de
quantidades tóxicas de níquel para as folhas, interferindo no crescimento das plantas. Em
relação ao cromo nas concentrações estudadas, a mamona mostrou ter capacidade de
restringir o transporte deste elemento para a parte aérea. Portanto, a espécie poderia
auxiliar nos processos de imobilização deste metal em solos contaminados. Porém, são
necessários estudos com concentrações mais elevadas de cromo para avaliar de forma
definitiva o potencial de fitoestabilizador da mamona para este metal.
Capítulo III
128
CONCLUSÃO
Nas concentrações estudadas, a mamona apresenta maior concentração de níquel e
cromo nas raízes em relação à parte aérea. Porém, com o aumento da concentração de
níquel nas raízes, o crescimento radical é afetado e possivelmente a capacidade de restrição
de transporte de níquel para a parte aérea é perdida e a espécie mostra comportamento de
uma planta indicadora de níquel. Assim, o níquel foi transportado em concentrações
fitotóxicas para a parte aérea, afetando o processo fotossintético e levando a perdas
significativas da massa seca das plantas. O mesmo não foi observado para o cromo. O
aumento da concentração de cromo nas raízes não levou a níveis fitotóxicos de cromo nas
folhas, mostrando que as concentrações estudadas não são fitotóxicas para R. communis.
Nestas concenctrações a mamona mostrou ser uma exclusora de cromo para a parte aérea.
Capítulo III
129
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ABEL-BASSET, R.; ISSA, A.A.; ADAM, M.S. (1995). Chorophyllase activity-effects of
heavy metals and calcium. Photosynthetica, 31: 421-425.
ABICHEQUER, A.D.; BOHNEN, H. (1998). Eficiência de absorção, translocação e
utilização de fósforo por variedades de trigo. Revista Brasileira de Ciência do Solo,
22: 21-26.
ADRIANO, D.C. (2001). Trace elements in terrestrial environments: biogeochemistry,
bioavailability and risks of metals. 2.ed. New York: Spinger –Verlag. 886p.
AHMAD, M.S.A.; HUSSAIN, M.; SADDIQ, R.; ALVI, A.K. (2007). Mungbean: A nickel
indicator, accumulator or excluder ? Bulletin of Environmental Contamination and
Toxicology, 78: 319-324.
ASHER, C.J. (1991). Micronutrientes in Agriculture. 2 ed. Madison: Soil Science
Society of America. SSSA Book series, n.4. p- 703-723.
BANASZAK, A.; NAPIERALSKA, A.; WOZNY, A. (2001). Inhibition of greening of
Lemma minor by Pb
++
. Biologia, 56: 111-116.
BARCELÓ, J.; POSCHENIEDER, B.G. (1985). Effect of chromium VI on mineral
element composition of bush beans. Journal of Plant Nutrition, 8: 211-217.
BAKER, A.J.M. (1981). Accumulators and excluders-strategies in the response of plants to
heavy metals. Journal of Plant Nutrition,3: 643-654.
BARKER, N.R.; ROSENQVIST, E. (2004). Applications of chlorophyll fluorescence can
improve crop production strategies: an examination of future possibilities. Journal of
Experimentl Botany, 55: 1607-1621.
BEADLE, C.L. (1985). Plant Growth analysis. In: COOMBS, J.; HALL, D.O.; LONG,
S.P.; SCURLOCK, J.M.O. (eds). Techniques in bioproductivity and
photosynthesis. 2 ed. Exeter: Pergamon Press. p.20-25.
BJÖRKMAN, O.; DEMMING, B. (1987). Photon yield of O
2
evolution and chlorophyll
fluorescence at 77k among vascular plants of diverse origins. Planta, 170: 489-504.
BOISVERT, S.; JOLY, D.; LECLERE, S.; GOVINDACHARY, S.; HARNOIS, J.;
CARPENTIER, R. (2007). Inhibition of the oxygen-evolving complex of photosystem
II and depletion of extrinsic polypeptides by nickel. Biometals (In press).
BOLHÀR-NORDENKAMPF, H.R.; LONG, S.P.; BAKER, N.R.; OQUIST, G.;
SCHREIBERS, U.; LECHNER, E.G. (1989). Clorophyll fluorescence as a probe of
the photosynthetic competence of leaves in the field: a review of current
instrumentation. Functional Ecology, 3: 497-514.
Capítulo III
130
BROADLEY, M.R.; WILLEY, N.J.; WILKINS, J.C.; BAKER, A.J.M.; PHILIP, A.M.
(2001). Phylogenetic variation in heavy metal accumulation in angiosperms. New
Phytologist, 152: 9-27.
BROOKS, R.R. (1998). Geobotany and hyperaccumulators. In: BROOKS, R.R. (ed).
Plants that hyperaccumulate heavy metals, their role in phytoremediation,
microbiology, archeology, mineral exploration and phytomining. Cambridge: CAB
International. p. 55-94.
BROWN, P.H.; WELCH, R.M.; CARY, E.E. (1988). Nickel: a micronutrient essential for
higher plants. Plant Physiology, 85: 801-803.
CALLAHAN, D.L.; BAKER, A.J.M.; KOLEV, S.D.; WEDD, A.G. (2006). Metal ion
ligands in hyperaccumulating plants. Journal of Biological Inorganic Chemistry, 11:
2-12.
CATALDO, D,A.; GARLAND, T.R.; WILDUNG, R.E.; DRUCKER, H. (1978). Nickel in
plants- Distribution and chemical form in soybean plants. Plant Physiology, 62: 566-
570
CHATTERJEE, J. CHATTERJEE, C. (2000). Phytotoxity of cobalt, chromium and copper
in cauliflower. Environmental Pollution, 109: 69-74.
CLJISTERS, H.; ASSCHE, F.V. (1985). Inhibition of photosynthesis by metals.
Photosynthesis Research, 7: 31-40.
CUNNINGHAM, S.D.; OW, D.W. (1996). Promises and prospects of phytoremediation.
Plant Physiology, 110: 715-719.
DEMCHENKO, N.P.; KALIMOVA, I.B.; DEMCHENKO, K.N. (2005). Effect of nickel
on growth, proliferation and differentiation of root cells in Triticum aestivum
seedlings. Russian Journal of Plant Physiology, 52: 220-228.
DIXON, N.E.; GAZZOLA, C.; WATTERS, J.J.; BLAKLEY, R.L.; ZERNER, B. (1975).
Jack Bean Urease (EC 3.5.1.5) A metalloenzyme. A simple biological role for nickel?
Journal of the American Chemical Society, 97: 4131-4133.
EWAIS, E.A. (1997). Effects of cadmium, nickel and lead on growth, chorophyll content
and proteins of weeds. Biologia Plantarum, 39: 403-410.
FOY, C.D.; CHANEY, R.L.; WHITE, M.C. (1978). The physiology of metal toxicity in
plants. Annual Review of Plant Physiology, 29: 511-566.
GAJEWSKA, E.; SKLODOWSKA, M.; SLABA, M.; MAZUR, J. (2006). Effect of nickel
on antioxidative enzyme activities proline and chlorophyll contents in wheat shoots.
Biologia Plantarum, 50: 653-659.
GONNELLI, C.; GALARDI, F.; GABRIELLI, R. (2001). Nickel and copper tolerance and
toxicity in three Tuscan populations of Silene paradoxa. Physiologia Plantarum.,
113: 507-514.
Capítulo III
131
GUPTA, M.; SINHA, S.; CHANDRA,P. (1994). Uptake and toxicity of metal in Scripus
lacustris L. e Bacopa monnieri L. Journal of Environmental. Science and Health,
29: 2185-2202.
HAN, F.X.; SRIDHAR, B.B.M.; MONTS, D.L.; SU, Y. (2004). Phytoavailability and
toxicity of trivalent and hexavalent chromium to Brassica juncea. New Phytologist,
162: 489-499.
JOSHI, M.K.; MOHANTY, P. (2004). Chorophyll a Fluorescence as a Probe of Heavy
metal ion toxicity in plants. In: PAPAGEORGIOU, G.C.; GOVINDJEE (eds),
Chorophyll a Fluorescence: A Signature of Photosynthesis. The Netherlands:
Springer, p.637-661.
KABATA – PENDIAS, A. (2000). Trace elements in soils and plants. 3
ed. Boca Raton:
CRC Press. 413p.
KNUDSON, L.L.; TIBBILIS, T.W.; EDWARDS, G.E. (1977). Measurement of ozone
injury by determination of leaf chlorophyll concentration. Plant Physiology, 60: 606-
608.
KOZHEVNIKOVA, A.D.; SEREGIN, I.V.; BYSTROVA, E.I.; IVANOV, V.B. (2007).
Effects of heavy metals and strontium on division of Root Cap and Meristem
Strucutural organization. Russian Journal of Plant Physiology, 54: 257-266.
KÖHL, K.I.; LÖSCH, R. (2004). Experimental characterisation of metal tolerance. In:
PRASAD, M.N.V.; HAGEMEYER, J. (eds). Heavy metal stress in plants: from
molecules to ecosystem. Berlin: Springer-Verlang. p.434-453.
KONRAD, M.L.F.; SILVA, J.A.B.; FURLANI, P.R.; MACHADO, E.C. (2005). Trocas
gasosas e fluorescência da clorofila em seis cultivares de cafeeiro sob estresse de
alumínio. Bragantia, 64: 339-347.
KRÄMER, U.; SMITH, R.D.; WENZEL, W.; RASKIN, I.; SALT, D.E. (1997). The role
of metal transport and tolerance in nickel hperaccumulation by Thlaspi goesingense
Halacsy. Plant Physiology, 115: 1641-1650.
KRÄMER, U.; COTTER-HOWELLS, J.D.; CHARNOCK, J.M.; BAKER, A.J.M.;
SMITH, J.A.C. (1996). Free histidine as a metal chelator in plants that accumulate
nickel. Nature, 379: 635-638.
KRUPA, Z.; ÖQUIST, G.; HUNER, N.P.A. (1992). The influence of cadmium on primary
photosystem-II photochemestry in bean as revealed by chlorophyll a fluorescence –A
preliminary study. Acta Physiologiae Plantarum, 14: 71-76.
KRUPA, Z.; SIEDLEKA, A.; MAKSYMIEC, W.; BASZYNSKI, T. (1993) In vivo
response of photosynthetic apparatus of Phaseolus vulgaris L. to nickel toxicity.
Journal of Plant Physiology, 142: 664-668.
KÜPPER. H.; KRONECK, P.M.H. (2005). Heavy metal uptake by plants and
Cyanobacteria. In: SIGEL, A.; SIGEL, H.; SIGEL, R.K. (eds). Metal Ions in
Biological Systems. Boca Raton: Taylor & Francis. v.44, p. 97-144.
Capítulo III
132
KÜPPER, H.; KRONECK, P.M.H. (2007). Nickel in the environment and its role in the
metabolism of plants and cyanobacteria. In: SIGEL, A.; SIGEL, H.; SIGEL, R.K.
(eds). Metal Ions in Life Sciences. New York: John Wiley & Sons, Ltd. v.2, p.31-62.
KÜPPER, H.; KÜPPER, F.C.; SPILLER, M. (2006). Heavy-metal-chorophylls formed in
vivo during heavy metal stress and degradation products formed during digestion,
extraction and storage of plant material. In: GRIMM, B.; PORRA, R.; RÜDIGER, W.;
SCHEER, H. (eds). Chorophylls and bacteriochlorophylls: Biochemistry,
Biophysics, Functions and Apllications. The Netherlands: Springer. pp.66-77.
LAISK, A.; OJA, V. (1998). Dynamics of leaf photosynthesis: rapid – response
Measurements and their Interpretations. Series Techniques in plant sciences, n.1,
CSIRO, Collingwood.
LARSSON, E.H.; BORNMAN, J.F.; ASP, H. (1998). Influence of UV-B radiation and
Cd
+2
on chlorophyll fluorescence, growth and nutrient content in Brassica napus.
Journal of Experimental Botany., 49: 1031-1039.
LASAT, M.M. (2002). Phytoextraction of toxic metals: a review of biological
mechanisms. Journal of Environmental Quality, 31: 109-120.
LEWICKI, P.; HILL T. (2007) STATISTICS: Methods and Applications. Tulsa:
StatSoft Inc. (http://www.statsoft.com).
MACNICOL, R.D.; BECKER, P.H.T. (1985). Critical tissue concentrations of potentially
toxic elements. Plant and Soil, 85: 107-129.
MARSCHNER, H. (1995). Mineral nutrition of higher plants. 2ed. London: Academic
Press.
MAXWELL, K.; JOHNSON, G.N. (2000). Chorophyll fluorescence-a pratical guide.
Jornal of Experimental Botany, 51: 659-668.
MEI. B.; PURYEAR, J.D.; NEWTON, R.J. (2002). Assessment of Cr tolerance and
accumulation in selected plant species. Plant and Soil, 247: 223-231.
MILLER, S.P.; CUMMING, J.R. (2000). Effects of serpentine soil factors on Virginia pine
(Pinus virginiana) seedlings. Tree Physiology, 20: 1129-1135.
MOLAS, J. (1997). Changes in morphological and anatomical strucuture of cabbage
(brassica oleracea L.). Outer leaves and in ultrastructure of their cholorplasts caused
by an In vitro escess of nickel. Photosynthetica, 34: 513-522
MOUSTAKAS, M.; OUZOUNIDOU, G.; LANNOYE, R. (1993). Rapid screening for
aluminum tolerance in cereals by use of the chlorophyll fluorescence test. Plant
Breeding, 111:343-346.
MOYA, J.L.; ROS, R.; PICAZO, I. (1993). Influence of cadmium and nickel on growth,
net photosynthesis and carbohydrate distribution in rice plants. Photosynthesis
Research, 36: 75-80.
Capítulo III
133
PAIVA, H.N.; CARVALHO, R.; SILVA, F.P.; CARVALHO, J.G.; MELLONI, R. (2001).
Influência de doses de níquel sobre o crescimento de mudas de aroeira (Myracrodruon
urundeuva Fr.All.) em solução nutritiva. Cerne, 7: 114-121.
PANDEY, N.; SHARMA, C.P. (2002). Effects of heavy metals Co
2+
, Ni
2+
and Cd
2+
on
growth and metabolism of cabbage. Plant Science, 163: 753-758, 2002.
PANDA, S.K.; CHOUDHURY, S. (2005). Chromium stress in plants. Brazilian Journal
of Plant Physiology, 17: 95-102.
PANDOLFINI. T.; GABBRIELLI, R.; COMPARINI, C. (1992). Nickel toxicity and
peroxidase activity in seedlings of Triticum aestivum L. Plant, Cell and
Environmment, 15: 719-725.
PRASAD, S.M.; DWIVEDI, R.; ZEESHAN, M. (2005). Growth, photosynthetic electron
transport, and antioxidant responses of young soybean seedlings to simultaneous
exposure of nickel and UV-B stress. Photosynthetica, 43: 177-185.
PRASAD, M.N.V. (2006). Plants that accumulate and /or exclude toxic trace elements play
na important role in phytoremediation. In: PRASAD, M.N.V.; SAJWAN, K.S.;
NAIDU,R (eds.). Trace elements in the environment-biogeochemistry,
biotechnology, and bioremediation. Boca Raton: Taylor & Francis Group. 523-547.
ROMEIRO, S.; LAGÔA, A.M.M.A.; FURLANI, P.R.; ABREU, C.A.; ABREU, M.F.;
ERISMAN, N.M. (2006). Lead uptake and tolerance of Ricinus communis L.
Brazilian Journal of Plant Physiology, 18: 483-489.
RUBIO, M.I.; ESCRIG, I.; MARTINEZ-CORTINA, C.; LÓPEZ-BENET, FJ, SANZ A
(1994) Cadmium and nickel accumulation in rice plants. Effects on mineral nutrition
and possible interactions of abscisic and gibberellic acids. Plant Growth Regulation,
14: 151-157.
SALT, D.E. (2001). Responses and adaptations of plants to metal stress. In:
HAWKESFORD, M.J.; BUCHNER, P. (eds). Molecular analysis of Plant
Adaptation to the Environment. Dordrechtp: Kluwer Academic Publishers. p.159-
179.
SCHREIBER, U.; BILGER, W.; NEUBAUER, C. (1994). Chorophyll fluorescence as non
intrusive indicator for rapid assessment of in vivo photosynthesis. In: SCHULZE,
E.D.; CALDWELL, M,M, (eds). Ecophsiology of Photosyntheis. (Ecological studies,
100). Berlin: Springer. pp.49-70.
SEREGIN, I.V.; KOZHEVNIKOVA, A.D.; KAZYUMINA, E.M.; IVANOV, V.B. (2003).
Nickel toxicity and distribution in Maize roots. Russian Journal of Plant Physiology,
50: 711-718.
SEREGIN, A.D.; KOZHEVNIKOVA, A.D. (2006).Physiological role of nickel and ist
toxic effects on higher plants. Russian Journal of Plant Physiology, 53: 257-277.
SHALYGO, N.V.; KOLESNIKOVA, N.V.; VORONETSKAYA, V.V.; AVERINA, N.G.;
(1999). Effect of Mn, Fe, Co and Ni on chlorophyll accumulation and early stages of
Capítulo III
134
chlorophyll formation in greening barley seedlings. Russian Journal of Plant
Physiology, 46: 496-501.
SHANKER, A.K.; CERVANTES, C.; LOZA-TAVERA, H.; AVUDAINAYAGAM, S.
(2005). Chromium toxicity in plants. Environmet International, 31: 739-753.
SHARMA, D.C.; SHARMA, C.P.; TRIPATHI, R.D. (2003). Phytotoxic lesions of
chromium in maize. Chemosphere, 51: 63-68.
STULTS, L.W.; O´HARA, E.B.; MAIER, R.J. (1984). Nickel is a component of
Hydrogenase in Rhizobium japonicum. Journal of Bacteriology, 159: 153-158.
VAJPAYEE P, RAI UN, ALI MB, TRIPATHI RD, YADAV V, SINHA S, SINGH SN
(2001). Chromium-induced phisiological changes in Vallisneria spirallis L. and its
role in phytoremediation of tannery effluent. Bulletin of Evironmental.
Contamination andToxicology, 67: 246-56.
VAJPAYEE, P.; TRIPATHI, R.D.; RAI, U.N.; ALI, M.B.; SINGH, S.N. (2000).
Chromium (VI) accumulation reduces chlorophyll biosynthesis, nitrate reductase
activity and protein content in Nynphaea alba L. Chemosphere, 41: 1075-1082.
WINTERMANS, J.F.G.M.; MOTS, A. (1965). Spectrophotometric characteristics of
chlorophylls a and b and their pheophytins in ethanol. Biochimica et Biophysica
Acta, 109: 448-453.
ZAYED, A.; MEL LYTLE, C.; JIN-HONG, Q.; TERRY, N. (1998). Chromium
accumulation, translocation and chemical speciation in vegetable crops. Planta, 206:
293-299.
Capítulo IV
135
CAPÍTULO IV
LOCALIZAÇÃO DE NÍQUEL E MUDANÇAS ANATÔMICAS EM
RAÍZES DE MAMONA (RICINUS COMMUNIS L.)
Em mamona, como mostrado no capítulo anterior, o níquel em concentrações de
60 e 120 µM causou danos severos às plantas com reduções significativas da massa seca.
Os efeitos tóxicos do níquel podem resultar da ação direta deste na inibição da atividade
de enzimas, na alteração da estrutura celular bem como na substituição de elementos em
moléculas como a clorofila (Küpper & Kroneck, 2007) e/ou ser um dano indireto, causado
pela redução da absorção e transporte de micronutrientes essenciais como ferro (Parida et
al., 2003).
Um dos efeitos típicos da toxidez de níquel é a inibição do crescimento das raízes
laterais (Seregin et al., 2003). Esta inibição pode ser resultado tanto da inibição da divisão
celular quanto da redução da expansão celular e depende da concentração de níquel no
meio de cultivo solução (Demchenko et al., 2005). A localização de níquel na região do
periciclo, que é o local de origem das raízes laterais, tem sugerido que o níquel inibe as
divisões celulares desta área inibindo a formação de novas raízes (Seregin et al., 2003). A
concentração de níquel capaz de causar estes danos nas raízes é variável dependendo da
espécie.
Em mamona foi observado que as concentrações de 60 e 120 µM reduziram o
crescimento do sistema radical. Entretanto, até 12 dias de exposição, a inibição na
emissão de raízes laterais foi visualizada somente na concentração de 120 µM. Na
concentração de 60 µM a biomassa reduziu, porém a emissão das raízes laterais parece
não ter sido inibida. Sabe-se que o efeito dos metais pesados depende da concentração, do
tempo de exposição e do estágio de desenvolvimento da planta (Kabata-Pendias, 2000;
Peralta-Videa et al., 2004). Assim, para entender melhor, a resposta de uma espécie a
determinado elemento é necessário avaliar o efeito temporal da exposição do metal.
Na literatura não foram encontrados trabalhos avaliando a influência do níquel no
crescimento das raízes de mamona (Ricinus communis L) e a localização de níquel nos
tecidos de raízes e folhas. Por este motivo, para melhor entender o efeito do níquel na
mamona, especialmente, no crescimento radical, este trabalho foi realizado com os
Capítulo IV
136
seguintes objetivos: (i) determinar a localização de níquel nos tecidos de raízes e de
folhas; (ii) avaliar o efeito deste metal nas mudanças anatômicas e (iii) avaliar a influência
do níquel no transporte de outros nutrientes (Cu, Fe, Zn). Esta etapa do trabalho foi
desenvolvida no departamento Botânica e Evolução de Plantas na Universidade de
Bochum, e no Instituto para Ciências Analíticas (ISAS), ambos na Alemanha.
MATERIAIS E MÉTODOS
Cultivo e procedimento de coleta
O experimento foi conduzido em casa de vegetação na Universidade de Bochum,
Alemanha. A temperatura mantida durante o cultivo foi de 24 ± 3ºC e umidade relativa 70
± 4% sob condições de luz natural. As sementes (coletadas na área do depósito de cinza
em São Jerônimo) foram germinadas em areia e após 21 dias as plântulas foram
transferidas para frascos contendo um litro de solução nutritiva modificada de Hoagland
(conforme descrito no capítulo III). Após duas semanas de adaptação na solução, o níquel
foi adicionado na forma de Ni(NO
3
)
2
. 6 H
2
O nas concentrações de 0 (controle), 30 e 60
µM. Na figura 1 é possível observar o cultivo das plantas. Até 20 dias de cultivo, a
solução foi substituída a cada oito dias. A partir deste período, em função do crescimento
das plantas, a solução foi substituída a cada três dias.
As plantas, quatro de cada tratamento, foram coletadas aos 8, 16, 24 e 40 dias e
foram separadas em raiz, caule e folha. As folhas e caules foram lavados em água
destilada. A lavagem das raízes foi realizada da seguinte forma: cinco enxágües em água
destilada, 5 minutos em solução 20 mM de EDTA, e posteriormente novamente três
enxágües em água destilada. Este procedimento foi adotado para permitir a retirada do
níquel adsorvido a superfície das raízes, segundo Cosio et al. (2005).
Capítulo IV
137
Figura 1. Sistema de cultivo utilizado no experimento.
Análises
(a) Crescimento radical
Como o objetivo de monitorar o efeito do níquel no crescimento das raízes, foram
feitas medidas do crescimento das raízes. Entretanto, neste experimento não foi possível
utilizar esta variável devido ao grande volume do sistema radical da mamona. As raízes,
especialmente a pivotante e as laterais de primeira ordem, emitidas antes da exposição ao
níquel, tiveram seu crescimento alterado em função do espaço do recipiente (vaso). Por
isso, embora tenham sido feitas medidas do comprimento das raízes nos primeiros
períodos de coleta, os valores foram muito variáveis não possibilitando a análise dos
mesmos.
(b) Quantificação do conteúdo de metais pesados
Para a quantificação do conteúdo de metais (Ni, Cu, Fe e Zn), 0,2 g de material
seco foi digerido com 6 ml de uma mistura de HNO
3
:H
2
O
2
(5:1) em sistema de vasos
fechados em microondas (Anton Paar, Austria). O programa utilizado para a digestão foi
10 min de aquecimento em 800 W (temperatura máxima 200 °C), 20 min em 800 W e 20
Capítulo IV
138
min para resfriamento do sistema. As amostras digeridas foram completadas com água
Milli-Q para 50 ml e analisadas em ICP-MS - espectrofotômetro de massa com plasma
indutivamente acoplado usando curva interna de calibração com Rh (10 ng ml
-1
) com
padrão interno.
A concentração de níquel foi determinada aos 8, 16, 24 e 40 dias de exposição,
enquanto as concentrações dos outros metais (Fe, Cu, e Zn) foram determinadas somente
aos 16 dias, período que iniciaram os sintomas de toxidez. Foram utilizadas quatro plantas
por tratamento, para cada dia de coleta, determinando-se a concentração nas raízes, caule
e folhas. Cada planta foi considerada uma repetição, totalizando 48 plantas no
experimento.
(c) Localização de níquel em raízes e identificação de mudanças anatômicas
O níquel foi localizado nas raízes, utilizando-se uma solução de 1% de
dimetilglioxima em uma solução de 1,5 % de NaOH contendo 0,05 M Na
2
B4O
7
. 10 H
2
O,
pH, 9.8 conforme Seregin et al. (2003). Esta solução não destrói os tecidos e pode ser
armazenada por uma semana. Dimetilglioxima reconhece os íons de níquel com
sensitividade e seletividade. Este método permite a localização do níquel solúvel existente
na amostra pela formação de uma coloração vermelho-amarronzada, devido à
complexação do níquel com dimetilglioxima (Figura 2). Segundo Seregin et al. (2003), a
formação de uma coloração visível é possível até a concentração mínima de 0,1 mM de
níquel. O desenvolvimento da cor ocorre logo após a adição de dimetilglioxima,
mantendo-se estável por até 15 min. Depois deste período, a intensidade da coloração
diminui lentamente.
Figura 2. Complexo de níquel com dimetilglioxima (esquerda). Coloração vermelho-
amarronzada do complexo formado com a adição de uma gota de dimetilglioxima em
solução de níquel (direita).
H
3
C
C
OH
H
3
C
N
O
-
C
Ni
2+
N
CH
3
C
CH
3
N
OH
C
N
O
-
C
OH
H
3
C
N
O
-
C
Ni
2+
N
CH
3
C
CH
3
N
C
N
O
-
H
3
C
C
OH
H
3
C
N
O
-
C
Ni
2+
N
CH
3
C
CH
3
N
OH
C
N
O
-
C
OH
H
3
C
N
O
-
C
Ni
2+
N
CH
3
C
CH
3
N
C
N
O
-
Capítulo IV
139
Após 40 dias de exposição das plantas ao níquel, amostras das raízes secundárias
(2 cm a partir do ápice radical) foram coletadas. Cortes transversais a partir do ápice
foram manualmente obtidos, com auxílio de um pequeno micrótomo manual. Os
primeiros 20 cortes transversais foram colocados em lâmina de vidro e duas gotas da
solução de dimetilglioxima foram adicionadas sobre os cortes. Os cortes foram recobertos
com lamínula de vidro e analisados em microscópio óptico (Axioplan-Zeiss, Alemanha).
As fotomicrografias foram obtidas usando uma câmera digital (Color view) com auxílio
do programa Analysis-Soft Imagem System.
Para análise das mudanças anatômicas, segmentos de 0-4 cm do ápice das raízes
secundárias foram coletados aos 8, 16, 24 e 40 dias de exposição. Inicialmente foi
utilizado somente um segmento de 1 cm a partir do ápice radical. Estas amostras foram
fixadas em FAA 50, desidratadas em série isopropílica e incluídas em parafina. Uma série
seqüencial de cortes a partir do ápice foi realizada em micrótomo rotativo (Zeiss,
Alemanha). Os cortes transversais de 7µm de espessura foram corados com safranina e
astrablau e montados em lâminas semipermanentes com Entellan. A análise dos cortes e a
obtenção das fotomicrografias foram os mesmos descritos acima. As fotomicrografias de
fluorescência foram obtidas utilizando o mesmo microscópio e a mesma câmera,
entretanto com filtro G 365, FT 395 e LP 420.
(d) Localização de níquel nas folhas
Para localizar o níquel nas folhas, foi desenvolvido um novo método de análise
utilizando-se espectrômetro de massa por ionização acoplado por plasma com femto-
segundos laser ablação (ft-LA-ICPMS). A seguir são descritas, resumidamente, as
principais etapas do método, conforme o fluxograma da Figura 3. A descrição detalhada
do método é objeto de um artigo que está em preparação (Azzolini et al., em prep.).
Após a lavagem das folhas em água deionizada, uma parte de cada folha foi
retirada e deixada secando ao ar. Após a secagem foram cortadas pequenas amostras de
aproximadamente 1cm
2
. Cada amostra foi fixada com uma fita carbônica, em uma
pequena placa metálica. Esta placa foi introduzida na câmara de ablação equipada com
uma câmera de vídeo. Após o ajuste da posição desejada da folha, o pulso de laser foi
aplicado sobre a face adaxial da amostra, formando uma cratera. O pulso teve uma
duração de aproximadamente τ ≈ 120 fs, com energia de E ≈ 0,8 mJ/pulso, e comprimento
e onda de λ = 800 nm. O material ablacionado pelo laser foi conduzido por fluxo de gás
Capítulo IV
140
para o espectrômetro de massa, onde a composição do material foi determinada. A forma
e o volume da cratera feitos pelo laser foram analisados em microscópio óptico e
eletrônico de varredura.
Devido à heterogeneidade da folha, o volume e a forma de cada cratera feita pelo
laser na folha não é uniforme. Desta forma, a determinação da concentração de outro
elemento com distribuição mais homogênea na folha é necessária para possibilitar a
correção. Assumiu-se que o fósforo seria um elemento com distribuição mais homogênea
na folha e foi utilizado como elemento de correção. Para melhor avaliar a eficiência do
método, também determinou-se a concentração de magnésio. Sendo o magnésio o átomo
central da clorofila, espera-se que o magnésio tenha uma distribuição diferenciada entre
os tecidos das folhas em função da maior concentração de clorofila no parênquima
paliçádico. Foram realizados dois experimentos para a localização do níquel na folha:
• Distribuição horizontal do níquel na lamina foliar. Para este experimento foi
utilizada uma amostra de 1cm
2
. Nesta amostra foram traçadas quatro linhas e em cada
linha foram feitos 10 pontos de ablação (crateras). A profundidade média das crateras a
partir da epiderme adaxial foi 50 µm ± 10 µm. Os dados foram integrados possibilitando a
construção dos mapas de distribuição. Para melhor avaliar o método, também foi feito o
mapa de distribuição do magnésio.
• Localização do níquel nos tecidos. Neste experimento foram utilizadas duas
amostras de 1cm
2
. Foram traçados (virtualmente) nove linhas, cada linha com 10 pontos.
Nas primeiras cinco linhas, foi aplicado somente um pulso de laser em cada ponto,
atingindo a profundidade média de 50 µm a partir da epiderme adaxial. Foi possível
observar que na maioria destes pontos à epiderme e uma porção do parênquima paliçádico
foram ablacionados. Nas outras linhas foram aplicados dois pulsos consecutivos de laser
de forma a atingir os tecidos mais profundos da lâmina foliar. Nestes pontos a
profundidade média foi de 82,5 µm. Nas análises em microscópio de varredura, foi
possível observar que os pulsos atingiram a epiderme adaxial, o parênquima paliçádico e
parte do parênquima esponjoso. Calculou-se a concentração média para os pontos que
receberam um pulso e os pontos que receberam dois pulsos, em cada amostra da folha.
Capítulo IV
141
Figura 3: Na parte superior fluxograma para a determinação da localização de níquel em
folhas de R. communis com o uso de ft-LA ICP-MS. Na parte inferior, fotos dos
equipamentos utilizados para a determinação da localização de níquel na folha e da
cratera (MEV) feita pelo laser na superfície em uma folha de R. communis.
Análise dos dados
Os dados obtidos foram submetidos à análise de variância e comparação de médias
pelo teste de Tukey ao nível de 5% de probabilidade.
A
B
C
D
1
2
3
4
5
6
Amostra colada na
placa metálica
Câmara de ablação-
laser incide na amostra
ICP_MS
Transporte
de metal
ablacionado
para o ICP-
MS
A
B
C
D
1
2
3
4
5
6
Amostra colada na
placa metálica
Câmara de ablação-
laser incide na amostra
ICP_MS
Transporte
de metal
ablacionado
para o ICP-
MS
Emissão do laser
Câmara de ablação
Cratera típica na folha
ablaconada
ICP-MS
Emissão do laser
Câmara de ablação
Cratera típica na folha
ablaconada
ICP-MS
Cratera típica na folha
ablacionada
Capítulo IV
142
RESULTADOS
Fitotoxidez de níquel
Sintomas de toxidez de níquel foram visualizados tanto no sistema radical quanto
nas folhas das plantas expostas à concentração de 60 µM níquel (Figura 4 e 5). Os
sintomas foram visualizados após 16 dias de tratamento. Inicialmente intensas manchas
cloróticas foram visíveis, e após 24 dias foi possível visualizar o aparecimento de
manchas necróticas entre as nervuras (Figura 4). Nas plantas expostas a 30µM, não foi
observado o aparecimento de manchas necróticas ou cloróticas.
Figura 4. Sintomas de toxidez de níquel em folhas de Ricinus communis, após 40 de
exposição a níquel. A- controle; B- Ni 30µM; C e D- Ni 60µM.
Nas raízes, os sintomas de toxidez foram observados tanto nas plantas expostas a
30 µM como a 60 µM de níquel. Foi possível observar que o desenvolvimento das raízes,
especialmente, das raízes laterais, foi negativamente afetado pelo níquel. Na concentração
de 30 µM, as raízes laterais de terceira ordem tiveram o crescimento parcialmente
reduzido, em comparação ao controle, enquanto na concentração de 60 µM o crescimento
dessas raízes foi completamente inibido (Figura 5).
B
A
C
D
B
A
C
D
B
A
C
D
B
A
C
D
Capítulo IV
143
Figura 5. Efeitos do níquel no crescimento de raízes laterais de R. communis após 40 dias
de cultivo em solução nutritiva. Setas indicam as raízes laterais nos segmentos das raízes
secundárias.
Outro efeito observado, nas raízes das plantas expostas a 60µM de níquel, foi a
emissão de raízes acima do nível da solução nutritiva (Figura 6). Estas raízes também
tiveram o crescimento inibido quando entraram em contato com a solução nutritiva.
Figura 6. Emissão de raízes acima do nível da solução nutritiva em plantas de R.
communis expostas a 60µM de Ni. Setas indicam danos nas raízes
Segmentos de raízes laterias de primeira
ordem
Controle
Ni
-
30 µM
Ni
-
60 µM
Nível da
solução
Nível da
solução
Capítulo IV
144
Massa seca
A massa seca das plantas expostas a 60 µM de níquel foi significativamente menor
que a massa das plantas mantidas no controle (Figura 7). Até 8 dias de exposição, as
plantas expostas a níquel não mostravam diferenças visuais no crescimento em relação ao
controle (Figura 8A), e a massa seca foi semelhante entre os tratamentos (Figura 7).
Porém, a partir dos 16 dias, a massa seca das raízes e folhas das plantas expostas a 60 µM
foi significativamente menor que a massa dos demais tratamentos. A maior diferença na
massa seca entre os tratamentos foi observada aos 40 dias de exposição (Figuras 7 e 8B)
Para o caule, as diferenças significativas foram observadas somente aos 40 dias, embora a
massa das plantas expostas a 60 µM tenha sido menor que a dos demais tratamentos desde
os 16 dias (Figura 7).
Folha
Dias
Massa seca (g)
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
10,0
Controle
Ni- 30 μM
Ni- 60 μM
Raiz
Massa seca (g)
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
8
16
24
40
Caule
Massa seca (g)
0,0
1,0
2,0
3,0
8
16
24
40
a
ns
ns
ns
a
b
a
ns
ab
b
a
a
b
a
a
b
a
a
ns
ab
b
a
b
c
a
b
Dias
Total
Massa (g)
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
10,0
12,0
14,0
ns
a
ab
b
a
ab
b
b
a
a
Dias
40
8
16
24
Dias
40
8
16
24
Figura 7. Massa seca de plantas de mamona exposta a diferentes concentrações de níquel.
Médias que compartilham de mesma letra não diferem entre si pelo teste de Tukey ao
nível de 5 % de significância.ns= (não significativo). Barras= (erro padrão da média). n=
4.
Capítulo IV
145
Aos 40 dias, as plantas expostas a Ni 30 µM não apresentaram diferenças
significativas em relação ao controle. Observou-se a redução de somente (14%) da massa
seca das folhas e um aumento de 0,5 % e 5,6 % da massa seca do caule e das raízes,
respectivamente. Neste mesmo período a massa seca das folhas, caule e raízes das plantas
expostas a 60 µM de níquel foi 83, 83 e 81 %, menor em relação à massa das plantas do
controle, respectivamente. Na figura 8B observa-se o severo efeito tóxico da concentração
de 60 µM de níquel no crescimento das plantas. As plantas neste tratamento tiveram
intensa queda de folhas e pouca expansão da lâmina foliar.
Figura 8. Plantas de Ricinus communis cultivadas em solução nutritiva com adição de
níquel. (A)- 8 dias de exposição; (B) 40 dias de exposição.
Controle
Ni- 30
µ
M Ni- 60
µ
M
A
Controle Ni- 30
µ
M Ni- 60
µ
M
B
Capítulo IV
146
Concentração de níquel e outros nutrientes
A concentração de níquel nas plantas do tratamento controle foi próxima a zero e
foi significativamente menor que a concentração nas plantas expostas a níquel (Figura 9).
As plantas expostas a níquel acumularam-no especialmente nas raízes. A concentração de
níquel nas folhas e no caule das plantas expostas a níquel aumentou durante todo o
período de observação. Nas raízes, a concentração de níquel das plantas expostas a 30µM
manteve-se praticamente estável entre 16 e 24 dias. Nas plantas expostas a 60 µM,
observou-se uma redução da concentração de níquel entre 8 e 24 dias. Essa redução pode
ter sido resultado da combinação de dois fatores: (i) baixo volume de solução, devido à
freqüência de troca insuficiente da solução; (ii) aumento do transporte para a parte aérea e
menor capacidade de absorção pelas raízes. Observou-se que após 24 dias a concentração
de níquel nas raízes das plantas expostas a níquel aumentou. Neste período a troca da
solução foi realizada a cada três dias. Observou-se também que as concentrações de
níquel no caule e nas folhas das plantas expostas a níquel aumentaram durante todo o
período, o que indica que o transporte de níquel para a parte aérea foi mantido (Figura 9).
A concentração de níquel no caule das plantas expostas a níquel foi maior que a
concentração na folha. Após 40 dias de exposição, a 30 e 60 µM de níquel, a concentração
de níquel nas folhas foi de aproximadamente de 88 e 200 µg g
-1
e no caule foi de 122 e
226µg g
-1
, respectivamente. Nas plantas expostas a 30 µM, essas concentrações não
causaram danos severos às plantas.
Capítulo IV
147
Folha
X Data
0
50
100
150
200
250
300
Controle
Ni- 30 μM
Ni- 60 μM
Dias
0
200
400
600
800
Caule
Concentração de níquel (μg g
-1
)
0
50
100
150
200
250
8
16
24
40
c
b
c
b
a
a
a
b
a
b
c
a
a
c
b
a
a
a
b
a
a
b
a
b
a
a
a
b
b
c
c
b
c
b
a
a
Raiz
Figura 9. Concentração de níquel em plantas de R. communis cultivadas em solução
nutritiva com diferentes concentrações de níquel. Médias seguidas da mesma letra (entre
tratamentos) não diferem entre si pelo teste de Tukey ao nível de 5% de significância.
Barras= (desvio padrão da média). n= 4.
Para verificar a interferência do níquel na absorção e transporte de outros
nutrientes, as concentrações de ferro, de cobre e de zinco foram analisadas aos 16 dias,
período em que foram visualizados os primeiros sintomas de toxidez nas folhas (Figura
10). As plantas expostas a 60 µM de níquel apresentaram reduções do transporte de cobre
e zinco para a parte aérea. As plantas mantidas neste tratamento mostraram reduções
significativas das concentrações de Cu e Zn na parte aérea, em relação ao controle. O
ferro parece que foi acumulado nas raízes das plantas expostas a 60 µM de níquel, mas
nas folhas observou-se pouca variação em relação ao controle. A concentração foliar de
ferro das plantas expostas a 30 µM foi significativamente maior do que as concentrações
observadas nas folhas das plantas expostas a 60 µM (Figura 10).
Capítulo IV
148
Zn
controle Ni-30 Ni-60
Concentração de Zn (
μ
g g
-1
)
0
20
40
60
80
100
120
Cu
Concentração de Cu (μg g
-1
)
0
5
10
15
20
Folha
Caule
Raiz
Fe
Concentração de Fe (μg g
-1
)
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
a
a
b
a
a
b
a
ab
b
b
a
b
ab
b
a
a
ab
a
a
a
a
a
a
ab
a
ab
b
Ni
controle Ni-30 Ni-60
Concentração de Ni
(μ
g g
-1
)
0
100
200
300
400
500
a
ab
b
a
b
c
a
b
c
Figura 10. Concentrações de micronutrientes em raízes, caules e folhas de R. communis
cultivadas em solução nutritiva com diferentes concentrações de níquel. Médias seguidas
de mesma letra (entre tratamentos) não diferem entre si pelo teste de Tukey ao nível de
5% de significância. Barras = desvio padrão da média. n= 4, exceto para ferro n= 3.
Alterações anatômicas e localização de níquel em raízes de R. communis
Após 8 dias de exposição ao níquel, as raízes não mostraram sintomas visuais de
toxidez, porém alterações anatômicas foram verificadas. Neste período as plantas expostas
a 60 µM de níquel apresentaram maior espessamento da endoderme o que não foi
visualizado nos demais tratamentos, para a mesma região da raiz, dificultando então, a
localização da endoderme nos cortes (Figura 11).
Capítulo IV
149
Figura 11. Cortes transversais da região meristemática de raízes laterais primárias de
plantas de R. communis após 8 dias de exposição em diferentes tratamentos com níquel:
(A)- Controle, (B)- Ni- 30 µM e (C)- 60 µM. end= endoderme.
As raízes expostas a níquel 60 µM parecem ter apresentado metabolismo mais
acelerado, resultando em diferenciação mais rápida das células em relação às plantas
mantidas no controle ou expostas a 30 µM de níquel. Na figura 12 observa-se que as
raízes das plantas expostas a 60 µM apresentam células mais desenvolvidas
(diferenciadas) com núcleos menos aparentes. Neste tratamento, os elementos vasculares,
especialmente de xilema, mostraram-se diferenciados, enquanto que nos demais
tratamentos somente os pólos de protoxilema são visíveis. Importante salientar que os
cortes foram obtidos na mesma distância do ápice da raiz (300 µm).
end
Pólos de
protoxilema
Pólos de
protoxilema
Capítulo IV
150
Figura 12. Corte transversal de raízes laterais primárias de R. communis cultivadas
durante 8 dias em solução nutritiva com diferentes concentrações de níquel. (A)- controle;
(B)- Ni-30 µM; (C)- Ni 60 µM. ri-rizoderme; end-endoderme; x- xilema; c- córtex.
Após 40 dias de exposição aos tratamentos, foram feitas as análises para a
localização do níquel. O método utilizado permitiu a localização deste elemento nas raízes
das plantas expostas a 60 µM (Figura 13). Nas raízes das plantas expostas a 30 µM
observou-se mudança na coloração em relação ao controle; no entanto, a coloração
desenvolvida não foi intensa e foi homogênea em todo o corte, não permitindo localizar o
níquel (Figura 13 C-D). Na região intercelular das células parenquimáticas do córtex,
observou-se uma coloração mais intensa indicando maior concentração de níquel neste
espaço (Figura 13 E). Na região do cilindro central o níquel parece estar amplamente
distribuído nos tecidos vasculares. Na figura 13 F, observa-se um detalhe das células
ri
c
end
x
ri
C
Pólo de
p
rotoxilema
C
Pólo de
protoxilema
ri
Capítulo IV
151
parenquimáticas da região do córtex. É possível visualizar que o níquel está tanto no
espaço intercelular como internamente nas células.
Figura 13. Cortes transversais de raízes laterais primárias de R. communis cultivadas em
solução nutritiva durante 40 dias. Secções anatômicas, coradas com dimetilglioxima 1%.
(A-B)- controle; (C-D)- Ni-30 µM e (D-F)- Ni-60 µM. ri- rizoderme; c córtex; pc- parede
celular.
Nas plantas expostas a 60 µM de níquel, foi observado o desenvolvimento de
coloração vermelha intensa nos primórdios radiculares de raízes laterais de segunda
ordem, indicando forte acúmulo de níquel nesta região (Figura 14 B e C).
c
ri
pc
ri
c
ri
c
Capítulo IV
152
Figura 14. Cortes transversais de raízes laterais primárias de R. communis cultivadas em
solução nutritiva durante 40 dias, Secções anatômicas, coradas com dimetilglioxima 1%.
(A-C) Controle; (B-D) Ni-60 µM. pr- primórdio radical; end- endoderme.
Na figura 15, observa-se o desenvolvimento de uma raiz lateral de segunda ordem.
O níquel não interferiu na emissão da raiz, mas esta tem seu crescimento paralisado, como
mostrado na figura 5. Observa-se o acúmulo de níquel no ápice do primórdio da raiz.
Observa-se também a concentração de níquel na rizoderme e na endoderme.
pr
pr
pr
pr
pr
pr
end
pr
pr
end
Capítulo IV
153
Figura 15. Corte transversal de raiz lateral de primeira ordem de R. communis, exposta a
60 µM de níquel, mostrando a distribuição do níquel em todos os tecidos e no primórdio
de uma raiz lateral de segunda ordem. ri- rizoderme; end- endoderme; pr - primórdio
radical.
A análise de localização de níquel nas folhas mostrou que o mesmo está presente
em todos os tecidos da folha. Na figura 16, observa-se que o níquel ocorreu independente
da profundidade da folha, ou seja, o níquel pode ser encontrado na epiderme, e nos tecidos
do mesofilo. Comparativamente, o Mg mostrou uma tendência de redução da
concentração em função da profundidade da folha (Figura 16). O que era de certa forma
esperado, já que grande parte dos cloroplastos, logo, da clorofila é localizada no
parênquima paliçádico em relação ao parênquima esponjoso.
pr
ri
end
Capítulo IV
154
Concentração de Ni (
μ
g g
-1
)
Concentração de Mg (μg g
-1
)
Profundiade da lâmina foliar (μm)
Profundiade da lâmina foliar (μm)
a1
a2
Figura 16. Distribuição de níquel e magnésio em diferentes tecidos foliares de R.
communis obtida por ft- LA ICP-MS. Valores médios obtidos em duas amostras (a1 e a2)
com diferente seqüência de ablação com laser a partir da face adaxial da lâmina foliar.
Considerando a distribuição horizontal do níquel na lâmina foliar, observou-se que
a distribuição do níquel é heterogênea (Figura 17) na folha. Não foi possível estabelecer
uma relação entre os pontos de maior concentração de níquel com alguma característica
da folha. A hipótese de que nas áreas necrosadas haveria maior concentração de níquel
não foi confirmada pela análise. Observa-se que na linha três os pontos 3 e 4 estão
localizados em uma área necrosada da folha, porém o gráfico mostra uma elevada
concentração de níquel somente no ponto 3 (Figura 17). Outro ponto com elevada
concentração de níquel foi o ponto o 8 da linha 4. Este ponto está localizado próximo à
nervura central, mas o ponto 9 está localizado sobre a nervura e não apresenta uma
concentração elevada (Figura 17). É possível que diferentes fatores determinem a
concentração de níquel em alguns pontos na folha. Neste experimento não foi possível
estabelecer algum fator que determina ou está associado com concentrações mais elevadas
de níquel em determinado local na folha.
Profundidade da lâmina foliar (µm) Profundidade da lâmina foliar (µm)
Capítulo IV
155
Concentração de magnésio (μg g
-1
)
Concentração de níquel (μg g
-1
)
Linha
Linha
Pontos
Pontos
1
2
3
4
1
2
3
45
6
78
9
10
Figura 17. Distribuição horizontal (superfície adaxial) de níquel e magnésio em folhas de
R. communis cultivadas em 60µM durante 40 dias.
DISCUSSÃO
O aumento do tempo de exposição não causou danos severos às plantas expostas a
30 µM de níquel, não apresentando diferenças significativas de massa seca em relação ao
controle, aos 40 dias de exposição. Por isso considerou-se que esta concentração não é
fitotóxica para R. communis, confirmando os dados observados no capítulo III.
Comparativamente, plantas de Lactuca sativa L (Heikal et al., 1989) e Phaseolus vulgaris
L. (Piccini & Malavolta, 1992) tiveram perdas semelhantes de massa quando expostas a
concentrações menores de níquel, 10 µM e 17 µM, respectivamente. Por outro lado, a
concentração de 60 µM de níquel causou danos severos às plantas. Estes danos se
intensificaram com o aumento do tempo de exposição das plantas ao níquel. Observou-se
que, embora tenha ocorrido redução na concentração de níquel nas raízes, entre 8 e 24
dias nas plantas expostas a 60 µM de níquel, a concentração no caule e nas folhas
continuou aumentando e os sintomas de toxidez foram mais intensos. O que mostra que
aumento da concentração de níquel na parte aérea é determinante para o aumento do
efeito tóxico nas plantas
Capítulo IV
156
O efeito tóxico do níquel levou a reduções significativas da massa seca das
plantas. Porém, no capítulo III mostramos que a exposição da mamona a 60 µM de níquel
causou uma redução de 58 % na massa seca após 12 dias de exposição. No presente
experimento, até os 16 dias as perdas foram menores (37%). Isto possivelmente ocorreu
porque no primeiro trabalho as temperaturas foram mais elevadas (acima de 27 ºC) que as
utilizadas no presente experimento, resultando em um metabolismo mais acelerado com
maior absorção em menor tempo de exposição e, conseqüentemente, maior dano à planta.
Em Avena sativa, Aschmann & Zasoski (1987) verificaram que a máxima absorção de
níquel em função da temperatura ocorre entre 23 e 30 ºC. Segundo os autores, a absorção
metabólica de níquel é maior que a absorção passiva; portanto, alterações no metabolismo
modificam a quantidade de metal absorvida.
As reduções no crescimento da parte aérea das plantas associada com a toxidez de
níquel são geralmente sugeridas como efeito direto e indireto do níquel (Kopittke et al.,
2007). A deficiência de micronutrientes, especialmente de ferro, induzida pelo excesso de
níquel tem sido observada por outros autores em diferentes espécies (Parida et al., 2003;
Rahman et al., 2005; Kopittke et al., 2007). No presente estudo foram observadas
concentrações limitantes de cobre, zinco e ferro nas folhas de R. communis expostas a
níquel. Na figura 10, observou-se que, nas plantas expostas a 30 e 60 µM, a concentração
de cobre foi inferior a 5 µg g
-1
, a qual é considerada limitante (Kabata-Pendias, 2000). O
cobre participa de inúmeras reações importantes; por exemplo, no transporte de elétrons
durante a fase fotoquímica da fotossíntese e na respiração mitocondrial. Atua também
como co-fator de muitas enzimas, por exemplo, Cu/Zn superóxido dismutase (SOD),
citocromo c oxidase e polifenol oxidase (Marschner, 1995).
Quanto ao zinco, a concentração nas folhas (25,7 µg g
-1
) das plantas expostas a 60
µM de níquel não é considera limitante. Porém, esta concentração foi inferior à observada
nas plantas mantidas no controle. O zinco é constituinte de várias enzimas, por exemplo,
anidrase carbônica, e é requerido como co-fator de várias enzimas. As plantas de R.
communis expostas a 60 µM de níquel também tiveram concentração foliar de ferro
considerada limitante (75,1 µg g
-1
). O ferro é componente de importantes enzimas
envolvidas em reações redox, além de ser requerido para a síntese de proteínas ligadas a
biossíntese de clorofila (Marschner, 1995). Embora deficiente nas folhas, a concentração
de ferro nas raízes foi crescente com o aumento de níquel em solução, indicando que o
transporte para a parte aérea foi reduzido. Resultados semelhantes são reportados por
Piccini & Malavolta (1992) e Kopittke et al. (2007). Assim, a toxidez do níquel em
Capítulo IV
157
mamona está associada à deficiência induzida desses micronutrientes, especialmente na
parte aérea. Segundo Mihucz et al. (2001) a inibição do níquel na absorção e transporte de
outros nutrientes deve ser devido à competição do níquel tanto por locais de ligação em
proteínas transportadoras quanto por proteínas transportadoras. Porém, pouco se sabe a
respeito destes mecanismos, já que até o momento não são conhecidos transportadores
específicos de níquel.
Embora as plantas de R. communis tenham sofrido severos danos quando expostas
à maior concentração de níquel (60 µM), as plantas mostraram modificações que estão
associadas à exclusão do transporte de íons para a parte aérea. As plantas expostas a 60
µM de níquel tiveram aumento do espessamento das paredes da endoderme já aos oito
dias de exposição (Figura 11 C). O maior espessamento da endoderme em R. communis
também foi verificada em plantas cultivadas em solução com 100 mM de NaCl (Schreiber
et al., 2005). Os autores verificaram intensa deposição de suberina na endoderme das
raízes. No mesmo experimento, plantas de R. communis cultivadas em solução com
deficiência de nitrogênio mostraram pouca deposição de suberina na endoderme. Segundo
os autores, a maior ou menor deposição de suberina é uma estratégia eficiente para o
controle do transporte apoplástico de íons.
A função da endoderme como uma barreira ao transporte apoplástico é resultado
da deposição de diferentes materiais na parede celular destas células. Dependendo das
características da deposição de materiais na parede celular, a endoderme pode apresentar-
se em três estados: estado I- quando as células apresentam deposição de suberina e/ou
lignina nas paredes anticlinais formando uma faixa chamada de estria de Caspary; estado
II- quando uma camada de suberina é depositada na parede primária da parede celular; e
estado III- quando uma camada espessa de celulose é depositada entre a lamela de
suberina e a membrana plasmática, ocorrendo ainda lignificação. O espessamento
freqüentemente apresenta o formato de “U” (Esau, 1965).
Nas plantas expostas a 60 µM de níquel a endoderme parece apresentar-se em
estado III. Diferentemente, Zeier et al. (1999) e Schreiber et al. (2005) observaram a
endoderme em estado II em R. communis. Estes autores verificaram que a suberina foi o
material predominante na composição da parede celular das células endodérmicas. Em
Allium cepa e Iris germanica com espessamento em estado III, as paredes celulares foram
basicamente compostas por deposição de celulose lignificada sem deposição de suberina
(Zeier et al., 1999).
Capítulo IV
158
Embora seja conhecido que fatores ambientais podem levar ao maior
espessamento da parede das células endodérmicas, os mecanismos pelos quais isto ocorre
não são conhecidos. Trabalhos têm verificado que o níquel promove a síntese de lignina.
Pandolfi et al. (1992), Diaz et al. (2001) e Gajewska et al. (2006) mostraram que
concentrações tóxicas de níquel induzem a atividade extracelular de enzimas peroxidases
que atuam na produção de compostos fenólicos, dentre eles a lignina. O aumento da
síntese de lignina é indicado por estes autores como um mecanismo que serve para reduzir
a permeabilidade das células das raízes. Recentemente, Mesjasz-Przybylowicz et al.
(2007) sugeriram que plantas não hiperacumuladoras de níquel apresentaram composição
diferente das estrias de Caspary em relação às plantas hiperacumuladoras e por isso, as
primeiras seriam mais eficientes na exclusão do metal. No presente trabalho é possível
que o níquel tenha induzido a síntese de lignina e, que esta tenha contribuído para o
espessamento da endoderme. Porém, novos estudos são necessários para esclarecer estes
mecanismos.
Segundo Barceló & Poschenrieder (2004), o aumento da suberização e da
lignificação é uma das principais mudanças estruturais que diversos metais pesados
causam no sistema radicular. Em raízes de milho, Degenhardt & Gimmler (2000) também
verificaram mudanças no espessamento das células da rizoderme, da exoderme e da
endoderme de plantas cultivadas em solo com adição de lodo de esgoto. No presente
experimento, o espessamento da endoderme foi insuficiente para evitar o transporte de
níquel para a parte aérea, porque com o maior tempo de exposição, as células tiveram
danos estruturais. A concentração de níquel na parte aérea das plantas expostas a níquel,
aumentou durante todo o período causando severos danos às mesmas. Porém, os efeitos
poderiam ter sido mais drásticos se não tivesse ocorrido o espessamento da endoderme.
As análises de distribuição do níquel mostraram que nas raízes, após 40 dias de
exposição a 60 µM o níquel estava presente em todos os tecidos. O níquel foi encontrado
tanto no apoplasto quanto no simplasto. Porém, não foi possível identificar se a
concentração apoplástica foi maior que a protoplasmática. Dados semelhantes foram
obtidos por Seregin et al. (2003) em plântulas de milho. Estes autores observaram que
após dois dias de exposição das plantas a 15, 30 e 35 µM de níquel, o mesmo foi
encontrado em todos os tecidos da raiz. Porém, estes autores verificaram maior
concentração de níquel protoplástico. Em mamona, a ampla distribuição de níquel nos
tecidos das raízes mostra que os mecanismos de exclusão do níquel da parte aérea não são
eficientes.
Capítulo IV
159
A alta mobilidade do níquel nas raízes também parece contribuir para a inibição
do crescimento das raízes laterais. Segundo Seregin et al. (2003) a alta concentração de
níquel na endoderme e nas células do periciclo é a causa da redução e/ou inibição da
emissão das raízes laterais. Em mamona, também foi possível observar a presença de
níquel nestes tecidos. Além disso, de forma inédita, observou-se o acúmulo de níquel nos
primórdios das raízes laterais (Figura 14). Embora não seja possível afirmar o motivo para
a maior concentração de níquel nesta região, nossa hipótese é de que as células desta
região estão em intenso metabolismo e demandam mais recursos energéticos. Portanto,
estas células funcionariam como dreno, favorecendo o deslocamento do níquel e de outros
elementos nutricionais para esta região. Em mamona acredita-se que a presença de níquel
na região meristemática (ápice) das raízes laterais seja a causa da paralisação do
crescimento destas raízes. Na figura 15 observa-se que, embora o níquel esteja
concentrado no ápice, a formação da raiz lateral não foi inibida. Porém, na figura 5
observa-se que as raízes terciárias não se desenvolveram além desta fase. Demchenko et
al. (2005) observaram que o níquel não influencia o processo que leva as células do
periciclo a reassumir os ciclos mitóticos para a formação das raízes laterais. A hipótese de
que o acúmulo de níquel no ápice dos primórdios radiculares foi uma das causas
principais que levou à inibição do crescimento das raízes laterais é reforçada pela
observação de que a mamona emitiu raízes laterais acima do nível da solução (Figura 6).
Estas raízes, porém, tiveram o crescimento paralisado quando entraram em contato com a
solução. A emissão de raízes acima do nível da solução também foi observada em Vigna
unguiculata L. (Kopittke et al., 2007).
O níquel pode inibir tanto a divisão celular quanto a expansão celular. Em
plântulas de Triticum aestivum expostas a 100 µM de níquel (Demchenko et al., 2005), a
redução no crescimento das raízes foi devido à diminuição na taxa relativa de expansão
das células e à inibição do crescimento celular na direção acrópeta. As células da
endoderme do periciclo e de outros tecidos do cilindro central mantiveram a capacidade
de divisão, enquanto que na região meristemática ocorreu inibição da divisão celular na
direção acrópeta. A diferenciação das células do metafloema e do xilema, bem como a
formação dos primórdios das raízes laterais, foram iniciadas mais próximas ao ápice da
raiz (Demchenko et al., 2005). Em mamona, também foi observado que a diferenciação
do xilema ocorreu mais próxima ao ápice da raiz em relação às plantas controle e as
expostas a 30 µM (Figura 12). Isto sugere que o níquel induz ao envelhecimento precoce
dos tecidos.
Capítulo IV
160
Nas folhas o níquel também parece estar distribuído em todos os tecidos. Análise
por espectrômetro de massa por ionização acoplado por plasma com femto-segundos laser
ablação (ft-LA-ICPMS) mostrou que em folhas de R. communis o níquel esta presente
tanto na epiderme quanto no mesofilo (Figura 15). Possivelmente, a presença do níquel no
mesofilo causou danos diretos no processo fotossintético, síntese de pigmentos e danos
estruturais nas células, levando aos sintomas de toxidez observados nas folhas. A
distribuição do níquel nas folhas de R. communis é bem diferente da observada em plantas
hiperacumuladoras de níquel. Em folhas da espécie hiperacumuladora de Thlaspi
goesingense, o níquel foi acumulado no vacúolo das células da epiderme (Küpper et al.,
2001). Esta é uma forma eficiente, segundo os autores, de evitar que o níquel cause danos
ao aparato fotossintético.
Considerando a distribuição horizontal do níquel na superfície adaxial da folha,
observou-se que o níquel apresenta uma distribuição heterogênea (Figura 16). Alguns
pontos na folha possuem elevadas concentrações de níquel. Não foi possível estabelecer
nenhuma relação da presença de elevada concentração de níquel nestes pontos com
alguma característica anatômica da planta. A distribuição de magnésio foi mais
homogênea do que a do níquel.
Muitos dos trabalhos com níquel estão voltados à resposta de plantas a elevadas
concentrações deste metal, já que o maior número de plantas hiperacumuladoras são
conhecidas para níquel (Seregin & Kozhevnikova, 2006). Um menor número de trabalhos
é concentrado nas respostas de plantas às concentrações moderadas de níquel e no
entendimento dos mecanismos de toxidez. Este trabalho contribui para esclarecer as
respostas da espécie R. communis ao níquel e mostra de forma inédita que a inibição do
crescimento das raízes laterais esta associada à elevada concentração de níquel na região
meristemática, bem como, pela primeira vez, foi demonstrado o potencial de uso do ft-
LA-ICPMS para a determinação de metais pesados em plantas.
Capítulo IV
161
CONCLUSÕES
Após 40 dias de exposição a 30 µM de níquel as plantas não apresentaram
reduções significativas da massa seca em relação ao controle, o que permite considerar
que esta concentração não é tóxica a mamona, o mesmo não podendo ser dito para
concentrações de 60 µM de níquel.
Os dados obtidos neste capítulo permitem concluir que a mamona responde ao
aumento da concentração de níquel na solução com o aumento do espessamento das
paredes da endoderme. Esse espessamento é uma forma da planta restringir o transporte
de metal para a parte aérea. Porém, possivelmente, o níquel causa dano à estrutura celular,
o que leva à perda da capacidade de restrição de transporte e a concentração de níquel na
folha aumenta. Os danos são severos na folha porque o níquel é amplamente distribuído
nos tecidos fotossintéticos. A ampla distribuição do níquel nos tecidos radicais e,
especialmente, o acúmulo na região meristemáticas das raízes em formação levam à
inibição do crescimento das raízes laterais. Mas a capacidade das células do periciclo em
reassumir as divisões celulares parece não ser afetada pelo níquel e a formação das raízes
é mantida, porém estas não se desenvolvem, possivelmente porque o níquel é acumulado
na região meristemática destas raízes.
A deficiência induzida de ferro e cobre nas plantas expostas a 60 µM permitem
concluir que a toxidez do níquel é resultado da ação direta e indireta do níquel na planta,
confirmando os dados obtidos no capítulo II.
Análise por espectrômetro de massa por ionização acoplado por plasma com
femto-segundos laser ablação (ft-LA-ICPMS) mostrou ser uma técnica eficiente para a
determinação da concentração de metais em plantas. Quanto à localização do metal em
tecidos vegetais a técnica se mostra promissora. Porém, melhorias deverão ser feitas para
aumentar a resolução espacial do equipamento para a localização com maior precisão os
elementos de interesse.
Capítulo IV
162
REFERÊNCIAS BILIOGRÁFICAS
ASCHMANN, S.G.; ZASOSKI, R.J. (1987). Nickel and Rubidium uptake by whole Oat
Plants in solution culture. Physiologie Plantarum, 71: 191-196.
AZZOLINI, M.; GUREVICH, L.; POLATAJKO, A.; PORTO, M.L.P.; STÜETZEL, T.;
HERGENRÖDER, R. ( em prep.). Measurement of nickel distribution in leaves of
Ricinus communis L. by means of femto-second LA-ICP-MS.
BARCELÓ, J.; POSCHENRIEDER, C.H. (2004). Structural and ultrastructural changes
in heavy metal exposed plants. PRASAD, M.N.V.; HAGEMEYER, J. (eds). Heavy
metal stress in plants: From biomolecules to ecosystem. Berlin: Springer-Verlang.
p.223-247.
COSIO, C.; SANTIS, L.; FREY, B.; DIALLO, S.; KELLER, C. (2001). Distribution of
cadmium in leaves of Thlaspi caerulescens. Journal of Experimental Botany, 56:
765-775.
DIAZ, J.; BERNAL, A.; POMAR, F. MERINO, F. (2001). Induction of shikimate
dehydrogenase and peroxidase in pepper (Capsicum annum L.) seedlings in response
to copper stress and its relation to lignification. Plant Science. 161: 179-188.
DEMCHENKO, N.P.; KALIMOVA, I.B.; DEMECHENKO, K.N. (2005). Effect of
nickel on growth, proliferation, and differentitation of root cells in Triticum aestivum
Seedlings. Russian Journal of Plant Physiology, 52: 220-228.
ESAU, K.(1965). Plant Anatomy. 2 ed.Singapore: Toppan Company LTD.767p.
GAJEWSKA, E.; SKLODOWSKA, M.; SLABA, M.; MAZUR, J. (2006). Effect of
nickel on antioxidative enzyme activities proline and chlorophyll contents in wheat
shoots. Biologia Plantarum, 50: 653-659.
HEIKAL, M.M.D.; BERRY, W.L.; WALLACE, A.; HERMAN, D. (1989). Alleviation of
nickel toxicity by calcium salinity. Soil Science, 147: 413-415.
KABATA – PENDIAS, A. (2000). Trace elements in soils and plants. 3ed. Boca Raton:
CRC Press. 413p.
KOPITTKE, P.M.; ASHER, C.J. (2007). Toxic effects of Ni
2+
on growth of cowpea
(Vigna unguiculata). Plant and Soil, 292: 283-289.
KÜPPER, H.; KRONECK, P.M.H. (2007). Nickel in the environment and its role in the
metabolism of plants and cyanobacteria. In: SIGEL, A.; SIGEL, H.; SIGEL, R.K.
(eds). Metal Ions in Life Sciences. New York: John Wiley & Sons, Ltd. v.2, p.31-
62.
KÜPPER, H.; LOMBI, E.; ZHAO, F.J.; WIESHAMMER, G.; MCGRATH, S.P. (2001).
Cellular compartimentation of nickel in the hyperaccumulators Alyssum lesbiacum,
Alyssum bertolonii and Thlaspi goesingense. Journal of Experimental Botany, 52:
2291-2300
Capítulo IV
163
MARSCHNER, H. (1995). Mineral nutrition of higher plants. 2ed. London: Academic
Press.
MESJASZ-PRZYBYLOWICZ, J.; BARNABAS, A.; PRZYBYLOWICZ, W. (2007).
Comparison of cytology and distribution of nickel in roots of Ni-Hyperaccumulating
and non-hyperaccumulating genotypes of Senecio coronatus. Plant and Soil, 293:
61-78.
MIHUCZ, V.G.; TATÁR, E.; VARGA, A.; ZÁRAY,G.; CSEH, E. (2001). Application of
total-reflection X-ray fluorescence spectrometry and high-performance liquid
chromatography for the chemical characterization of xylem saps of nickel
contaminated cucumber plants. Spectrochimica Acta, Part B, 56: 2235-2246.
PANDOLFINI. T.; GABBRIELLI, R.; COMPARINI, C. (1992). Nickel toxicity and
peroxidase activity in seedlings of Triticum aestivum L. Plant, Cell and
Environmment, 15: 719-725.
PARIDA, B.K.; CHIBBA, I.M.; NAYYAR, V.K. (2003). Influence of nickel-
contaminated soils on fenugreeek (Trigonella corniculata L.) growth and mineral
composition. Science Horticultural, 98: 113-119.
PERALTA-VIDEA, J.R.; ROSA, G.; CONZALEZ, J.H.; GARDEA-TORRESDEY, J.L.
(2004). Effects of the growth stage on the heavy metal tolerance of alfalfa plants.
Advances in Environmental Research, 8: 679-685.
PICCINI, D.F.; MALAVOLTA, E. (1992). Effect of nickel on two bean cultivars.
Journal Plant Nutrition, 15: 2343-2350.
RAHMAN, H.; SABREEN, S.; ALAM, S.; KAWAI, S.(2005). Effects of nickel on
growth and composition of metal micronutrients in Barley plants grown in nutrient
solution.Journal of Plant Nutrition. 28: 393-404.
SCHREIBER, L.; FRANKE, R.; HARTMANN, F. (2005). Effects of NO
3
deficiency and
NaCl stress on suberin deposition in rhizo- and hypodermal (RHCW) and endodermal
cell walls (ECW) of castor bean (Ricinus communis L.) roots. Plant and Soil, 269:
333- 339.
SEREGIN, I.V.; KOZHEVNIKOVA, A.D. (2006). Physiological role of nickel an its
toxic effects on higher plants. Russian Journal of Plant Physiology, 53: 257-277.
SEREGIN, I.V.; KOZHEVNIKOVA, A.D.; KAZYUMINA, E.M.; IVANOV, V.B.
(2003). Nickel toxicity and distribution in Maize roots. Russian Journal of Plant
Physiology, 50: 711-718.
ZEIER, J.; GOLI, A.; YOKOYAMA, M.; KARAHARA, I.; SCHREIBER, L. (1999).
Strucutre and chemical composition of endodermal an rhizodermal/hypodermal walls
of several species. Plant, Cell and Environment, 22: 271-279.
Considerações Finais
164
CONSIDERAÇÕES FINAIS
A comunidade vegetal que se estabeleceu espontaneamente na área do depósito de
cinza de carvão proporcionou rápida cobertura da área e permitiu o avanço da sucessão
vegetal e, portanto, pode ser considerada como um bom modelo para iniciar a revegetação
de áreas de depósito de cinza que vise à restauração ecológica. As diferenças químicas no
substrato, observadas entre as áreas do depósito possivelmente foi resultado da
contribuição do avanço da vegetação nestas áreas. Porém, este processo de melhoria da
qualidade do substrato é lento e, possivelmente, por este motivo, não foi possível verificar
claras tendências para os elementos estudados entre as áreas do depósito. Sabe-se que a
vegetação contribui não só com a adição de matéria orgânica, que é fundamental para a
melhoria química e física do substrato, mas é fundamental também para: (i) a redução do
escoamento superficial, (ii) controle da temperatura da cinza e (iii) para o aumento da
complexidade do sistema, devido às condições que oferece para a entrada de insetos e
animais na área.
Dentro do processo de sucessão da comunidade estudada, a mamona mostrou ser
uma espécie importante, pois é uma espécie arbustiva de rápido crescimento, contribuindo
assim, para o rápido recobrimento da área. A queda constante das folhas possivelmente
promove a reciclagem mais rápida de nutrientes e aumenta o conteúdo de matéria
orgânica no solo. A elevada capacidade da espécie em ocorrer em faixas amplas de
variações químicas do solo, como mostraram as análises de afinidade de ocorrência (cap.
I), permite que a espécie ocorra em condições que não são favoráveis a outras espécies.
Além disso, o rápido crescimento e o porte arbustivo são características importantes
dentro do processo de sucessão da comunidade, porque promovem o controle do
crescimento de gramíneas como Cynodon dactlyon. As gramíneas são fundamentais no
início da revegetação porque proporcionam a cobertura das cinzas. Porém, o crescimento
das mesmas precisa ser controlado para que não ocorra uma predominância permanente
destas espécies na área, o que impediria a sucessão vegetal (arbustivas- arbóreas)
Os resultados do capítulo II mostraram que em condições controladas o
crescimento da mamona é severamente reduzido pela cinza, devido à falta de
macronutrientes disponíveis. Isto afeta todo o metabolismo da planta levando a reduções
significativas da fotossíntese. As concentrações dos metais pesados, níquel, chumbo,
cobre e cromo presente nas cinzas não foram tóxicas para R. communis, porém as cinzas
Considerações Finais
165
causam o aumento da concentração destes elementos na mamona em relação às plantas
cultivadas em solo. Diferente do esperado, a mamona, embora, apresente acúmulo de
níquel especialmente nas raízes, não pode ser considerada hiperacumuladora, porque em
concentrações foliares acima de 68 µg g
-1
as plantas apresentam sintomas severos de
toxidez que levam a uma redução superior a 50% da massa seca. Em relação ao cromo, o
baixo índice de transporte apresentado pela mamona não levou a aumentos significativos
deste elemento na parte aérea e, para as concentrações entre 10 e 90 µM, a mamona não
apresentou sintomas de toxidez.
Os resultados dos capítulos III e IV permitem concluir que o níquel interfere no
processo fotossintético, causando danos nos pigmentos fotossintéticos, levando à perda da
capacidade de captação e/ou transferência de energia para o centro de reação do
fotossistema II. Os danos nos pigmentos fotossintéticos são causados tanto pela
interferência do níquel no processo de transporte de elementos essenciais para a parte
aérea, como ferro e cobre, quanto pelo efeito direto do níquel nestes pigmentos e
possivelmente na desestabilização das membranas, já que o níquel foi encontrado no
mesofilo foliar. O níquel em concentrações fitotóxicas acumula-se na região
meristemática das raízes laterais e, por este motivo possivelmente causa paralisação das
divisões celulares causando a inibição do crescimento das raízes.
As respostas de R. communis a níquel e a cromo sugerem que a espécie poderá
atuar como fitoestabilizadora em locais onde as concentrações destes metais não sejam
elevadas. Portanto, em áreas com cinza de carvão a mamona poderá ser utilizada
promover a fixação destes elementos, evitando a saída dos mesmos por lixiviação, já que
as concentrações de níquel e cromo na cinza não ultrapassam os limites fitotóxicos para a
mamona.
Este trabalho procurou demonstrar que as observações de sistemas naturais podem
servir de excelentes modelos para a formação de uma vegetação em áreas severamente
degradadas, onde é necessária a implantação da vegetação, já que esta é completamente
removida dos locais de depósito. Associado a isto, os estudos em condições controladas
permitem identificar a função de determinada espécie dentro do sistema. No caso da
mamona ficou claro que esta apresenta características importantes para sistemas de
revegetação em função das características de crescimento e potencial de ocorrência em
áreas com diferentes condições químicas. Embora não tenha apresentado capacidade de
hiperacumulação dos metais pesados estudados, ela mostrou ser capaz de concentrar
metais nas raízes, o que poderia contribuir para a fixação destes nas áreas. A rusticidade
Considerações Finais
166
da espécie, que é um aspecto importante para a revegetação, possivelmente é resultado da
suas características genéticas: (i) que levam a alterações rápidas de estruturas, como foi
observado no espessamento da endoderme; (ii) capacidade de neutralizar efeitos de
fatores de estresse, por exemplo, via sistemas antioxidantes eficientes. Além disso, deve
estar relacionado com possíveis associações com micorrizas. A falta de associação com
micorrizas poderia ser uma das explicações que levaram à redução severa do crescimento
da mamona quando esta foi cultivada em cinza em casa de vegetação.
Considerando os grandes incentivos que a atividade carbonífera vem recebendo
recentemente, que levarão em um curto prazo a instalação de novas termelétricas no sul
do Brasil, é incontestável que muitos esforços deverão ser feitos para evitar que esta fonte
de energia seja responsável pela contaminação e degradação de extensas áreas. Acredita-
se que a implantação de sistemas de revegetação, que sigam princípios mais ecológicos e
não puramente técnicos, sejam fundamentais para que as áreas de depósito de cinza e de
rejeito não se tornem apenas áreas de florestamento, que não cumprem a função de
restauração do ambiente.
Referências Bibliográficas
167
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ABREU, S.F. (1973). Recursos minerais no Brasil. São Paulo: Edgar Blücher 2.v. 324p.
ADRIANO, D.C.; PAGE, A.L.; ELSEEWI, A.A.; CHANG, A.C.; STRUGHAN, I. (1980).
Utilization and disposal of fly ash and other coal residues in terrestrial ecosystems: a
review. Journal of Environmental Quality, 9: 333-334.
ADRIANO, D.C. (2001). Trace elements in terrestrial environments: biogeochemistry,
bioavailability and risks of metals. 2º.ed. New York: Spinger –Verlag. 886p.
AKERS, D.; DOSPOY, R. (1994). Role of coal in control of air toxics. Fuel processing
Technology. v. 39:73-86.
ALKORTA, I.; HERNÁNDEZ-ALLICA, J.; BECERRIL, J.M.; AMEZAGA, I.; ALBIZU,
I.; GARBISU, C. (2004). Recent findings on the phytoremediation of soils
contaminated with environmentally toxic heavy metals and metalloids such as zinc,
cadmium, lead and arsenic. Review Environment Science Biotechnology, 3: 71-90.
ALLOWAY, B.J.; AYRES, D.C. (1996). Schadstoffe in der Umwelt. Berlim: Spektrum
Akademischer Verlag.382p.
ALLOWAY, B.J. (1995). Heavy metal in soils. 2º. ed. Glasgow: Blackie A&P. 368p.
AMAZARRAY, M.T.M.R. (1985). Medida enzimática para a avaliação indireta de metais
pesados. 6º Simpósio de Ecologia. Porto Alegre. p.9.
AGÊNCIA NACIONAL DE ENERGIA E ELETRICIDADE, ANEEL. (2003). Atlas de
energia elétrica 2º ed. p. 119-126.
ASSOCIAÇÃO BRASILIERA DE NORMAS TÉCNICAS - ABNT. (1987a). Resíduos
sólidos; classificação: NBR 10004. Rio de Janeiro. 63p.
- (1987b). Lixiviação de resíduos: NBR 10005. Rio de Janeiro. 10p.
-(1987c). Solubilização de resíduos: NBR 10006. Rio de Janeiro. 2p.
BAKER, A.J.M. (1981). Accumulators and excluders-strategies in the response of plants to
heavy metals. Journal of Plant Nutrition, 3: 643-654.
BARCELÓ, J.; POSCHENRIEDER, C.H. (1990). Plant water relations as affected by
metal stress: a review. Journal of Plant Nutrition, 13: 1-37.
BARCELÓ, J.; POSCHENRIEDER, C.H. (2004). Structural and Ultrastructural changes in
heavy metal exposed plants. In: PRASAD M.N.V. 2º.ed.. Heavy metal stress in
plants: from biomolecules to ecosystems,. Indian:Springer-Verlang. p. 223-241.
Referências Bibliográficas
168
BENITO, Y.; RUIZ, M.; COSMEN, P.; MERINO, J.L. (2001). Study of leaches obtained
from the disposal of fly ash from PFBC and AFBC processes. Journal of Chemical
Engineering, 84: 167- 171.
BINOTTO, R.B.; TEIXEIRA E.C.; SÁNCHEZ, J.C.D.; NAMMI, A.S., FERNANDES,
I.D.; MIGLIAVACA, D.M. (1999). Avaliação ambiental da Região do Baixo Jacuí:
localização, descrição e caracterização dos resíduos provenientes das atividades de
processamento de carvão. Porto Alegre: FEPAM/CIENTEC. 40p.
BLAYLOCK, M.J.; SALT, D.E.; DUSHENKOV, S.; ZAKHAROVA, O.; GUSMAN, C.;
KAPULNIK, Y.; ENSLEY, B.D.; RASKIN, I. (1997). Enhanced accumulation of Pb in
Indian mustard by soil-applied chelating agents. Environmental Science and
Technology, 31: 860-865.
BRADSHAW, A.D. (1984). Ecological principles and land reclamation practice.
Landscape Planning, 11: 35-48.
BROWN, S. LUGO, A.E. (1994). Rehabilittin of tropical lands: a key to sustaining
development. Restoration Ecology, 2: 97-111.
BROOKS, R.R. LEE, J.; REEVES, R.D.; JAFFRÉ, T. (1977). Detection of nickeliferous
rocks by analysis of herbarium specimens of indicator plants. Journal of Geochemical
Exploration, 7: 49-77.
BROOKS, R.R. (1998). Geobotany and hyperaccumulators. In:BROOKS, R.R. (ed).
Plants that hyperaccumulate heavy metals, their role in phytoremediation,
microbiology, archeology, mineral exploration and phytomining. Cambridge: CAB
International. p. 55-94.
BUGIN, A. (2002). Introdução à recuperação de áreas degradadas. In: Teixeira, E.C.;
Pires, M.J.R. Meio ambiente e carvão: Impactos da exploração e utilização.
Cadernos de Planejamento e gestão Ambiental. Porto Alegre: Fundação Estadual de
Proteção Ambiental – FEPAM. n.2, p 93-98.
CALLAHAN, D.L.; BAKER, A.J.M.; KOLEV, S.D.; WEDD, A.G. (2006). Metal ion
ligands in hyperaccumulating plants. Journal of Biological Inorganic Chemistry., 11:
2-12.
CARLSON, C.L.; ADRIANO, D.C. (1993). Environmental impacts of coal combustion
residues. Journal of Environmental Quality, 22: 227-247.
CARSON, C.D.; FAMMING, D.S.; DIXON, J.B. (1982). Alfisols and ultisols with acid
sulfate weathering features in Texas. In: KITTRICK, J.A.; FAMMING, D.S.;
HOSSNER, L.R. Acid sulfate weathering. Madison: Soil Science Society America,
p.127-146.
CARDOSO, P.L.; GRATÃO, P.L.; GOMES-JUNIOR, R.A.; MEDICI, L.O.; AZEVEDO,
R.A. (2005). Response of Crotalaria juncea to nickel exposure. Braziliam Journal of
Plant Physiology, 17: 267-272.
Referências Bibliográficas
169
COMPANHIA DE TECNOLOGIA DE SANEAMENTO AMBIENTAL - CETESB
(2006) Relação de áreas contaminadas no Estado de São Paulo. Disponível em:
(http://www.cetesb.sp.gov.br).
COMPANHIA DE TECNOLOGIA DE SANEAMENTO AMBIENTAL - CETESB
(2001). Relatório de estabelecimento de valores orientadores para solos e águas
subterrâneas no Estado de São Paulo. São Paulo: CETESB. 232p. Disponível em:
(http://www.cetesb.sp.gov.br).
COMPANHIA DE GERAÇÃO TÉRMICA DE ENERGIA ELÉTRICA- CGTEE. (2007).
Carvão. Disponível em :(http://www.cgtee.gov.br/curiosidades/carvão.phd).
CONSELHO NACIONAL DE MEIO AMBIENTE – CONAMA. (2006). Minuta de
resolução CONAMA, que dispões sobre o estabelecimento de critérios e valores
orientadores referentes à presença de substâncias químicas, para a proteção da
qualidade do solo s sobre as diretrizes e procedimentos para o gerenciamento de
áreas contaminadas. http://www.mma.gov.bf/port/conama/cgt/gt.cfm?cod_g=134
COSTA, S.; FRANK, E. M.; CITADINI-ZANETTE, V.; MENEZES, C. T. B.; LOPES, R.
P; ZOCCHE, J. J. (2006).Técnicas de recuperação ambiental e estudo de alternativas
para uso futuro na área das bacias de decantação de finos carbonosos do lavador de
capivari (LAVACAP), Capivari de Baixo (SC). Revista de Tecnologia e Ambiente,
1:1-2
CHANEY, R.L. (1983). Plant uptake of inorganic waste. In: PARR, L.E.; MARSH, P.B.;
KLA, J.M. (eds). Land Treatment of Hazardous Wastes. Park Ridge: Noyes Data
Corp. p. 50-76.
CHEUNG, K.C.; WONG, J.P.K.; ZHANG,Z.Q.; WONG, W.C.;WONG, M.H. (2000).
Revegetation of laggon ash using the legume species Acacia auriculiformis and
Leucaenaa leucocephala. Envinonmental Pollution, 109: 75-82.
CHOUDHURY, S,.; PANDA, S.K. (2004). Toxic effects, oxidative stress and
ultrastructural changes in moss Taxithelium nepalense (Scwaegr.) Broth. under
chromium and lead phyotoxicity. Water Air & Soil pollution, 167: 73-90.
CITADINI-ZANETTE,V. (1999). Diagnóstico ambiental da Região Carbonífera de Santa
Catarina: recuperação de áreas degradadas pela mineração. Revista de Tecnologia e
Ambiente, 5: 51-61.
CLEMENS, S. (2001). Molecular mechanisms of plant metal tolerance and homeostasis.
Planta, 212: 475-486.
CLEMENS, S.; PALMGREN, M.G.; KRÄMER, U. (2002). A long way ahead:
understanding and engineering plant metal accumulation. Trends in Plant Science, 7:
309-315
CLJISTERS, H.; ASSCHE, F.V; (1985). Inhibition of photosynthesis by metals.
Photosynthetica Research, 7: 31-40.
Referências Bibliográficas
170
CRONQUIST, A. (1968). The evolutuion and classification of flowering plants. Boston:
Houghton Miffin Company.
DAVIS, R.D.; BECKETT, P.H.T.; WOLLAN, E. (1978). Critical levels of twenty
potentially toxic elements in young spring barley. Plant and Soil, 49: 395
DE CANDOLLE, A.P. (1836). Prodromus systematis naturalis regnis vegetabilis. Paris:
Argentorali & Londini,. v.5. p.187-203.
DJURDJEVIC, M.; MITROVIC, P.; PAVLOVIC, G.; GAJIE, O.; KOSTIC. (2006).
Phenolic acids as bioindicators of fly ash depoist revegetation. Archivies of
Environmental Contamination and Toxicology, 50: 488-495.
DWIVEDI, S.; TRIPATHI, R.D.; SRIVASTAVA, S.; MISHARA, S.; SHUKLA, M.K.;
TIWARI, K.K.; SINGH, R.; RAI, U.N. (2007). Growth performance and biochemical
responses of three rice (Oryza sativa L.) cultivars grown in fly-ash amended soil.
Chemosphere, 67: 140-151.
EIDE, D.; BRODERIUS, M.; FETT. J.; GUERINOT, M.L. (1996). A novel iron-regulated
metal transporter from plants indentified by functional expression in yeast. Proceeding
of the Natural Academy Science, 93: 5624-5628.
ENGEL, V.L.; PARROTA, J.A. (2003). Definindo a restauração ecológica: tendência e
perspectivas mundiais. In: KAGEYAMA, P.Y.; OLIVEIRA, R.E.; MORAES, L.F.D.;
ENGEL, V.L.; GANDARA, F.B. Restauração ecológica de ecossistemas naturais.
Botucatu: FEPAF, 340p.
ERNEST, W.H.O. (1972). Ecophysiological studies on heavy metal plants in South Central
Africa. Kirkia, 8: 125-146.
FERRET, L.S.; CASTELLAN, J.L.; ENDRES, C.T.; MARTINELLI, S. (2002).
Gaseificação e tratamento de efluentes. In: TEIXEIRA, E.C.; PIRES, M.J.R. Meio
ambiente e carvão: Impactos da exploração e utilização. Cadernos de
Planejamento e gestão Ambiental. Porto Alegre: Fundação Estadual de Proteção
Ambiental – FEPAM. n.2, p.480- 491.
FONTQUER, P. (1979). Plantas Medicinales- el dioscorides renovado. 5º ed. Barcelona:
Lobor, 1979, p- 187-1888.
FOY, C.D.; CHANEY, R.L.; WHITE, M.C. (1978). The physiology of metal toxicity in
plants. Annual Review of Plant Physiology, 29: 511-566.
FREY, B.; KELLER, C.; ZIEROLD, K.; SCHULIN, R. (2000). Distribution of Zn in
functionally different leaf epidermal cells of the hyperaccumulator Thlaspi
caerulescens.Plant Cell and Environment, 23: 675-687.
FURR, A.K.; STOEWSAND, G.S.; BACHE, C.A; GUTENMANN, W.H.; LISK, D.J.
(1975). Multielement residues in tissues of guinea pigs fed sweet clover grown on fly
ash. Archives of Environmental Health, 30: 244-248.
Referências Bibliográficas
171
GAIVIZZO, L.B.; VIDOR, C.; TEDESCO, J.M.; Recuperação de áreas utilizadas para
depósitos de rejeitos de minas de carvão. In: Centro de Ecologia. Instituto de
Biociências. Universidade Federal do Rio Grande do Sul. Carvão e Meio Ambiente.
Porto Alegre, Universidade Federal do Rio Grande do Sul. p.18-25.
GOMES-JUNIOR, R.A.; MOLDES, C.A.; DELITE, F.S.; GRATÃO, P.L.;
MAZZAFERA, P.; LEA, P.J.; AZEVEDO, R.A. (2006). Nickel elicits a antioxidant
response in Coffea arábica cells. Plant Physiology and Biochemistry, 44: 420-429
GRATÃO, P.L.; POLLE, A.; LEA, P.J.; AZEVEDO, R.A. (2005a). Making the life of
heavy metal-stressed plants a little easier. Functional Plant Biology, 32: 481-494.
GRATÃO, P.L.; PRASAD. M.N.; CARDOSO, P.F.; LEA, P.J.; AZEVEDO, R.A. (2005).
Phytoremediation: green technology for the clean up of toxic metals in the
environment. Brazilian Journal of Plant Physiology 17: 53-64.
GREGER, M. (2004). Metal availability, uptake, transport and accumulation in plants. In:
Prasad, M.N.V. 2.ed. Heavy metal stress in plants: from biomolecules to
Ecosystems. India: Springer- Verlag. p.1-27.
GROTZ, N.; FOX, T.; CONNOLLY, E.; PARK, W.; GUERINOT, M.L.; EIDE, D. (1998).
Identification of a family of zinc transporter genes from Arabidopsis that respond to
zinc deficiency. Proceedings of the National Academy Sciences, 95: 7220-7224.
GUERRA, T. (2000). Geologia. In: Universidade Federal do Rio Grande do Sul. Instituto
de Biociências.Centro de Ecologia. Carvão e Meio Ambiente. Porto Alegre: UFRGS.
p.18-25.
GUPTA, D.K.; RAI, U.N.; TRIPATHI, R.D.; INOUHE, M. (2002). Impacts of fly-ash on
soil and plant responses. Journal of Plant Research, 115: 401-409.
GUPTA, D.K.; TRIPATHI, R,D.; RAI, U.N.; DWIVEDI, S.; MISHARA, S.;
SRIVASTAVA, S.; INOUHE, M. (2006). Changes in amino acid profile and metal
content in seeds of Cicer arietinum L (chickpea) grown under various fly-ash
amendments. Chemosphere, 65: 939-935.
GUPTA, A.K.; SINHA, S. (2007). Decontamination and/or revegetation of fly ash dykes
through naturally growing plants.Journal of Hazardous Materials (im press).
HALL, J.L. (2002). Cellular mechanisms for heavy metal detoxification and tolerance.
Journal of Experimental Botany, 53: 1-11.
HAYDON, M.J.; COBBET, C.S. (2007). Transporters ligands for essential ions in plants.
New Phytologist, 174: 499-506.
HASSNEN, V.H.; TERVAHAUTA, A.I.; HALIMAA, P.; PLESSI, M.; PERÄNIEMI, S.;
SCHAT, H.; AARTS, M.G.M.; SERVOMAA, K.; KÄRENLAMPI, S.O. (2007).
Isolation of Zn-responsive genes from two accessions of the hyperaccumulator plant
Thlaspi caerulescens. Planta, 225: 977-989.
Referências Bibliográficas
172
HEUMANN, H-G. (2002). Ultrastructural localization of zinc tolerant Armeria maritime
ssp. halleri by autometallography. Journal of Plant Physiology, 159: 191-203.
HÖRCSIK, Z.T.; KOVÁCS, L.; LÁPOSI, R.; MÉSZÁROS, I.; LAKATOS, G.; GARAB,
G.(2007). Effect of chromium on phtosystem II in the unicellular green alga, Chlorella
pyrenoidosa. Photosynthetica, 45: 65-69.
HOWARD-WILLIANS C (1970). The ecology of Becium homblei in central Africa with
special reference to metalliferous soils. Journal of Ecology, 58: 745-763.
INTERNATIONAL ENERGY AGENCY- IEA. (2004). World Energy Outlook.
http://www.worldenergyoutlook.org
INTERNATIONAL ENERGY AGENCY- IEA. (2007). World Energy Outlook.
http://www.worldenergyoutlook.org.
IYER, R. (2002). The surface chemistry of leaching coal fly ash. Journal of Hazard
Materials B, 93: 321-329.
JALA. S.; GOYAL, D. (2006). Fly ash as a soil ameliorant for improving crop production-
a review. Bioresource Technology, 97: 1136-1147.
KABATA – PENDIAS, A. (2000). Trace elements in soils and plants 3
.
ed.
.
Boca Raton:
CRC Press. 413.
KERVEB, L.; KRÄMER, U. (2003). The role of free histidine in xylem loading of nickel
in Alyssum lesbiacum and Brassica juncea. Plant Physiology, 131: 716-724.
KHAN, A.G.; CHAUDURY, T.M.; HAYES, W.J.; KHOO, C.S.; HILL, L.;
FERNANDEZ, R.; GALHARDO, P. (1998). Physical, chemical and biological
charaterisation of a steelworks waste site at ort Kembla, NSW Australia. Water air
soil Pollution, 104: 389-402.
KIM, S.; GUERINOT, M. (2007). Mining iron: uptake and transport in plants. FEBS
Letters, 581: 2273-2280.
KOCHIAN, L.V. (1995). Cellular mechanisms of aluminum toxicity and resistance in
plants. Annual Review of Plant Phisiology of Plant Molecular Biology, 46: 237-260.
KÖHL, K.K.; LÖSCH, R. Experimental characterisation of metal tolerance. In: PRASAD
M.N.V. (ed). 2.ed. Heavy metal stress in Plants from biomolecules to ecosystems.
Indian: Springer-verlang. p. 434-448.
KOPITTKE, P.M.; ASHER, C.J. (2007). Toxic effects of Ni
2+
on growth of cowpea
(Vigna unguiculata). Plant Soil, 292: 283-289.
KOZHEVNIKOVA, A.D.; SEREGIN, I.V.; BYSTROVA, E.I.; IVANOV, V.B. (2007).
Effects of heavy metals and strontium on division of root cap and meristem structural
organization. Russian Journal of Plant Physiology, 54: 257-266.
Referências Bibliográficas
173
KRÄMER, U.; COTTER-HOWELLS, J.D.; CHARNOCK, J.M.; BAKER, A.J.M.;
SMITH, J.A.C. (1996). Free histidine as a metal chelator in plants that accumulate
nickel. Nature, 379: 635-638.
KRÄMER, U.; PICKERING, I.J.; PRINCE, C.R.; RASKIN, I.; SALT, D.E. (2000).
Subcellular loclaization and speciation of nickel in hyperaccumulator and non-
accumulator Thlaspi species. Plant Physiology, 122: 1343-1353.
KRUPA, Z.; SIEDLEKA, A.; MAKSYMIEC, W.; BASZYNSKI, T. (1993). In vivo
response of photosynthetic apparatus of Phaseolus vulgaris L. to nickel toxicity.
Journal of Plant Physiology, 142: 664-668.
KÜPPER. H.; KRONECK, P.M.H. (2005). Heavy metal uptake by plants and
Cyanobacteria. In: SIGEL, A.; SIGEL, H.; SIGEL, R.K. (eds). Metal Ions in
Biological Systems. Boca Raton: Taylor & Francis. v.44, p. 97-144.
KÜPPER, H.; KRONECK, P.M.H. (2007). Nickel in the environment and its role in the
metabolism of plants and cyanobacteria. In: SIGEL, A.; SIGEL, H.; SIGEL, R.K.
(eds). Metal Ions in Life Sciences. New York: John Wiley & Sons, Ltd. v.2, p.31-62.
KÜPPER, H.; KÜPPER, F.; SPILLER, M. (1998). In situ detection of heavy metal
substituted chlorophylls in water plants. Photosynthetica Research, 58: 123-133.
KÜPPER, H.; LOMBI, E.; ZHAO, F.J.; WIESHAMMER, G.; MCGRATH, S.P. (2001).
Cellular compartimentation of nickel in the hyperaccumulators Alyssum lesbiacum,
Alyssum bertolonii and Thlaspi goesingense. Journal of Experimental Botany, 52:
2291-2300.
KÜPPER, H.; ZHAO, F.; McGRATH, S.P. (1999). Cellular compartimentalization of zinc
in leaves of the hyperaccumulator Thlaspi caerulescens. Plant Physiology, 119: 305-
311.
LASAT, M..M.; BAKER, A.J..M.; KOCHIAN, L.V. (1998). Altered zinc
compartmentation in the root symplasm and stimulated zinc absorption into the leaf as
mechanisms involved in Zn hyperaccumulation in Thlaspi caerulescens. Plant
Physiology, 118: 875-883.
LASAT, M..M. (2002). Phytoextraction of toxic metals: a review of biological
mechanisms. Journal of Environmental Quality, 31: 109-120.
LI, T-Q.; YANG, X-E.; YANG, J-Y.; HE, Z-L. (2006). Zn accumulation and subcellular
distribuiton of Zn hyperaccumulator Sedum alfredii Hance. Pedosphere, 16: 616-623.
LI, Y.; CHEN, J. (2006). Leachability of trace metals from sandy or rocky soils amended
with coal fly ash. In: SAJWAN, K.; TWARDOWSKA, I.; PUNSHON, T.; ALVA, A.;
Coal combustion byproducts and environmental issues. New York: Springer
LIAO, M.T.; HEDLEY, M.J.; WOOLLEY, D.J.; BROOKS, R.R.; NICHOLS, M.A.
(2000). Copper uptake and translocation in chicory (Cichorium intybus L.cv.
Grasslands Puna) and tomato (Lycopersicon esculentum Mill. Cv. Rondy) plants grown
Referências Bibliográficas
174
in NFT system. I.Copper uptake anddistribution in plants. Plant and Soil, 221:135-
142.
LIDON, F.C.; HENRIQUES, F.S. (1993). Changes in the contents of the photosynthetic
electron carriers, RNAse activity and membrane permeability triggered by excess
copper in rice. Photosynthetica, 28: 99-108.
LINSTOW, V. O. (1929). Bodenanzeigende plfanzen. Abh. Preuss. Geology Land, 114:1-
105.
MACNAIR, M.R.; BAKER, A.J.M. (1994). Metal tolerance in plants: Evolutionary
Aspects. In: FARAGO, M.E. (ed). Plants and Chemical Elements. Weinheim: VCH.
p 68-86.
MACNAIR, M.R.(1993). The Genetics of Metal Tolerance in Vascular Plants. New
Phytologist, 124: 541-559.
MAHARAJ, S.; BARTON, C.; KOO, B.; NEWMAN, L. (2006). Phytoavailability of trace
elements from a landfill containing coal combustion waste. In: SAJWAN, K.;
TWARDOWSKA, I.; PUNSHON, T.; ALVA, A. Coal combustion byproducts and
environmental issues. New York: Springer. p.195-202.
MAITI, S.K.; NANDHINI, S. (2006). Bioavailability of metals in fly ash and their
bioaccumulation in naturally occurring vegetation: A Pilot Scale study.
Environmental Monitoring and Assessment, 116: 263-273.
MALYUGA, D.P.; MALASHIRKINA, N.S.; MAKAROVAM A.I.(1959).Biogeochemical
investigations at Kadzharan, Armenien SSR. Geokmiya 5.
MALYUGA, D.P. (1964) Biogeochemical methods of prospecting. New York:
Consultants Bureau, 205p.
MARCOMIN, F.E.; PORTO, M.L. (1998). A ecologia de paisagem e o sistema de
informações geográficas (GIS) na avaliação ambiental do Rio Tubarão, SC. Episteme,
5: 97-119.
MARKERT, B. (1994). Plants as biomonitors- potential advantages and problems. In:
ADRIANO DC, CHEN, Z.S.; YANG, S.S. (eds) Biogeochemistry of trace elements.
Northwood: Science and Technology Letters. p. 601-613.
MARSCHNER H (1995) Mineral nutrition of higher plants 2 ed. London: Academic
Press.889p.
MARTENSSON, A.M.; WITTER, E. (1990). Influence of various soil amendments on
nitrogen fixing soil microorganisms in a long term field experiment, with special
reference to sewage sludge. Soil Biology and Biochemistry, 22: 77-982.
MARTINS, A.F. (2002). Elementos- traço em matrizes ambientais. In: TEIXEIRA, E.C.;
PIRES, M.J.R. Meio ambiente e carvão: Impactos da exploração e utilização.
Referências Bibliográficas
175
Cadernos de Planejamento e gestão ambiental Fundação Estadual de Proteção
Ambiental- FEPAM. n.2 p. 229-233.
McBRIDE, M.B. (1994). Environmental chemistry of soils. New York: Oxford
University Press.406p.
McGRATH, S.P.; DUNHAM, S.; CORRELL, R.L. (2000). Potential for phytoextraction
of zinc and cadmium from solis using hyperaccumulator plants. In: TERRY, N.;
BAÑUELOS, G. (eds). Phytoremediation of Contaminated Soil and Water. Boca
Raton: CRC Press LLC. p.109-127.
MENDES, A.R.; ZOCCHE, J. J.; ZOCCHE, P. S. de.(2007). Solos construídos em áreas
mineradas de carvão no sul de Santa Catarina e o cultivo de Ricinus comunnis L.
(Euphorbiaceae). In: 58 Congresso Nacional de Botânica, 2007, São Paulo. Resumos
do 58 Congresso Nacional de Botânica. São Paulo, 2007. v.1.
MIGUZZI, C.; VERGANO, O. (1948). II contenuto di nichel nelle ceneri di Alyssum
bertolonii Desv. Memorie dagli Società Toscana di Scienze Naturali serie A, 55: 49-
79.
MINTER/IBAMA (1990). Manual de recuperação de áreas degradadas pela
mineração: técnicas de revegetação. Brasília: IBAMA, 96p.
MINOZZO, M. (2006). Avaliação da Contaminação das águas subterrâneas por cinzas
de carvão na área da usina termoelétrica de São Jerônimo, RS. Trabalho de
conclusão de curso (Graduação). Porto Alegre. Instituto de Geociências. Departamento
de Geologia. Universidade Federal do Rio Grande do Sul. 114p.
MITSIOS, I.K.; DANALATOS, N.G. (2006). Bioavailability of trace elements in relation
to root modification in the rhizosphere. In: PRASAD, M.N.V.; SAJWAN, K.S.;
NAIDU, R. Trace elements in the environment: biogeochemistry, biotechnology,
and bioremediation. Boca Raton: CRC Taylor & Francis. p. 25-37.
MITTRA, B.N.; KARMAKAR. S.; SWAIN, D.K.; GHOSH, B.C. (2005). Fly-ash a
potential source of soil amendment and a component of integrates plant nutrient supply
system. Fuel, 84:1447-1451.
MONNET, F.; VALLIANT, N.; VERNAY, P.; COUDRET, A.; SALLANON, H.; HITMI,
A (2001). Relationship between PS II activity, CO
2
fixation and Zn, Mn and Mg
contents of Lolium perene under zinc stress. Journal of Plant Physiology, 158: 1137-
1144.
MULHERN, D.W.; ROBEL, R.J.; FURNESS, J.C.; HENSLEY, D.L. (1989). Vegetation
of waste diposal areas at a coal-fired power plant in Kansas. Journal Environmental.
Quality, 18: 285-292.
MYSLIWA-KURDIZEL, B.; PRASAD, M.N.V.; STRZALKA, K. (2004). Photosynthesis
in heavy metal stressed plants. In Prasad M.N.V (ed), 2º.ed. Heavy metal stress in
plants: from biomolecules to ecosystems. Indian: Springer-verlang. p.147-181.
Referências Bibliográficas
176
NATUSCH, D.F.S.; WALLACE, J.R.; EVANS, C.A. Jr. (1974).Toxic trace elements:
Preferential concentration in Respirable Particles. Science, 183: 202-204.
NIEBOER, F.; RICHARDSON, D.H.S. (1980). The replacement of the non-descriptive
term “ heavy metal” by a bilogically and chemically significant classification of metals
ions. Environmental Pollution Serie. B, 1: 3-26.
OSÓRIO, E.; VILELA, A.C.F. (2002). Utilização do carvão na siderurgia. In: TEIXEIRA
EC.; PIRES, M.J.R. Meio ambiente e carvão: Impactos da exploração e utilização.
Cadernos de Planejamento e Gestão Ambiental. Porto Alegre: Fundação Estadual de
Proteção Ambiental – FEPAM. n.2 p. 149-171.
PAGE, A.L.; ELSEEWI, A.A.; STRAUGHAN, I.R. (1979). Physical and chemical
propriets of fly ash from coal-fired power plants with reference to environmental
impacts. Residue Reviews, 71: 83-120.
PANDA, S.K. (2003). Heavy metal phytotoxicity induces oxidative stress in Taxithelium
sp. Current Science, 84: 631-633.
PANDA, S.K.; COUDHURY, S. (2005). Chromium stress in plants. Brazilian Journal of
Plant Physiology, 17: 95-102.
PANDA SK, PATRA HK (2000). Does Cr (III) produces oxidative damage in excised
wheat leaves. Journal of Plant Biology, 27: 105-110.
PANDOLFINI. T.; GABBRIELLI, R.; COMPARINI, C. (1992). Nickel toxicity and
peroxidase activity in seedlings of Triticum aestivum L. Plant, Cell and
Environmment, 15: 719-725.
PARAMESWARAN, A.; LEITENMAIER, B.; YANG, M.; KRONECK, P.M.H.;
WELTE, W.; LUTZ,G.; PAPOYAN, A.; KOCHIAN, L.; KÜPPER, H.(2007).A native
Zn/Cd pumping P18 ATPase from natural overexpression in a hyperaccumulator plant.
Biochemical and Biophysical Research Communications, 363: 51-56.
PAVLOVIC, P.; MITROVIC, M.; DJURDJEVIC, L.; (2004). An ecophysiological study
of plants growing on the fly ash deposits from the “ Nikola Testa-A” thermal power
station in Serbia. Environmental Management, 33: 654-663.
PICKERING, I.J.; PRINCE, R.C.; GEORGE, J.M.; SMITH, R.D.; GEORGE, G.N.;
SALT, D.E. (2000). Reduction and coordination of arsenic in Indiam mustard. Plant
Physiology, 122: 1171-1177.
PILON-SMITS, E. (2005). Phytoremediation. Annual Review of Plant Biology. 56: 16-
38.
PINTO, L.F.S. (1997). Potencial de acidificação e neutralização dos materiais geológicos
para a composição do solo construído em áreas de mineração de carvão. Tese
(Doutorado- em Ciência do solo) Faculdade de Agronomia, UFRGS.
Referências Bibliográficas
177
PIRES, M.; FIEDLER, H.; TEIXEIRA, E.C.; (2002). Distribuição geoquímica de
elementos-traço no carvão. Utilização do carvão na siderurgia. In: TEIXEIRA EC.;
PIRES, M.J.R. Meio ambiente e carvão: Impactos da exploração e utilização.
Cadernos de Planejamento e Gestão Ambiental. Porto Alegre: Fundação Estadual de
Proteção Ambiental – FEPAM. n.2 p. p.238-274.
PUHSHON, T.; SEAMAN, J.C.; SAJWAN, K.S. (2003). The production and use of coal
combustion products. In: SAJWAN, K.S.; ALVA, A.K.; KEEFER, R.F (eds.).
Chemistry of trace elements in fly ash. New York: Kluwer Academic/Plenum
Publishers. p.1-11.
PLANK, C.O.; MARTENS, D.C. (1973). Amelioration of soil with fl-ash. Journal of soil
and water conservation, 28: 43-48.
PORTO, M.L. (1981). Beiträge zur Schwermetallvegetation von Rio Grande do Sul,
Brasilien. Disserktion (Doktor der Naturwissenschaften). Ulm: Fakultät für
Naturwissenschaften und Matematik der Universität Ulm. 76p.
PORTO, M.L. (1986). Vegetação metalófila e o desenvolvimento do setor mineral. In: 1
Simpósio do Trópico úmido.Belém: EMBRAPA-CPATU. v.II, p.171-183.
PORTO, M.L. (1989 a). Plantas detectoras de metais. Ciência Hoje, 10: 8-9.
PORTO, M.L. (1989 b). Tolerância ao cobre em ecótipo de Schinus lentiscifolius March
(Anacardiaceae) de plantas de áreas mineradas no Rio Grande do Sul, Brasil. Acta
Botânica Brasílica, 3: 23-31.
PORTO, M.L. (2002). Estudo complementar ao Diagnóstico ambiental da Usina
Termelétrica de São Jerônimo- CGTEE (documento não publicado).
PRASAD, M.N.V. (2004). Heavy metal stress in Plants from biomolecules to
ecosystems. 2.ed. Indian: Springer-Verlang, 461p.
PRASAD, M.N.V. (2005). Nickelophilous plants and their significance in
phytotechologies. Brazilian Journal of Plant Physiology, 17: 113-128.
PRASAD, M.N.V.; MALEC, P.; WALOSZEK, A.; BOJKO, M.; STRZALKA, K. (2001).
Physiological responses of Lemma trisulca L. (Duckweed) to cadmium and copper
bioaccumulation. Plant Science, 161: 881-889.
PSARAS, G.K.; CONSTANTINIDIS, T.H.; COTOSOPOULOS, B.; MANETAS, Y.
(2000). Relative abundance of nickel in the leaf epidermis of eight hyperaccumulators:
evidence that the metal is exclude from both guard cells and trichomes. Annals of
Botany, 86: 73-78.
RAM, L.C.; SRIVASTAVA, N.K.; JHA, S.K.; SINHA, A.K.; MASTO, R.E.; SELVI,
V.A. (2007). Management of lignite fly ash for improving soil fertility and crop
productivity. Environmental Management, 40:438-452.
Referências Bibliográficas
178
RASKIN, I.; SMITH, R.D.; SALT, D.E .(1997). Phytoremediation of metals: using plants
to remove pollutants from the environment. Current Opinion in Biotechnology, 8:
221-226.
RAHMAN, H.; SABREEN, S.; ALAM, S.; KAWAI, S.( 2005). Effects of nickel on
growth and composition of metal micronutrients in Barley plants grown in nutrient
solution. Journal of Plant Nutrition, 28: 393-404.
RAUSER, W.E. (1999).Structure and function of metal chelatorss produced by plants. Cell
Biochemistry and Biophysics, 31: 19-48.
.
RIGOTTI, N. (2002). Recuperação de áreas degradadas: estudo de caso. In: TEIXEIRA
EC.; PIRES, M.J.R. Meio ambiente e carvão: Impactos da exploração e utilização.
Cadernos de Planejamento e Gestão Ambiental. Porto Alegre: Fundação Estadual de
Proteção Ambiental- FEPAM n.2, p.99-113.
RISSATO, A.O. (1982). Materiais alternativos para a construção civil a partir de resíduos
do carvão. Carvão, Informação e Pesquisa, 5: 268-275.
RESENDE, A.V.; KONDO, M.K.(2001). Leguminosas e recuperação de áreas degradadas.
Informe Agropecuário, 22: 46-56.
RODRIGUES, D.E..; R.F.O.; OLIVEIRA, F.; FONSECA, A.M. (2002). As folhas de
Palma Christi - Ricinus communis L. Euphorbiaceae Jussieu. Revisão de
conhecimentos. Revista Lecta, 20: 183-194.
ROHDE, G.M. (1995) Epistemologia das ciências ambientais as cinzas de carvão no
baixo Jacuí, RS. Dissertação (Mestrado). Porto Alegre. Curso de Pós-graduação em
Ecologia. Instituto de Biociências.Universidade Federal do Rio Grande do Sul.
ROMEIRO, S.; LAGÔA, A.M.M.A.; FURLANI, P.R.; ABREU, C.A.; ABREU, M.F.;
ERISMAN, N.M. (2006). Lead uptake and tolerance of Ricinus communis L. Brazilian
Journal of Plant Physiology, 18: 483-489.
RÖMHELD, V.; MARSCHNER, H. (1986). Evidence for a specific uptake system for iron
phytosderopores in roots of grasses. Plant Physiology, 80: 175-180.
.
SALT, D.E. (2001). Responses and adaptations of plants to metal stress. In:
HAWKESFORD, M.J.; BUCHNER, P. (eds). Molecular analysis of Plant
Adaptation to the Environment, p.159-179.
SALT, D.E.; BLAYLOCK, M.; NANDA KUMAR, P.B.A.; DUSHENKOV, S.; ENSLEY,
B.D.; CHET, I.; RASKIN, I. (1995). Phytoremediation: a novel strategy for the
removal of toxic metals from the environment using plants. Biotechnology, 13: 468-
474.
SALT, D.E.; KATO, N.; KRÄMER, U.; SMITH, R.D.; RASKIN, I. (2000). The role of
root exudates in nickel hyperaccumulation and tolerance in accumulator and non-
accumulator species of Thlaspi. In: TERRY, N.; BAÑUELOS, G. (eds).
Referências Bibliográficas
179
Phytoremediation of contaminated soil and water. Boca Raton: CRC Press LLC.
p.191-202.
SALT, D.E.; PRINCE, R.C.; BAKER, A.J.M.; RASKIN, I.; PICKERING, I.J. (1999). Zinc
ligands in the metal hyperaccumulator Thlaspi caerulescens as determined using X-ray
absorption spectroscopy. Environmental Science Technology, 33: 713-717.
SALT, D.E.; RAUSER, W.E. (1995). MgATP-dependen transport of phytochelatins across
the tonoplast of oat roots. Plant Physiology, 107: 1293-1301.
SALT, D.E.; SMITH, R.D.; RASKIN, I. (1998) Phytoremediation: Annual Review Plant
Physiology of Plant and Molecular Biology, 49: 643-668.
SAMPAIO, C. H. (2002). Beneficiamento. In: TEIXEIRA, E.C.; PIRES, M.J.R Meio
ambiente e carvão: Impactos da exploração e utilização. Cadernos de
Planejamento e gestão Ambiental. Porto Alegre: Fundação Estadual de Proteção
Ambiental - FEPAM. n.2 p.29-43.
SANITÁ DI TOPPI, L.; FOSSATI, F.; MUSETTI, R.; MIKEREZI, I.; FAVALI, M.A.
(2002). Effects of hexavalent chromium on maize, tomato and cauliflower plants.
Journal of Plant Nutrition, 25: 701-717.
SARITA, S.; GUPTA, A.K. (2005). Translocation of metals from fly ash amended soil in
the plant of Sesbania cannabina L. Ritz: Effect on antioxidants. Chemosphere, 61:
1204-1214.
SCANLON, D.H.; DUGGAN, J.C. (1979). Growth and element uptake of woody plants on
fly ash. Environmental Science Technology, 13: 311-315.
SEREGIN, I.V.; IVANOV, V.B. (2001). Physiological aspects of cadmium nd leads toxic
effects on the higher plants. Russian Journal of Plant Physiology, 48: 606-630.
SHARMA, D.C.; PANT, R.C. (1994). Chromium uptake its effects on certain plant
nutrients in Maize (Zea mays L. CV. Ganga 5). Journal of Environmental Science
Healthy A, 29: 941-948.
SHAW, B.P.; SAHU, S.K.; MISHRA, R.K. (2004). Heavy metal induced oxidative
damage in terrestrial plants. In: Prasad MNV (ed). 2º.ed. Heavy metal stress in Plants
from biomolecules to ecosystems. Indian: Springer-Verlang. p.85-125.
SHEN, Z.G.; ZHAO, F.J.; McGRATH, S.P. (1997). Uptake and transport of zinc in the
hyperaccumulator Thlaspi caerulescences and the non-hyperaccumulator Thlaspi
ochroleucum. Plant Cell Environment, 20: 898-906.
SHEORAN, I.S.; AGGARWALA, N.; SINGH, R. (1990). Effects of cadmium and nickel
on in vivo carbon dioxide exchange rate of pigeon pea (Cajanus cajan L.). Plant Soil,
129: 243-249.
Referências Bibliográficas
180
SINHA, S.; RAI, U.N.; BHATT, K.; PANDEY, K.; GUPTA, A.K. (2005). Fly-ash-
induced oxidative stress and tolerance in Prosopis juliflora L. grown on different
amended substrates. Environmental Monitoring and Assessment,102: 447-457.
SINHA, S.;GUPTA, A.K (2005).Translocation of metals from fly ash amended soil in the
plant of Sesbania cannabina L. Ritz: Effect on antioxidants. Chemosphere, 61: 1204-
1214.
STIBOROVA, M.; DITRICHOVA, M.; BENZINOVA, A. (1988). Mechanism of action of
Cu
++
, Co
++
, and Zn
++
on ribulose- 1,5-biphosphate carboxylase from barley (Hordeum
vulgare L.). Photosynthetica, 22:161-167.
STOEWSAND, G.S.; ANDERSON, J.L.; WEINSTEIN, L.H.; OSMELOSKI, J.F.;
GUTENMANN, W.H.; LISK, D.J. (1990). Selenium in tissues of rats fed rutabagas
grown on soil covering a coal fly ash landfill. Bulletin Environmental
Contamination and Toxicology, 44: 681-685.
THOMINE, S.; WANG, R.; WARD, J.M.; CRAWFORD, N.M.; SCHROEDER, J.L.
(2000). Cadmium and iron transport by members of a plant metal transport family in
Arabidopsis with homology to Nramp genes. Proceeding of the Natural Academy
Science, 97: 49991-4996.
TRIPATHI, R.D.; VAJPAYEE, P.; SINGH, N.; RAI, U.N.; KUMAR, A.; ALI, M.B.;
KUMAR, B.; YUNUS, M. (2004). Efficacy of various amendments for amelioration of
fly-ash toxicity: growth performance and metal composition of Cassia siamea Lamk.
Chemosphere, 54: 1581-1588.
TWARDOWSKA, I.; TRIPATHI, P.S.M.; SINGH, G.; KYZIOL, J. (2003). Trace
elements an their mobility in coal ash/fly ash from Indian power plants in view of its
disposal and bulk use in agriculture. In: SAJWAN, K.S.; ALVA, A.K.; KEEFER, R.F.
Chemistry of trace elements in fly ash. New York: Springer p.25-44.
VAJPAYEE, P.; RAI, U.N.; CHOUDHARY, S.K.; TRIPATHI, R.D.; SINGH, S.N.
Management of fly ash land fills with Cassia surattensis Burm.: a case study. Bulletin
of Environmental Contamination of Toxicological, 65: 675-682. 2000.
VAN DER ZAAL, B.J.; NUTEBOOM, L.W.; PINAS, J.E.; CHARDONNES, A.N.;
SCHAT, H.; VERKLEJI, J.A.C.; HOOYKAAS, P.J.J. (1999). Overexpression of a
novel Arabidopsis gene related to putative zinc-transporter genes from animals can
lead to enhanced zinc resistence and accumulation. Plant Physiology, 119: 1047-1055.
VAN RENSBURG, L.; MORGENTHAL, T.L.; VAN HAMBURG, H.; MICHAEL, M.D.
(2003). A comparative analysis of the vegetation and topsoil cover nutrient status
between two similarly rehabilitated ash disposal sites. The Environmentalist, 23:285-
295.
VÖGELI-LANG, R. WAGNER, G.J. (1990). Subcellular localization of cadmium and
cadmium-binding peptides in tobacco leaves. Plant Physiology, 92: 1086-1093.
Referências Bibliográficas
181
VITÓRIA, A.P.; CUNHA, M. AZEVEDO, R.A. (2006). Ultrastructural changes of radish
leaf exposed to cadmium. Environmetal and Experimental Botany, 58: 47-52.
WEINSTEIN, L.H.; OSMELOSKI, J.F.; RUTZKE, M.; BEERS, A.O.; MCCAHAN, J.B.;
BACHE, C.A.; LISK, D.J. (1989). Elemental analysis of grasses and legumes growing
on soil covering coal fly ash landfill sites. Journal Food Safety, 9: 291-300.
WIERZBICKA, M. (1987). Lead accumulation and its translocation barriers in roots of
Allium cepa L. autoradiographic and ultrastructural studies. Plant Cell and
Environment, 10: 17-26.
YANG, X.; FENG, Y,.; HE, Z.; STOFFELLA, P.J. (2005). Molecular mechanisms of
heavy metal hyperaccumulation and phytoremediation, Journal of Trace Elements in
Medicine and Biology, 18: 339-353.
ZANARDI, Jr. W.; PORTO, M.L.P. (1991). Avaliação do sistema de Lagoas em áreas de
mineração de carvão a céu aberto: metais pesados em águas, plantas e substrato.
Boletim do Instituto de Biociências, 49: 1-83.
ZAYED, A.; PILON-SMITS, E.; SOUZA, M.; LIN, Z.; TERRY, N. (2000). Remediation
of selenium-polluted Soils and waters by phytovolatilization. In: In: TERRY, N.;
BAÑUELOS, G. (eds). Phytoremediation of Contaminated Soil and Water. Boca
Raton: CRC Press LLC. p. 61-81.
ZOCCHE, J.J. (1989). Comunidades vegetais de campo e sua relação com a
concentração de metais pesados no solo e nas plantas em áreas de mineração do
carvão a céu aberto, Butiá, RS. Dissertação (Mestrado). Porto Alegre: Programa de
Pós-graduação em Botânica. Instituto de Biociências. Universidade Federal do Rio
Grande do Sul.
ZOCCHE J.J.; PORTO M.L. (1993). Florística e fitossociologia de campo natural sobre
banco de carvão e áreas mineradas, Rio Grande do Sul, Brasil. Acta Botânica
Brasílica, 6: 47-84.
ZOCCHE, J.J. (2005). Metais pesados (Fe, Mn, Zn) no solo construído e na vegetação das
antigas bacias de decantação do lavador de Capivari, Capivari de Baixo, SC. In: 6
Simpósio Nacional e Congresso Latino- Americano de Recuperação de Áreas
Degradas, Curitiba:SOBRADE, p.117-123.
ZOCCHE, J. J.; BITENCOURT, F.de; COSTA, S.; ZOCCHE, P. S.de.; MENDES,
A.R.(2007). Nucleação por Mimosa bimucronata (DC.) O. Kuntze em áreas degradadas
pela mineração de carvão. Revista Brasileira de Biociências, 5: 750-752.
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