A IMPORTÂNCIAS DAS FLORESTAS NO CICLO BIOGEOQUÍMICO DO

As florestas são ambientes importantes no ciclo biogeoquímico do Hg, sendo consideradas uma conexão entre a litosfera e atmosfera, incorporando o Hg atmosférico e o imobilizando em matrizes com menor potencial de disseminação, os solos (Gustin et al., 2008; Jiskra et al., 2018). O Hg atmosférico pode ser adsorvido ou absorvido pela vegetação (Rea et al., 2002) e transportado para os solos por meio da transprecipitação (o Hg nas folhas é lavado e levado para os solos pela chuva, orvalho, etc.) ou pela deposição das folhas, que caem no solo da floresta formando a liteira e com o tempo se decompõem e são incorporados aos solos (Wang et al., 2016). Uma vez nos solos, o Hg atmosférico se soma com o Hg depositado pelas chuvas e com o Hg geogênico, compondo assim a totalidade desse elemento nos solos das florestas (Figueiredo, B.R. et al., 2018).

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Diversos fatores afetarão a quantidade de Hg em cada planta como a proximidade com possíveis fontes de Hg, espécie ou o tecido da planta (galhos, folhas, troncos, etc.), a localização das folhas em uma mesma planta, entre outros (Rea et al., 2002; Laacouri et al., 2013; Blackwell e Driscoll, 2015). Além disso, como cada floresta possui sua própria diversidade de espécies na biota, localização geográfica, regime hídrico, clima, formação geológica e outras características específicas, as concentrações de Hg e a magnitude de cada aporte de Hg (geogênico ou atmosférico) irão variar dependendo da floresta (Demers et al., 2013; Blackwell e Driscoll, 2015). Por exemplo, Demers et al. (2013) avaliaram florestas temperadas no estado americano de Wisconsin e estimaram que cerca de 50 % do Hg encontrado nos solos superficiais corresponde a deposições atmosféricas, com as concentrações de Hg entre 31 e 56 ng g-1 _{nessas matrizes. Em contrapartida, Jiskra et al. (2015) estudaram} uma floresta boreal localizada no norte da Suécia e estimaram que mais de 90 % do Hg encontrado nos solos da floresta tem origem atmosférica, com concentrações de Hg nos solos superficiais entre 79 e 130 ng g-1_{. Essas diferenças indicam que para} compreender as deposições de Hg em florestas, estudos específicos para cada floresta são necessários

As florestas podem também atuar como emissoras de Hg, tanto pela manutenção das florestas por si só (incidência solar, equilíbrio de gases da vegetação e biota, etc.) (Obrist et al., 2014; Guedron et al., 2018) ou por perturbações nesses ambientes, como queimadas de floresta (Friedli, H. R. et al., 2009; Kumar et al., 2018). Os fluxos das emissões dessas duas fontes são diferenciados (vide Fig. 19), porém, como as queimadas comumente são provocadas por atividades antrópicas, especial ênfase pode ser dada nessas uma vez que essas podem ser evitadas.

As emissões diretas a partir das queimadas em florestas ocorrem em função da volatilização do Hg presente no material combustível (galhos, liteira, troncos, etc.) bem como nos solos expostos ao calor resultante da queima. A quantidade do Hg volatilizado em cada um desses compartimentos dependerá de diversos fatores, tanto relativos as matrizes envolvidas (concentrações de Hg, umidade, teor de matéria orgânica, etc.) quanto fatores relativos a cada queimada (e.q. severidade da queima, temperatura alcançada, tempo de queima, entre outros (Certini, 2005; Homann et al., 2015; Webster et al., 2016)). Emissões indiretas também são observadas, ocorrendo essas a partir dos solos, após a queima e em função da exposição dos solos à

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radiação UV, que volatiliza o Hg remanescente nessa matriz. Desse modo, assim como as deposições, queimadas de tipos de florestas diferentes resultarão em emissões de Hg diferenciadas.

Tanto na temática de deposições quanto de emissões de Hg, as florestas tropicais são aquelas ainda com o menor número de trabalhos na literatura e com maiores incertezas (Wang et al., 2016; Wright et al., 2016; Kumar et al., 2018). Com relação as deposições, as florestas tropicais tem elevada importância visto que a elevada produção de liteira, a elevada área superficial das folhas e o regime perene da vegetação possibilita um aporte maior de Hg nesses ambientes quando comparados com florestas boreais e temperadas (Wang et al., 2016; Teixeira et al., 2017). Fostier et al. (2015) estimaram que a floresta amazônica tem a capacidade de remover 662 Mg de Hg atmosférico por ano, o que corresponde a cerca de 21% das deposições globais de Hg em ambiente terrestre.

Com relação as emissões em função de queimadas, a floresta Amazônica também tem influência significante nessas. O Brasil, país no qual a floresta Amazônica possui a maior extensão, ainda figura como o maior desmatador de florestas e maior emissor de gases estufa em função de queimadas de floresta no mundo, com a Amazônia figurando como a principal responsável por esses dados (Zarin et al., 2016). Entretanto, estudos nas emissões de Hg nessa floresta por meio de diferentes metodologias levaram a resultados com mais de uma ordem de grandeza de diferença, vide as diferenças apresentadas nas emissões relatadas por Friedli et al., (2009) e Melendez-Perez et al. (2014), que são de, respectivamente, 108 e 8 Mg ano- 1_.

Considerando-se as emissões totais em função de queimadas de floresta para a década de 2000 estimadas por Kumar et al. (2018), que totalizaram 612 Mg ano-1_, os valores levantados para a Amazônia podem representar entre 1 e 18 % do total, o que é uma variabilidade muito elevada. Nesse sentido, vários autores (Wang et al., 2016; Outridge et al., 2018) ressaltam que o equilíbrio do Hg nas florestas tropicais ainda é um processo pouco estudado, o que suscinta a necessidade de novos e mais aprofundados estudos nessa temática.

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3.5 A ESPECIAÇÃO QUÍMICA DO Hg EM AMBIENTES DE FLORESTA

Os estudos da especiação química do Hg em florestas têm como a principal espécie de interesse o MMHg, dada sua toxicidade. Ambientes aquáticos ou florestas alagadas são os principais locais nos quais figuram esses estudos, uma vez que se atribui a formação do MMHg principalmente nesses locais. Na Amazônia, vários dados sobre MMHg já foram obtidos para esses ambientes e em populações ribeirinhas, tendo como exemplos trabalhos como o de Akagi, Malm, Branches, et al. (1995); Roulet e Lucotte (1995); Barbosa et al. (2000); Roulet, Guimarães, et al. (2001); Bastos et al. (2015); Araujo et al. (2018); Arrifano et al. (2018); entre outros. No entanto, florestas de terra firme (FTF) podem também fornecer ambientes propícios para a metilação das espécies de Hg ou ainda capturar diferentes espécies de Hg atmosféricas, fazendo desses ambientes uma parte significante do ciclo do MMHg (Eklöf et al., 2018).

A principal preocupação com o MMHg na floresta amazônica em si se dá pelo potencial risco a biota local, seja em ambiente terrestre (Rieder et al., 2011), ou em ambientes aquáticos em consequência da possibilidade de lixiviação dos solos. Entretanto, as fontes de MMHg nesses ambientes e o potencial de disseminação desse contaminante a partir das florestas (FTF e FFA) ainda é pouco explorado na literatura.

Na vegetação baixas concentrações de MMHg podem ser encontradas em locais não contaminados (<1 ng g-1_{), com a origem desse contaminante nas folhas e} outros tecidos majoritariamente atribuídas a deposições atmosféricas de MMHg (Graydon et al., 2008). A absorção radicular do MMHg é muito baixa e na maior parte dos casos de florestas não contaminadas esses aportes não são significativos (Graydon et al., 2009; Tabatchnick et al., 2012). Entretanto, em ambientes contaminados, a absorção radicular e posterior distribuição nos tecidos da planta podem ter efeito significativos em termos de quantidade de MMHg nos tecidos mas comumente são inferiores a 3% do aporte total de MMHg nas raízes (Bishop et al., 1998; Zhou, Liu, et al., 2015).

Quando as folhas são depositadas para compor a liteira, soma-se ao MMHg absorvido/adsorvido pelas plantas os aportes decorrentes da transprecipitação e da

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precipitação, de modo que as concentrações de MMHg podem aumentar. Assim como para a deposição de Hg total, cada floresta apresenta valores específicos de MMHg na vegetação, visto que a vegetação, clima, altitude e outros fatores já citados interferem na captação das diferentes espécies de Hg (St. Louis et al., 2001; Witt et al., 2009; Gerson et al., 2017; Zhou et al., 2018b). Isso foi observado por autores como Witt et al. (2009), que, em região temperada, observaram maiores concentrações de MMHg na liteira e transprecipitação em floresta de coníferas quando comparada com floresta decídua.

Em florestas subtropicais, Zhou et al. (2018a) compararam as concentrações de MMHg em florestas latifoliadas perenes e de coníferas, observando que florestas latifoliadas possuem concentrações mais elevadas de MMHg que florestas de coníferas. Sabendo-se que florestas tropicais possuem comumente espécies latifoliadas perenes e com elevada produção de liteira, espera-se que aportes elevados de MMHg sejam encontrados nesses ambientes. Entretanto, não há estudos na literatura investigando os teores de MMHg na vegetação ou liteira de florestas de terra firme tropicais ou ainda amazônicas.

A transposição das espécies da liteira para os solos ocorre por meio da decomposição da liteira e posterior formação dos horizontes orgânicos dos solos (Oh). Nesse processo, a metilação das espécies de Hg na liteira pode ocorrer, resultando num aumento das concentrações de MMHg nessa matriz (Hall e St. Louis, 2004; Zhou et al., 2018a). Nos solos, além desse aporte atmosférico, há a possibilidade das espécies do Hg serem metiladas visto que bactérias anaeróbicas podem habitar essa matriz (Kronberg et al., 2016; Gerson et al., 2017; Eklöf et al., 2018). Entretanto, discussões a respeito das fontes de MMHg nos solos via deposição atmosférica ou metilação in situ nessa matriz e a importância de cada fonte constituem ainda uma área incerta do diclo do Hg em ambiente terrestre (Tsui et al., 2012; Gerson et al., 2017; Tao et al., 2018).

Comparando-se os solos não contaminados de florestas tropicais com florestas temperadas quanto os teores de MMHg, não se identifica um padrão de diferenças entre esses, sendo os valores encontrados relativamente baixos e menores que 1 ng g-1 _{com alguns casos pontuais mais elevados mas com os resultados sempre menores} que 10 ng g-1 _{(Roulet e Lucotte, 1995; Obrist, 2012; Tsui et al., 2012; Kronberg et al.,} 2016; Gerson et al., 2017; Araujo et al., 2018; Kodamatani et al., 2018).

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Na Amazônia, apenas dois trabalhos avaliaram as concentrações de MMHg em florestas de terra firmes. Roulet e Lucotte (1995) obtiveram concentrações entre 0,9 e 2.9 ng g-1 _{( N=5, em diferentes profundidades) para um perfil de solo da Guiana} Francesa enquanto Araujo et al. (2018) avaliaram amostras de solo da bacia do rio Amazonas e encontraram concentrações entre 0,51 e 1,01 ng g-1 _{(N=4). Os resultados} apresentados por Roulet são mais elevados que as demais florestas temperadas avaliadas em pontos não contaminados, o que poderia sugerir que solos amazônicos possuem teores de MMHg mais elevados. Entretanto, em função do baixo número de amostras e trabalhos nesse ambiente, pouco se pode inferir nessa temática.