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FACTORES DE TRANSFERENCIA SUELOS-HOJAS DEL Ni EN MELOCOTONES. POSIBLES ALTERACIONES POR LA BAJADA DEL pH DEL SUELO

Resumen.
1. Introducción.
2. Metodología.
    2.1. Parcela experimental.
    2.2. Técnica de muestreo en campo.
    2.3. Preparación de muestras y análisis químico.
3. Resultados y discusión.
4. Referencias.


RESUMEN

La cantidad de un elemento que la planta es capaz de absorber de un suelo ha sido objeto de numerosos estudios científicos. El Factor de Transferencia (FT) se define, conceptualmente, en la literatura científica, como la relación entre la concentración en la planta, o en un órgano de ella, de un elemento determinado y la concentración de ese elemento en el suelo. Esta definición desde una óptica matemática sería un modelo lineal  muy simplista. Los modelos matemáticos que expresan los datos experimentales del Factor Transferencia (FT) serán, por lo general, más complicados, pero siempre  tienen la notable ventaja de ayudar a entender parte del proceso de traslocación de los elementos nutritivos desde los suelos a las plantas cuantitativa y temporalmente.

El objeto de este trabajo es estudiar en un cultivo de melocotones, Prunus persica L. los FT del Ni cuando la solubilidad del suelo se altera por un proceso de corrección de pH. Concluimos que los modelos de transferencia de Ni expresados por el valor de FT desde suelos calizos hacia las hojas en cultivos de melocotón (Prunus persica L.) son por lo general modelos lineales y casi horizontales expresando el hecho de que las concentraciones de este elemento en hojas son independientes de las concentraciones en el suelo, y que las alteraciones del pH modifica escasamente los valores de FT.

1. INTRODUCCIÓN.

El Ni es un catión metálico ampliamente distribuido en la naturaleza y su valor biológico es reconocido por su papel en el metabolismo de bacterias, animales y plantas. Sin embargo, la toxicidad del Ni en los seres humanos y animales hace mucho tiempo que es de sobra conocida. El Ni daña los vasos que riegan el corazón, el sistema nervioso central y reduce las defensas inmunológicas de los organismos animales. También puede causar eczemas,  inflamaciones alérgicas y  carcinomas de las membranas mucosas.

 
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El Ni se encuentra en la naturaleza por aportación de una doble vía, natural y antropogénica. Las erupciones volcánicas o las microgotas de los rompeolas marinos son fuentes naturales de Ni. La industria del acero, la incineración de basuras, uso de algunos agroquímicos, determinadas extracciones y procesos en la minería, etc. son procesos antropogénicos a tener en cuenta (Bennett, 1982).

La toxicidad del Ni en las plantas fueron primero documentadas en aquellas que crecían en suelos serpentiníticos (Anderson, et al. 1973). Las plantas toman níquel en cantidades considerables causándoles efectos tóxicos tales como clorosis, débil crecimiento, disminución de la cosecha y desórdenes en su metabolismo. Así, niveles superiores a 100 mg · kg-1 de Ni en suelo, en los que se plantó perejil (Petroselinum crispum, var. neapolitanum), presentaron síntomas de clorosis con una disminución notable de sus niveles de clorofila en hojas, con disminución asimismo del N, del Mn y de la 1,3,8-p mentatriene que es el compuesto que le da el aroma característico a esta planta (Mordy and Atta-Aly, 1999). Así mismo la toxicidad de Ni en las planta se manifiesta con una senescencia prematura, inhibición en el desarrollo de granos, inviabilidad de los mismos, etc.


Es un elemento muy móvil en el interior de la planta, por lo que existe peligro de una excesiva acumulación en determinados órganos de la misma, y su consecuente devaluación para el consumo (patatas, verduras, forrajes, etc.). Se ha demostrado que altos niveles de Ni en la célula pueden producir cambios estructurales en la mitocondria (Simon, et al. 2000) o en cloroplastos (Molas, 2002).

Los primeros pasos para entender el papel biológico del Ni en las plantas y otros organismos vivos Mishra and Kar (1974); Eskew et al. (1983, 1984); Brown et al. (1987) los cuales abrieron el camino para una mejor comprensión de la conducta del sistema suelo-planta en el movimiento de este metal.

La concentración de Ni en las plantas oscila en un rango de 0.05-5mg · kg-1 (Urem, 1993), y aunque no se ha probado que sea un micronutriente esencial para las plantas superiores, hay una amplia documentación relativa a los efectos beneficiosos de este metal en el crecimiento de las mismas (Mizar and Kar, 1974; Eskew, et al. 1983, 1984; Brown, et al. 1987). Pasado un cierto nivel el elemento se vuelve tóxico (100 mg/kg-1). Otros autores señalan otros niveles de toxicidad, así (Anderson, et al. 1973; Jaffré, et al. 1976) señalan que la toxicidad para las plantas se alcanza a partir de niveles próximos a 50 mg · kg-1. Autores como Poulik (1997), señalaron que las plantas de cebada (Hordeum Vulgare) morían con niveles de Ni por encima de 168 mg · kg-1. No obstante hay un número de especies adaptadas a altos niveles de absorción de Ni (hiperacumuladoras) en suelos serpentiniticos que contienen mas del 3% de su peso en Ni  en sus  vástagos.  Bollard (1983); Reeves, et al. (1999) han realizado una amplia revisión de las especies adaptadas a altos niveles de níquel en estos suelos.

Eskew, et al. (1984), observaron que el Ni se requería como factor metabólico en el funcionamiento correcto  de la enzima ureasa,  (previene el efecto tóxico de la urea en el tejido de la hoja, por ejemplo) y concluyeron que  es esencial para el metabolismo nitrogenado de la soja (Glycine max L.). El Ni no interviene en el metabolismo directo de la enzima pero es esencial en el proceso de funcionamiento de la misma (Marschner, 1986). La ausencia de Ni, cuando las plantas que se abonan con nitrogenados, provoca la formación de urea, que es perjudicial para los tejidos, independientemente de la forma de aplicación. Esta acumulación de urea se manifiesta por manchas necróticas en los parénquimas foliares. La necesidad de la presencia de Ni en la correcta actividad de la enzima ureasa, (que actúa en el metabolismo correcto de los compuestos nitrogenados en el interior de la planta), fueron también puesto de manifiesto por Gerendás and Salttelmacher (1999) en estudios sobre el calabacín (Barssica napus L. Var annua, cv. Calypo). Así mismo se han observado que ciertos niveles tóxicos producen disminución de la fotosíntesis y de la transpiración, detención del crecimiento y hasta la muerte de la planta, o de algunos de sus órganos. Por ejemplo deteriora el crecimiento de los sistemas radiculares afectando a todo el metabolismo de la planta.

La absorción de Ni depende fundamentalmente de la especie, de la estructura del suelo y del pH, que al disminuir aumenta la biodisponibilidad y las cantidades absorbidas por las plantas (Adriano, 1986; Urem, 1993). El Ni se complejaría con los ácidos orgánicos de estas especies, los cuales pueden contribuir como mecanismo de tolerancia, aunque no sea el único. Por otra parte la absorción de Ni por determinadas plantas  (Streptanthus polygaloides, un hiperacumulador) puede hacer a la planta resistente al ataque de polífagos herbívoros (Spodoptera exigua) (Boyd and Moar, 1999).

El Ni es un micronutriente básico para la vida de las plantas superiores (Brown, et al. 1987). El transporte de Ni dentro de ella depende de las especies, de la edad y del estatus nutricional.

El contenido de los suelos en Ni varia ampliamente dependiendo de la composición mineral del mismo. En los suelos agrícolas suele variar entre 5-500 mg · kg-1 con un nivel medio de 50 mg · kg-1 (Urem, 1993). Los suelos serpentiníticos o muy ricos en materia orgánica, sobre todo en regiones áridas o semiáridas, son los más ricos en Ni (Elmosly and  Abdel-Sabour, 1997).

La dinámica de níquel en el suelo está principalmente influenciada por las reacciones de intercambio de iónico, involucrando a los minerales de las arcillas, a los óxidos de hierro y manganeso y a la materia orgánica (Pinel, et al. 2003).

El pH es uno de los parámetros más importantes que determinan la movilidad de Ni en el suelo, esto se debe a que el pH influye en la capacidad de intercambio catiónico. La absorción por parte de la raíz depende de otros parámetros importantes tales como la densidad de raíz o la distribución de la raíz en el suelo. En general se acepta que el pH alto del suelo aumenta la adsorción en el suelo y disminuyen la movilidad del Ni en el mismo. Por el contrario un pH bajo del suelo aumenta la movilidad del Ni en las plantas. Varios autores han comprobado que esa disminución en el pH del suelo tiende a aumentar la movilidad y toxicidad los metales pesados, reforzando su disponibilidad por las plantas (Balaganskaya and Kudrjavseva, 2002).

El valor del pH en la interfase de la solución del suelo podría tener dos consecuencias: pueden modificarse la captación por parte de la raíz y absorción del catión; y los cambios de pH en el suelo pueden inducir o reflejar cambios en la especiación del metal (Pinel, et al. 2003).

El proceso de captación, transporte y acumulación es muy complejo se intenta sistematizarlos y agruparlos en conceptos simples. Existen varios índices para evaluar el efecto cualitativo de los niveles de metales pesados como el Ni en la relación planta suelo (Elmosly and Abdel-Sabour, 1997):

    1. Índice de Concentración (CI) puede definirse por: CNi en el órgano de la planta estudiada / CNi en el órgano de la planta testigo. Representa el grado de acumulación de metal en la planta.

    2. Factor de Transferencia o Parámetro de Acumulación (FT) definido por: CNi en el órgano de la planta / CNi en el suelo. Representa la relación entre la concentración en la planta, o en un órgano de ella de un cierto elemento y la concentración de ese elemento en el suelo. 

    3. El Coeficiente de Transferencia (CT) puede definirse por: incrementos de la CNi en la planta / incrementos de la CNi en el suelo. Ésta es la curva de captación obtenida representando la concentración de metal disponible en el suelo frente a la concentración de este mismo metal en el órgano de la planta. Representa la acumulación de este metal en la planta con respecto al enriquecimiento en el suelo (la cantidad  de metales agregados en el suelo que se transfiere a la planta). 

    4. El Índice de Tolerancia (TI) puede definirse por una función de Metales Pesados (MP): MP en el suelo tratado / MP en el suelo sin tratar. Representa la habilidad de la planta para tolerar el efecto tóxico de un metal.

El FT relaciona la cantidad de un elemento que hay en el suelo con la que hay en la planta, total o parcialmente, es decir con la planta completa o con una parte de ella (hoja, fruto, etc.), y puede ser expresado como la cantidad de producto que hay en una relación de peso seco suelo a peso seco planta; o como área de suelo (a una profundidad de 20 cm para cultivos o 10 cm para pastos) a peso seco de planta; o como, peso seco de suelo a peso fresco, lo que es más normal en el caso de frutos. La forma más sencilla de definir el FT, en la literatura científica, es el cociente entre la concentración en la planta, o en un órgano de ella, de un elemento determinado y la concentración de ese elemento en el suelo.

Cplanta = FT · Csuelo (1)

También se encuentra la definición de... cantidad esperada de un elemento que entra en una planta de un suelo en condiciones de equilibrio (Chojnacka, 2004). En este caso, las condiciones de equilibrio, no obstante, son difíciles de definir.

Ese concepto básico de traslocación o absorción, se ha aplicado a metales pesados (Chamberlain, 1983) a pesticidas (Trapp, et al. 1990), a radionucleidos (Ehlken, et al. 2002), etc.

La anterior definición asume dos hechos; que la relación entre ambas concentraciones es lineal y, además, que es constante. Una larga lista de citas en la literatura científica demuestran, no obstante, que en muchos casos, no tendría porqué ser lineal y que puede llegar a tener una notable variabilidad, indicando así que esa relación lineal exacta no tiene porque existir, podría ser puntual en el tiempo y en el espacio. Esa variabilidad es obvia, dada el gran número de factores (climáticos, biológicos, genéticos, etc.) y parámetros (pH, CIC del suelo, humedad, competencia entre iones, etc.) que gobiernan las relaciones suelo-planta.

La formulación simplista de un modelo lineal para explicar como se gobierna el proceso de absorción por la planta de un elemento que está en escasa concentración en el suelo, con relación al sistema agua-suelo procede tomarla, pues, con suma precaución. Los casos encontrados en la literatura asumen modelos lineales principalmente para elementos que se encuentran en el suelo en muy baja concentración, y con valores de un amplio rango de variación. Lo anterior significaría que la transferencia de un elemento del suelo a la planta, en el caso de rectas muy horizontales,  no dependería, para estos elementos, de la concentración del suelo. Si además existiera una gran dispersión de los valores de FT con respecto a su propia media, se expresaría el hecho que el elemento considerado estaría en forma de sales  muy insolubles, es decir, difícilmente absorbible por la planta.

Modelos de transferencia lineales algo más elaborados formulan la relación de concentraciones como la ecuación de una recta que corta al eje de la Y en un punto:

Cplanta = a · Csuelo + b (2)

Si b es cero, que es el caso de la ecuación (1) se asume que el elemento considerado solo entra en la planta por las raíces. La discusión en cuanto al coeficiente angular (CA) de la recta (a = FT) sería el mismo que anteriormente.

Relaciones más complejas encontradas en la literatura científica expresan la relación de absorción con una ecuación hiperbólica de tipo:

Cplanta = m · Cnsuelo (3)

Si  n = 1 la curva se transforma en una recta con coeficiente angular igual a m. Si n = 0 la recta es horizontal y la concentración en la planta es constante e igual a m. Si n < 1 los valores de la concentración en la planta disminuirían cuando se incrementasen los valores de concentración en el suelo.

Existen modelos para la determinación de FT que tienen en cuenta la transpiración de la planta y la humedad del suelo como el modelo usado por Ambe (1999).

FT = S · Tc / (θ + Kd) (4)

Donde S es el Coeficiente de Absorción selectiva del elemento, Tc el coeficiente de transpiración (cm3 · g-1), que es el agua requerida para la producción de un gramo de planta, θ es el contenido de agua del suelo (cm3 · g-1) y Kd el coeficiente de distribución (cm3 · g-1).

Hay modelos conceptuales algo más  complejos, como el de Mitscherlich (Tudoreanu, 2004), modelos dinámicos (TERMOD, NRPB, RADFOOD, PATHWAY, RADAL o DYNAMON) o modelos estáticos (HERMES, UNSCEAR, USNRC, ECOSYS) cuya revisión se ha realizado por Kabai (2004) e incluso el modelo dinámico del autor citado ETM-2002, mucho más complejos, etc., que incorporan un número notable de variables tales como deposición aérea, superficie de la planta, agua intersticial, superficie de suelo considerado, concentración del elemento en la zona radicular, etc.

Sin embargo el uso de FT ó modelos de transferencia es casi una constante, especialmente en aquellos autores que investigan transmisión de radionucleidos,  metales pesados y fitorestauración. Su traslado a cultivos que sean comestibles, como es nuestro caso, por sus hojas, frutos, etc. puede ayudar a entender el movimiento de ciertos elementos como el Ni que en los suelos agrícolas normales. Estos modelos, posiblemente, no serían trasladables a macroelementos nutritivos ni  cuantitativa y/o temporalmente.

2. METODOLOGÍA.

2.1. Parcela experimental.

Se eligió un cultivo melocotoneros (Prunus persica) y se determinó un área experimental sita en Cartaya (Huelva-España). El área de experiencia tenía una superficie cuadrada de 36 x 36 m. Los árboles están situados a un marco de plantación de 6 x 3 m.

2.2. Técnica de muestreo en campo.

Las muestras de hojas y suelos para su análisis químico se toman en la línea de árboles alternativamente, árbol si árbol no, de tal manera que la malla de muestro es cuadrada a 6 x 6 m (36 árboles). El suelo es una arcilla pliocénica clasificada como Aquic Palexeralfs. Las correcciones para bajar el pH de los suelos se han realizado con Sulfato Ferroso Monohidratado (SFM). Se realiza una mejora equivalente a 600 kg · ha-1, aplicada en la proximidad de los goteros de cada árbol.

Primera toma datos de suelos se realiza en Septiembre del primer año, llamándose a éstas muestras Ni1s, simultáneamente y en el mismo árbol se toma la primera muestra de hojas (Ni1f). Son hojas adultas que inician el proceso de senescencia. La segunda toma de hojas se realiza en Mayo del segundo año, (Ni2f), son hojas nuevas de la siguiente brotación. En Septiembre del segundo año se realiza  otra toma de hojas (Ni3f) y otra de suelos (Ni3s). Todas las muestras son introducidas en bolsas y son etiquetadas debidamente para su correcta identificación, mostrando en ella el árbol de la cual es cogida y la fecha, para su envío al laboratorio.

3. Preparación de muestras y análisis químico.

Método: Basado en Standard Methods

    1. Aparatos: ICP-MS (espectrómetro de masas con fuente de ionización de plasma acoplado inductivamente). Serie 4500 de Hewlett Packard.
    2. Espectrofotómetro Lambda-2 de Perkin-Elmer.
    3. pH-metro WTW con electrodo combinado de calomelano.
    4. Las muestras de hojas se trocearon y se lavaron con agua de 18,2 MW producida en un equipo Milli-Q Ro siendo en esta solución donde se procedió a las determinaciones mediante ICP-MS.

Para el análisis estadístico de los datos se utiliza el programa estadístico Ssps 13.0. Se realiza un análisis descriptivo de comparación de medias y un Anova.

3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN.


Tabla 1. Datos estadísticos descriptivos.


Gráfico 1. Concentración de Ni en el suelo al principio y final de la experiencia.

Gráfico 2. Concentración de Ni en la hoja al principio y final de la experiencia

Gráfico 3. Niveles de pH en el suelo al principio y final de la experiencia

Gráfico 4. Factor de Transferencia suelo-planta al principio y final de la experiencia

 


Tabla 2. Valores de las rectas lineal y logarítmica del metal a estudio.


Gráfico 5. Nivel medio de FT del Ni al principio de la experiencia

Gráfico 6. Nivel medio de FT del Ni al final de la experiencia

El valor inicial del FT del Ni es de FT = 0,1914 ± 0,05885 y finalmente de FT = 0,0767±0,02318. La recta-modelo empieza con un Coeficiente Angular (CA) = -0,0348 y termina con un CA = -0,0060, es decir en ambos casos prácticamente horizontal.

Ello indicaría que en el rango de cambio de pH aquí experimentado la concentración de Ni en suelo no afectan a la transferencia hacia las hojas, en concordancia con Kashem (2002).

Se observa que el punto de corte de la recta del modelo ha pasado de  5,0010 a 1,8053. Es posible que la mejora de las condiciones de desarrollo de la planta produzcan un efecto dilución (igual cantidad del elemento en más desarrollo foliar).

Representación de las regresiones lineales (línea continua) de los distintos elementos, las líneas discontinuas representan la concentración en las hojas frente a la concentración en el suelo.


Gráfico 7. Variación de la concentración de Ni en hojas frente a la concentración en suelos (ppm) en primera toma


Gráfico 8. Variación de la concentración de Ni en hojas frente a la concentración en suelos (ppm) en segundo toma

Al comienzo de la experiencia las relaciones de concentración hojas/suelos estaban correlacionadas por una recta de regresión (modelo lineal de regresión) cuya ecuación era Choja = -0,0348Csuelo + 5,0010,  y al final de la experiencia esa recta tiene la ecuación Choja = -0,0060Csuelo + 1,8053. Lo anterior nos indica que el modelo de regresión es lineal y horizontal y que el aumento de la concentración de Csuelos no influye  en el valor del Choja (Gráficos 7 y 8). Las concentraciones de Chojas, en el rango de valores de pH que nos movemos, son pues independientes de las Csuelo. Esto esta en concordancia con  (Kashem, 2002). Se observa, además que la recta del modelo de regresión corta al eje de la Y en un valor bastante más bajo que inicialmente, es decir se ha desplazado hacia abajo. Es posible que la mejora de las condiciones de desarrollo de la planta produzcan un efecto dilución (igual cantidad de elemento en más desarrollo foliar).


Gráfico 9. FT de Ni frente a la concentración de Ni en suelos (ppm) en primera toma

Gráfico 10. FT de Ni frente a la concentración de Ni en suelos (ppm) en la segunda toma

El FT medido por el cociente   FT = Choja/Csuelo, con respecto a la concentración del suelo, comienza con un modelo prácticamente lineal plano de ecuación FT = -0,0105Csuelo + 0,4322 y termina con un modelo FT = -0,0032Csuelo + 0,1448 igualmente plano. Esto significa que, a los niveles que se ha conseguido mover el pH de este suelo, el FT no se ha modificado para este elemento, es decir las modificaciones del pH no alteran los modelos de FT (Gráficos 9 y 10). Lo anterior concuerda con las investigaciones de Kashem  (2002), cuando asegura que los cambios leves de pH afectarían poco a la dinámica del Ni en suelos y consecuentemente a la absorción y traslocación a las partes aéreas de las plantas. Por otra parte es posible que muchas plantas sean capaces de regular el flujo de Ni hacia sus órganos aéreos independientemente de las concentraciones en el suelo.

Este elemento presenta, al principio, situaciones estables en sus estados de solubilidad  (Media FT inicial = 0,1914 + 0,05885). En el  rango  de disminución de pH como el aquí conseguido, los valores, finalmente, no se modifican sustancialmente (Media de FT final = 0,0767 + 0,02318), (Gráficos 5 y 6) y los procesos de solubilidad/insolubilidad no se alteran. Lo anterior esta en consonancia con la revisión de las formas de Ni presentes en los suelos realizada por Urem (1993),  que pone de manifiesto que el Ni es un elemento relativamente inerte cuya dinámica depende esencialmente de la capacidad de cambio, de las condiciones redox y de la materia orgánica de los suelos.

4. REFERENCIAS.

Adriano, D.C. (1986): Trace elements in the terrestrial environment. Springer. New York.
Ambe, S., Shinonaga, T., Ozaki, T., Enomoto, S., Yasuda, H. and Uchioda, S. (1999). Ion competition effects on the selective absorption of radionuclides by komatsuna (brasica rapa var. perviridis). Environmental and Experimental Botany, 41; 185-194.
Anderson, A.J.; Meyer, D.R., Mayer, F.K. (1973): Heavy metal toxicity: Levels of Ni, Co and Cr in the soil ant plant associated with visual symptoms and variation on growth on an oar crop. Aust. Jor. Agric. Tes, 24, 557-571.
Balaganskaya, E.R.; Kudrjavseva, O. (2002): Sulphur migration in the soil-plant system contamined by deposits from nickel industry: a field manipulation. Environmental pollution 117, 287-293.
Bennett, B.G. (1982): Exposure of man to environmental nickel and exposure commitment assessment. The Science of Total Environment 22, 203-212.
Bollard E.G. (1983): Involvement unusual elements in plants growth and nutrition. In Läuchli A Bieleski R.L. (Ed.) Serie 15B. Springer, Berlin.  And New York 695-755.
Boyd, R.S. and Moar, W.M. (1999): The defensice funtion of Ni in plants: respose of the poliphagus herbivore Spodotera exigua (Lepidoptera: Noctuidae) to hyperaccumulator and accumulator species of Streptanthus (Brassicaceae).
Brown, P,H. Welch, R.M., Cary, E.E., Checkay R.T. (1987): Beneficial effects of Ni on plant growth. Journal of Plant Nutrition 10, 2125-2135.
Chamberlain A.C. (1983). Fallout of lead and uptake by crops. Atmospheric Environment, 17; 693-706.
Chojnacka, K., Chojnacki, A., Górecka, H. and Górecki H. (2004). Bioavailability of heavy metals from polluted soils. Science of the Total Environment, In Press.
Elmosly, W.A. ; Abdel-Sabour, M.F. (1997):  Transfer characteristic and uptake of nickel by red clover grown on nickel amended alluvial soils of an arid zone. Agric. Ecos. And Envir. 65, 49-57.
Ehlken, S. and Kirchner, G. (2002). Environmental processes a®ecting plant root uptake of radioactive trace elements and variability of transfer factor data: a review. Environmental Radioactivity 58; 970 112.
Eskew D.L. Welch, R.M., Cary E.E. (1983):  Nickel: an essential micronutrient for legumes an possibly all higher palnts. Science 222, 621-623.
Eskew D.L. Welch, R.M., Norwel, W.A. (1984):  Nickel in higher plant: Further evidence for an essential role. Plant Physiology, 76, 691-693.
Gerendás, J. and  Salttelmacher, B. (1999): Influence of Ni Supply on Growth and Nitrogen Metabolism of Brassica napus L. Grown with NH4NO3 or Urea as N-source. Annals of Botany Company. 83, 65-71.
Jaffré, T.; Brooks, R.R.; Lee, J.; Reeves, R.D. (1976):  Sobertia acuminata: a hyperaccumulator of nickel from New Caledonia. Science 1993, 579-580.
Kabai, E., Zagybai, P., Lang- Lazi, M. and Oncsik, M. (2004). Radionuclide migration modelling through the soil-plant system as adapted for hungarian environment. Science of the Total Environment, 330; 199-216.
Kashem, M.A. and Singh, V.R. (2002). The effect of fertiliser additions on the solubility and plant availability of Cd, ni and Zn in soil. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 62; 287-296.
Marschner, H. (1986): Mineral nutrition of higher plants. Academic Press. New York.
Mishra, D.; Kar, M. (1974): Nickel on plant growth and metabolism. Botany Rev., 40, 395-452.
Molas, J. (2002): Changes of chloroplast ultrastructure and total chlorophyll concentration in cabbage leaves caused by excess of organic Ni(II) complexes. Envir. And Exper. Botany. 47: 115-126.
Mordy, A. and Atta-Aly (1999): Effect of nickel addiction on the yield and quality of parsley leaves. Science Horticulture 82, 9-24.
Pinel, F.; Leclerc-Cessac, E.; Staunton, S. (2003): Relative contributions of soil chemistry, plant physiology and rhizosphere induced changes in speciation on Ni accumulation in plant shoots. Plant and Soil 255, 619-629.
Poulik, Z. (1997): The danger of accumulation of nickel in cereal on contaminated soil.  Agr. Eco. & Envir. Vol 63 , 25-29.
Reeves, R.D.; Baker, A.J.M.; Borhidi, A. and Berazains, R. (1999): Nickel Hyperaccumulation in the Serpentine Flora of Cuba. Annals of Botany, 83; 29-38.
Simon, T.; Eberhard, A.; Rohr, R. (2000): Effect of Ni an As on radish tuber cultivated on artificially pollucted solis. Eur. J. Soil Biol. 36: 73-80.
Trapp, S., Matthies, M., Scheunert, I. and Topp, E.M. (1990). Modelling the bioconcentration of organic chemicals in plants. Environmental Science and Technology, 24; 1246-1252.
WelchJ, E.; Lund, L.J. (1987): Soil properties, irrigation water quality and soil moisture level influences on the movement of the Ni in sewage sludge treated soil. J. Environ. Qual. 16: 403-410.
Urem, N.C. (1993): Forms, reaction and availability of nickel in soil. Adv. In Agron. 48, 141-203.

Orihuela, D.L.; Hernández, J.C.; Weiland, C.M.; Moreno, C.M.
Escuela Politécnica Superior La Rábida. Huelva..

 


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