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UNIVERSIDADE FEDERAL DE MATO GROSSO FACULDADE DE AGRONOMIA E MEDICINA VETERINÁRIA
Programa de Pós-graduação em Agricultura Tropical
ADSORÇÃO DE FÓSFORO EM SOLOS DO CERRADO MATO-GROSSENSE
JOSIAS DO ESPÍRITO SANTO CORINGA
C U I A B Á - MT
2007
1
UNIVERSIDADE FEDERAL DE MATO GROSSO FACULDADE DE AGRONOMIA E MEDICINA VETERINÁRIA
Programa de Pós-graduação em Agricultura Tropical
ADSORÇÃO DE FÓSFORO EM SOLOS DO CERRADO MATO-GROSSENSE
JOSIAS DO ESPÍRITO SANTO CORINGA Químico
Orientadora: Profa Dra WALCYLENE LACERDA MATOS PEREIRA
SCARAMUZZA
Dissertação apresentada à Faculdade de Agronomia e Medicina Veterinária da Universidade Federal de Mato Grosso, para obtenção do título de Mestre em Agricultura Tropical.
C U I A B Á - MT
2007
2
Dados Internacionais de Catalogação na Fonte
C798a Coringa, Josias do Espírito Santo
Adsorção de fósforo em solos do Cerrado mato-grossense. /Josias do
Espírito Santo Coringa.—Cuiabá: o autor, 2007.
80f.
1.Dissertação (mestrado). Universidade Federal de Mato Grosso
Faculdade de Agronomia e Medicina Veterinária. Agricultura Tropical.
1. Agricultura 2. Ciência do solo 3. Fósforo 4. Propriedade química 5. Adsorção 6. Latossolo 7. Óxidos de Ferro 8. Mato Grosso
9. Mineralogia I. Título.
CDU – 544.723.2(817.2)
Permitida à reprodução total ou parcial desde que citada a fonte.
3
UNIVERSIDADE FEDERAL DE MATO GROSSO FACULDADE DE AGRONOMIA E MEDICINA VETERINÁRIA
Programa de Pós-graduação em Agricultura Tropical
CERTIFICADO DE APROVAÇÃO
Título: ADSORÇÃO DE FÓSFORO EM SOLOS DO CERRADO MATO-
GROSSENSE
Autor: JOSIAS DO ESPÍRITO SANTO CORINGA Orientadora: Profa Dra WALCYLENE LACERDA MATOS PEREIRA SCARAMUZZA
Aprovada em 07.05.2007
4
DEDICATÓRIA
Ao meu pai Jerônimo do Espírito Santo Coringa (in memorian), minha mãe
Benedita, e aos meus filhos Jeanne, Jacqueline e João Pedro.
5
AGRADECIMENTOS
À Faculdade de Agronomia e Medicina Veterinária e à Universidade
Federal de Mato Grosso pela formação proporcionada;
Ao Centro Federal de Educação Tecnológica de Mato Grosso, que
possibilitou a realização do curso de mestrado;
À professora e orientadora Drª. Walcylene Lacerda Matos Pereira
Scaramuzza e a Co-orientadora Dra. Oscarlina Lúcia dos Santos Weber por
todas as sugestões, correções, orientação e atenção dispensada durante
todos os momentos do curso;
Ao Laboratório de Mineralogia do Departamento de Geologia da
Universidade Federal de Mato Grosso, na pessoa da professora Dra. Rúbia,
Dr. Rogério e do técnico Adriano, por proporcionar as análises de
difratometria de raios x e analise de fluorescência;
Ao Grupo de Estudos de Poluentes Ambientais da Universidade
Federal de Mato Grosso e ao Fundo de Amparo à Cultura do Algodão
(FACUAL) / Associação dos Produtores de Algodão (AMPA) pela cessão das
amostras dos solos e dados físico-hídricos e morfológicos dos perfis.
Aos bolsistas do Laboratório de Solos, em especial à Luna, ao Mário e
à Cássia, pelo auxílio na realização das análises laboratoriais;
A minha esposa Elaine, pela colaboração e auxílio na realização e
finalização desta dissertação, compreensão e amor a mim dedicados;
6
ADSORÇÃO DE FÓSFORO EM SOLOS DO CERRADO MATO-GROSSENSE
RESUMO - O Estado de Mato Grosso possui grandes áreas de solos
intemperizados, que por definição, possuem alta capacidade de fixação do
fósforo, além de propriedades como boa profundidade, estrutura estável, boa
porosidade e permeabilidade. Por outro lado, apresentam alta acidez, baixa
reserva de nutrientes, baixa capacidade de troca catiônica, alta capacidade
de adsorção aniônica (especialmente fosfato) e ponto de carga zero elevado.
O presente trabalho teve como objetivo estudar os índices de adsorção de
fósforo de amostras dos horizontes A e B de solos característicos do
cerrado mato-grossense, e correlacionar alguns atributos físicos, químicos e
eletroquímicos com a capacidade máxima de adsorção de P (CMAP). O
estudo da CMAP foi feito por meio do ajuste da equação de adsorção de
Langmuir, e seus valores variaram de 770 a 3.500 mg de P kg-1, com maior
percentual em subsuperfície (67%). Os valores da CMAP dos solos
obedeceram à seguinte ordem decrescente: LAd > LVAef > LVAd1 > LVAw >
FXd > LAw > LVef. A CMAP correlacionou-se positivamente com ki, kr, SE,
FeDCB , AlDCB, V%, e P-rem e inversamente com a argila, carbono orgânico
total (COT), Fe2O3, pHKCl, PESN e ∆pH. Pela análise de regressão linear
múltipla, o índice Kr foi o atributo que mais contribuiu para a adsorção de P,
seguido dos óxidos de Fe e de Al de alta cristalinidade (FeDCB, AlDCB),
evidenciando que o estádio de intemperismo do solo e o aspecto qualitativo
da mineralogia da fração argila contribuíram significativamente na sua
adsorção.
Palavras-chave: fixação de fósforo, óxidos de ferro e de Alumínio,
isotermas de adsorção.
7
PHOSPHORUS ADSORPTION IN MATO-GROSSO’S CERRADO SOILS
ABSTRACT – The State of Mato Grosso has extensive areas with highly
wheatering soils what means high capacity of adsorption of the phosphorus,
besides properties as good depth, stable structure, good porosity and
permeability. On the other hand, they present high acidity, low reserve of
nutrients, low capacity of cation exchange, high capacity of anionic
adsorption (especially phosphorus) and elevated point of zero charge. The
present work aimed to study the phosphorus adsorption rates of surface and
subsurface samples of eight characteristic soils of Mato Grosso’s region
known as cerrado and to correlate some physical, chemical and
electrochemical features with the maximum capacity of adsorption of P
(CMAP) of these soils. The study of the CMAP was made by means of the
adjustment of the isotherm of adsorption of Langmuir, and its values varied
from 770 mg P kg-1 to 3,500 mg P kg-1, being 67% (on average) greater in
the subsurface, proving the contribution of organic matter in the blockade of
the available places of adsorption of the soil. The CMAP values of the
observed soils had the following decreasing order: LAd > LVAef > LVAd1>
LVAw > FXd > LAw > LVef. The attributes ki, kr, specific surface (SE), FeDCB,
AlDCB, V%, and P-rem correlated positively with the adsorption of
phosphorus, whereas the clay content, total organic carbon (COT), Fe2O3,
pHKCl and point of null saline effect (PESN) correlated negatively with the
CMAP. According to the multiple linear regression analysis, the Kr index was
the attribute that contributed the most to the adsorption of P in soils, followed
on oxides of Fe and Al of high crystallinity (FeDCB, AlDCB), showing that the
stadium of weathering of the soils and the qualitative aspect of the
mineralogy of the clay fraction have contributed significantly to the adsorption
of phosphorus in the soils of Mato Grosso’s cerrado.
Keywords: fixation of phosphorus, iron and aluminium oxides, isotherm of adsorption.
8
LISTA DE FIGURAS
Página 1 Fluxograma de analises.................................................................. 33
2 Isotermas de adsorção de fósforo de oito solos do cerrado
matogrossense em horizonte A.....................................................
53
3 Isotermas de adsorção de fósforo de oito solos do cerrado
matogrossense em horizonte B....................................................
54
4 Isotermas de adsorção de Langmuir na forma linear dos oito
solos do cerrado matogrossense em horizonte B..........................
54
5 Relação entre os valores da constante de Langmuir e o teor de
Argila...............................................................................................
57
6 Relação entre os valores da constante de Langmuir e a
superfície específica......................................................................
58
7 Relação entre os valores da constante de Langmuir e o teor de
alumínio extraído na forma DCB.....................................................
59
8 Relação entre os valores da constante de Langmuir e o valor
de Kr...............................................................................................
60
9 Relação entre os valores da constante de Langmuir e o valor
de Saturação por bases.................................................................
61
10 Relação entre os valores da constante de Langmuir e o teor
de fósforo remanescente...............................................................
63
9
LISTA DE TABELAS
Página 1 Classificação, localização e uso atual dos solos........................... 32
2 Caracterização física dos solos do cerrado mato-
grossense......................................................................................
41
3 Caracterização dos solos do cerrado mato-
grossense......................................................................................
43
4 Teores de ferro e alumínio ligados aos óxidos cristalinos (FeDCB,
AlDCB) e de baixa cristalinidade (FeOXA, AlOXA) e suas relações....
45
5 Ponto de efeito salino nulo (PESN), ponto de carga zero
estimado (PCZ) e ∆pH dos solos..................................................
48
6 Parâmetros de adsorção do fósforo nos solos obtidos a partir da
isoterma de Langmuir....................................................................
51
7 Coeficientes de correlação linear de Pearson entre a CMAP e
alguns atributos dos solos, em horizontes B ...............................
55
10
SUMÁRIO
Página1 INTRODUÇÃO............................................................................................... 12
2 REVISÃO DE LITERATURA......................................................................... 14
2.1 Características de solos com cargas variáveis........................................... 14
2.2. Mineralogia da fração argila...................................................................... 15
2.3. Ponto de efeito salino nulo (PESN)............................................................ 17
2.4 Superfície específica................................................................................... 18
2.5 Fósforo no solo............................................................................................ 19
2.6 Adsorção de fósforo.................................................................................... 19
2.6.1.Mecanismos de adsorção de fósforo....................................................... 21
2.5.2 Fatores que influenciam a adsorção de fósforo....................................... 21
2.5.2.1 Matéria orgânica................................................................................... 23
2.5.2.2 Óxidos de ferro e alumínio.................................................................... 26
2.5.2.3 Teor de argila........................................................................................ 26
2.5.2.4 pH do solo............................................................................................. 27
2.5.3 Isotermas de adsorção ............................................................................ 31
3 MATERIAL E MÉTODOS.............................................................................. 31
3.1 Solos utilizados............................................................................................ 33
3.2 Pré-tratamento das amostras...................................................................... 34
3.3 Fluxograma de analises.............................................................................. 35
3.4 Caracterização física............................................................................... 37
3.5 Caracterização química............................................................................... 38
3.6 Determinação do ponto de efeito salino nulo............................................ 39
3.7 Ensaios de adsorção de fósforo.................................................................. 40
3.8 Análise estatística........................................................................................ 40
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO..................................................................... 42
4.1 Caracterização física................................................................................... 45
4.2 Caracterização química............................................................................... 47
4.3 Formas de ferro e alumínio......................................................................... 45
11
4.4 Ponto de efeito salino nulo.......................................................................... 47
4.5 A adsorção de fósforo................................................................................. 49
4.5.1 Isotermas de adsorção de P..................................................................... 50
4.5.2 Relações entre a CMAP e os atributos físicos, químicos e eletroquímicos .........................................................................................
55
5 CONCLUSÕES..............................................................................................
64
6 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS..............................................................
66
APÊNDICE..................................................................................................... 78
12
1. INTRODUÇÃO
Na maioria dos solos, o suprimento natural de fósforo é insatisfatório
às necessidades das culturas e por isso, torna-se um dos principais fatores
limitantes para a produção de alimentos.
O fósforo apresenta importantes restrições à fertilidade dos solos
devido ao seu baixo teor disponível, à baixa solubilidade dos seus
compostos e às suas transformações para formas não-lábeis (fixação do
fósforo) quando se adicionam fertilizantes e resíduos orgânicos.
Solos intemperizados em condições tropicais tornam-se mais
eletropositivos em profundidade, com maior capacidade de adsorver ânions,
como os fosfatos. Os Latossolos argilosos do cerrado brasileiro adsorvem
mais de 2 mg cm-3 de fósforo, ou seja, mais de 4.000 kg ha-1 desse
elementos, 9.200 kg ha-1 de P2O5 incorporado nos primeiros 20 cm de
profundidade, sendo metade deste valor na forma de fósforo não-lábil
(fixada) em até um mês de contato com o solo (Novais e Smyth, 1999).
A forte afinidade do fósforo com os óxidos e hidróxidos de ferro
(goethita e hematita) e de alumínio (gibbsita) do solo tende a reter o fósforo
no sistema, tornando-o menos disponível às plantas e à lixiviação. Assim,
solos com textura muito argilosa e alto conteúdo em óxidos, apresentam
elevada capacidade de adsorção de fosfato, a qual pressupõe ser
diferenciada de acordo com as formas dos óxidos de ferro (Fontes et al.,
2001).
13
Vários trabalhos realizados por Barrow,(1985); Sparks (1995); Mota
et. al. (2002); Sharpley, 2003 e Soares, (2006), têm comprovado que a
capacidade de fixação de fósforo pelo solo também está associada ao pH,
teor e tipo de óxidos de ferro e alumínio, teor de matéria orgânica e argila.
Os solos sob cerrado, incluindo os do Estado de Mato Grosso,
possuem alta capacidade de fixação do fósforo (Fageria,1998), induz a
adicionar ao solo doses bem superiores desse elemento àquelas exigidas
pelas culturas, principalmente, a soja e o algodão. Estes solos apresentam
propriedades físicas desejáveis, como boa profundidade, estrutura estável,
boa porosidade e permeabilidade. Por outro lado, as propriedades químicas
apresentam alta acidez, baixas reserva de nutrientes, baixa capacidade de
troca catiônica, alta capacidade de adsorção aniônica (especialmente
fosfato) e ponto de carga zero elevado.
A deficiência de pesquisas relacionadas à adsorção de fósforo em
solos do Estado do Mato Grosso justificou a realização deste trabalho, cujo
principal objetivo foi estudar os parâmetros de adsorção de fósforo de solos
característicos do cerrado mato-grossense e correlacionar alguns atributos
físicos, químicos e eletroquímicos com a capacidade máxima de adsorção
de P (CMAP).
14
2. REVISÃO DE LITERATURA 2.1. Características de solos com cargas variáveis
Nos solos tropicais predominam minerais com carga variável, os quais
tendem a ser altamente intemperizados devido à decomposição acentuada
dos minerais primários, além de serem profundos e de reter baixa
capacidade de troca catiônica (CTC) (Camargo et al., 1988). Nesses solos
predomina os minerais de argila 1:1 e óxidos de Fe e Al, o que lhes confere
grande capacidade de adsorção aniônica. A presença de grupos OH-1 na
superfície dos óxidos e nas faces quebradas das partículas de caulinita faz
com que a maioria das cargas seja dependente de pH ou variáveis
(Raij,1972).
A carga variável é originada da adsorção de íons H+ e OH- na
superfície dos colóides, onde o íon adsorvido, em excesso, determina a
carga líquida da partícula coloidal (Toth e Jozefaciuk, 2002), podendo ser
desenvolvida por sorção química da molécula de água na superfície de
óxidos e hidróxidos de ferro e de alumínio e por ionização de grupos
funcionais da matéria orgânica.
Quando positiva, a carga variável possibilita predomínio de reações
de trocas aniônicas entre o colóide e a solução do solo, fenômeno muito
importante verificado na retenção de ânions, caso do fosfato. Algumas
propriedades dos solos tropicais são atribuídas às cargas elétricas positivas,
15
principalmente devido aos óxidos de ferro e alumínio presentes, os quais
aumentam a retenção de ânions como sulfatos, fosfatos e nitratos (Fontes et
al., 2001).
Como conseqüência, a carga variável dos solos influencia a retenção
de nutrientes, a troca iônica, a agregação, a erodibilidade, a drenagem, a
aeração e a infiltração dos solos (Krishnaswamy e Richter, 2002).
2.2 . Mineralogia da fração argila A fração argila dos solos tropicais geralmente é composta,
principalmente por minerais silicatados 1:1 e óxidos de ferro e alumínio, além
de quantidades variáveis de vermiculita com hidróxido de alumínio nas entre
camadas e, em menor proporção, minerais silicatados do tipo 2:1 (Costa et.
al., 2004). Essa combinação de minerais com baixos valores de pH e de
matéria orgânica, confere a estes solos alta capacidade de retenção
aniônica (Fontes e Weed, 1996). A fração argila possui, então, alta carga
variável e, sob condições naturais, densidade de carga superficial positiva às
vezes são predominantes nesses solos (Barreal et al., 2003).
Na composição mineralógica da fração argila dos solos tropicais e
subtropicais, os óxidos de ferro dominantes são a goethita e a hematita, em
razão da sua alta estabilidade termodinâmica e da baixa solubilidade.
Ambientes bem drenados e de clima mais quente são favoráveis à formação
da hematita, enquanto a goethita é característica de ambientes mais úmidos
e/ou frios (Peterschmitt et al.,1996).
A gibbsita é o óxido de alumínio cristalino de maior ocorrência em
solos com carga variável (Netto, 1996; Alves, 2002) e sua presença está
ligada à intensidade do intemperismo do solo. A propriedade mais
importante desse mineral é sua elevada reatividade superficial devido aos
grupos Al-OH presentes na sua estrutura (Zhang e Zhao, 1997), que podem
adsorver H+ ou OH-, desenvolvendo cargas superficiais, dependendo do pH
do meio. Por isso, alguns ânions podem ser retidos e a força desta retenção
16
é um importante fator que influencia a mobilidade aniônica em solos (Fontes
& Weed, 1996).
Portanto, a adsorção de fósforo em solos com carga variável é muito
influenciada pela sua constituição mineralógica e, neste aspecto, os óxidos
de ferro e alumínio são tidos como os constituintes da fração argila mais
efetiva (Motta et al., 2002). De acordo com Ker (1995), o papel da caulinita
na adsorção de fósforo parece ser secundário em comparação com os
componentes oxídicos do solo.
2.3. Ponto de efeito salino nulo (PESN)
É o atributo eletroquímico de maior destaque para solos
intemperizados das regiões tropicais (Fontes et. al., 2001), pois governa os
fenômenos de adsorção de íons na fração argila dos solos com carga
variável. Corresponde ao pH do solo no qual a sua carga líquida é igual a
zero, e depende essencialmente dos constituintes presentes no solo,
influenciando atributos como a CTC, o grau de floculação, o
desenvolvimento da estrutura e fenômenos de adsorção na fração argila
(Coscione et al., 2005).
De acordo com Uehara e Gillman (1981), a diferença entre o PESN e
o pH do solo determina o sinal e a magnitude da carga variável ali presente:
quando o pH do solo for menor que o PESN, os sítios de carga variável
tornam-se carregados positivamente, facilitando a retenção aniônica. Por
outro lado, se o pH do solo for maior que o PESN, eles desenvolvem, na sua
maioria, carga negativa, favorecendo a troca catiônica. Assim, a densidade
de carga na superfície coloidal dos solos com carga variável, pode ser
alterada pela aplicação orientados de fertilizantes e corretivos, com a
finalidade de se aumentar à capacidade produtiva desses solos.
O valor do PESN do solo depende da composição mineralógica e da
matéria orgânica humificada, sendo que os óxidos de ferro e de alumínio
tendem a elevar o PESN enquanto que os aluminossilicatos e a matéria
17
orgânica, por apresentarem alta densidade de cargas negativas, tendem a
abaixar o PESN (Siqueira et al., 1990).
Dentre os métodos propostos para determinar o PESN em solos com
carga variável, a titulação potenciométrica é o mais utilizado (Alleoni e
Camargo, 1994; Silva et al., 1996; Alves, 2002; Appel et al., 2003; Auxtero et
al., 2004; Coscione et al., 2005, Coringa, 2005).
2.4. Superfície específica
A superfície específica (SE) representa a área superficial total onde se
dá a interação de íons e moléculas de água com as partículas coloidais do
solo e possui grande importância na adsorção de fósforo (Fontes e Weed,
1996; Fernandes, 2000 e Schaefer et al., 2004). Este atributo exerce
influência determinante sobre muitas propriedades dos solos, como a CTC, o
conteúdo de argila e os limites de liquidez e plasticidade (Theng et al., 1999).
O valor da SE dos solos depende muito da quantidade e do tipo de
mineral de argila no solo: a montmorilonita, por exemplo, apresenta SE igual
a 812 m2 g-1 (Petersen et al., 1996), como resultado da sua propriedade de
expansão e contração e da elevada área superficial; a goethita, hematita e
gibbsita apresentam, respectivamente SE igual a 51,4, 46,5 e 32,5 m2 g-1 ,
(Muggler et al., 2001); a ilita, vermiculita e caulinita possuem,
respectivamente SE igual a 138,9, 56,1 e 88,1 m2 g-1 (Moberg et al., 1988).
Dentre os métodos empregados para determinação da SE de solos, a
adsorção de líquidos polares como o éter monoetílico do etileno glicol
(EMEG) (Heilman et al., 1965; Churchman e Burke, 1991; Churchman et al.,
1991) e água têm sido usados comparativamente ao método da adsorção de
nitrogênio (N2), o método BET.
18
2.5. Fósforo no solo Na maioria dos solos, o suprimento natural de fósforo é insatisfatório
para o desenvolvimento das culturas, apesar do seu teor total no solo variar
de 100 a 1.000 mg kg-1 (Brady e Weil, 1996), menos que 0,1% deste total
esta presente na solução do solo.
Dentre os fatores que desencadeiam a insuficiente concentração de
fósforo, naturalmente presente no solo, está a baixa solubilidade dos
compostos deste elemento, o que o torna pouco disponível à absorção pelas
plantas, e à sua fixação de fósforo no solo, especialmente em solos
altamente intemperizados (Rolim Neto et al., 2004).
O aumento do intemperismo provoca mudança gradual em algumas
características do solo, tornando-o mais eletropositivo e com maior
capacidade de adsorver ânions, como fosfato (Novais e Smyth, 1999). Esse
tipo de adsorção caracteriza-se pela troca de ligantes da superfície dos
oxidróxidos por íons fosfato em solução (Parfitt, 1988). Tal fato promove
baixa concentração de fosfato na solução do solo e, como conseqüência,
elevadas doses de fertilizantes fosfatados têm sido aplicadas nesses solos
para aumentar a disponibilidade desse elemento às plantas.
Estima-se que 5% a 25% do fósforo solúvel adicionado ao solo, como
adubo, sejam aproveitados pela cultura, e que 95% a 75% dele sejam
adsorvidos (Falcão e Silva, 2004). A adsorção de fósforo é provocada por
ligações eletrostáticas e/ou por ligações covalentes e de precipitação,
formando compostos insolúveis e indisponibilizando-o às plantas (Alcarde et
al., 1991).
19
2.6. Adsorção de fósforo
2.6.1. Mecanismos de adsorção de fósforo
A importância do estudo de adsorção de ligantes inorgânicos como
fosfato e sulfato, se deve às suas transformações e movimentação no solo, o
que afeta os atributos físico-químicos do solo e vários processos ambientais
incluindo o aumento na taxa de intemperismo (Marchi, 2001).
A sorção de fósforo inclui tanto a adsorção na superfície dos minerais
quanto suas precipitações como fosfatos de baixa solubilidade,
especialmente em solos ácidos e ricos em óxidos de ferro e de alumínio,
caso dos Latossolos. A magnitude da sorção de fósforo depende da
natureza e da quantidade de sítios disponíveis na superfície dos minerais,
ditada pela mineralogia do solo e pelo conteúdo de argila. Em solos com a
mesma constituição mineralógica, a adsorção de fósforo é afetada pelo
maior teor de argila (Motta et al., 2002).
As reações de adsorção ocorrem principalmente na fração argila do
solo, sendo que os óxidos de alumínio, ferro e manganês, os grupos
funcionais ácidos da matéria orgânica e a caulinita são as superfícies
reativas mais representativas em solos com cargas variáveis. Estes
componentes apresentam as maiores superfícies específicas e, portanto,
mais sítios reativos com a solução do solo (Sparks, 1995).
Segundo Soares et al. (2006), o estudo da adsorção envolve dois
mecanismos principais: a atração eletrostática entre cátions da solução e a
superfície negativamente carregada dos colóides do solo, chamada
adsorção não-específica, com a formação de complexos de esfera externa e
a adsorção específica, em que as espécies adsorvidas formam complexos
de esfera interna com a superfície, por meio de reações mais seletivas,
menos reversíveis e de grande energia.
A adsorção específica está relacionada ao mecanismo de substituição
de hidroxilas do complexo de coordenação com íons metálicos por ânions
que apresentariam certa facilidade em participar da esfera de coordenação
20
(Marchi, 2001). A liberação de grupos hidroxila é conseqüência direta da
adsorção específica de ânions orgânicos e inorgânicos, como fosfato e
sulfato, em solos de carga variável. O mecanismo de adsorção específica de
fósforo por oxihidróxidos de ferro e alumínio se inicia pela atração
eletrostática seguida da troca de ligantes, chamada quimissorção, onde há
troca de OH- e OH3+ da superfície dos óxidos por fosfato da solução (Barrow,
1985; Sharpley, 2003)
Uma outra possível conseqüência da adsorção específica de ânions
em solos de carga variável é o aumento da carga líquida negativa de
superfície, diminuindo assim, o ponto isoelétrico (PI) dos colóides
(McBride,1994). A redução nos valores de PI em solos de carga variável é
de grande importância por interferir em muitas reações do solo dependentes
de cargas, especialmente em sistemas de manejo como plantio direto e
naqueles que recebem adubações mais freqüentes (Iyamuremye et.
al.,1996). Estes sistemas de manejo caracterizam-se por uma maior adição
de ânions orgânicos e inorgânicos no solo, os quais podem aumentar a
carga negativa líquida superficial, devido à troca de ligantes, aumentando
assim a capacidade do solo em reter cátions (Silva, et. al.,1997).
Segundo Barrow (1985), em solos tropicais os sistemas de manejo
podem ser de grande importância, devido à naturalmente reduzida
capacidade de troca de cátions e às condições de baixos valores de pH,
como é o caso de muitos destes solos.
As reações de adsorção e dessorção desencadeiam importantes
processos químicos nos solos como a disponibilidade de nutrientes para
plantas, a mobilidade de íons metálicos, pesticidas e outros solutos que são
retidos ou liberados no solo. A adsorção também afeta as propriedades
eletrostáticas, como floculação e dispersão de partículas em suspensão
(Stumm,1981).
21
2.6.2. Fatores que influenciam a adsorção de fósforo
Na maior parte do Brasil estudos como os de (Gonçalves et al., 1985;
Brennan et al., 1994; Ker et al., 1996; Fontes e Weed, 1996; Mehadi e
Taylor, 1998;).evidenciaram que os principais fatores da adsorção de fósforo
no solo são: o teor e a mineralogia da fração argila com destaque para os
óxidos de baixa cristalinidade, o pH, o alumínio trocável, o ponto de carga
zero e a matéria orgânica
Essas características estão presentes em solos intemperizados (Juo e
Fox,1977; Netto, 1996), além dos ânions competidores, como sulfatos e
silicatos (Silva et al., 1996).
2.6.2.1. Matéria orgânica
A adsorção de compostos aniônicos é fortemente dependente da
quantidade de matéria orgânica natural nos solos e nos sedimentos
(Grathwohl, 1990). Jones e Brassington (1998) observaram que a adsorção
de ânions foi mais significativa no horizonte B, que contém mais
sesquióxidos de ferro e alumínio que no horizonte A, pois a matéria orgânica
presente no horizonte A pode bloquear os sítios de adsorção e, além disso,
por possuírem cargas predominantemente negativas, podem dificultar ou
diminuir a adsorção aniônica.
Estudos realizados por Almeida et al. (2003), em Latossolos,
demonstraram que a importância do efeito da matéria orgânica na redução
da sorção de P pelos solos parece estar relacionada com sua ação
bloqueadora dos sítios de adsorção. Afif et al. (1995) evidenciaram que o
efeito da matéria orgânica no bloqueio dos sítios de adsorção de fosfato é
transitório, porém, na prática, tal efeito pode ser vantajosamente explorado,
considerando o tempo de aplicação do fertilizante fosfatado. Esse efeito
transitório deve-se à rápida mineralização de alguns ácidos orgânicos,
liberando sítios de adsorção (Valladares et al., 2003).
22
Mesquita Filho e Torrent (1993), encontraram correlações negativas
entre adsorção máxima de P e teores de matéria orgânica em solos sob
cerrado, e concluíram que a rápida oxidação da matéria orgânica no
horizonte A ou exposição das camadas subsuperficiais (pobres em matéria
orgânica), pode resultar em elevados custos para a agricultura na região dos
cerrados.
As correlações positivas entre o teor de matéria orgânica e a
adsorção de fósforo foram observadas por (Sanyal e De Datta, 1991)por em
razão principalmente do caráter aniônico da matéria orgânica, que possibilita
a formação de pontes de cátions com o Al, Fe e Ca a ela adsorvidos, e, por
meio dessas pontes, o fósforo seria adsorvido.
Pesquisas de Moreira et al. (2006) evidenciaram que a matéria
orgânica pode diminuir ou aumentar a capacidade do solo em adsorver
fósforo. Silva et al. (1997) afirmaram que a redução da adsorção de fósforo
tem sido atribuída à ação do ácido carbônico sobre a solubilização de
minerais contendo fósforo; ocasionado pelo aumento da competição entre
ânions orgânicos e o fosfato pelos sítios de adsorção de fósforo.
Segundo Brady (1989), produtos resultantes da decomposição da
matéria orgânica, como os ácidos orgânicos e o húmus, possuem a
capacidade de formar complexos com os óxidos de ferro e de alumínio,
evitando a sua disponibilidade para a fixação de fósforo.
Fontes et al. (1991), comprovaram esta teoria ao trabalharem com
Oxisolos brasileiros, em que constataram a formação de complexos entre
ácidos húmicos e a goethita, nesse caso, grupos funcionais COOH
bloqueiam a superfície da goethita, reduzindo drasticamente a adsorção de
fósforo. Gerke e Hermann (1992) estudaram um modelo experimental de
adsorção de ortofosfato em superfícies de complexos ácidos húmicos - ferro
de baixa cristalinidade sintética e constataram que o aumento do pH de 5,2
para 6,2 propiciou uma diminuição na adsorção de P da ordem de 30%.
23
Sibanda e Young (1986) estudaram a adsorção competitiva entre os
ácidos húmicos ou fúlvicos e fosfato em dois solos tropicais, onde houve
uma redução significativa na adsorção de P quando o conteúdo de ácido
húmico foi elevado de 0,7 a 3,0%, equivalente a um aumento de 1,72 a 5,2%
de matéria orgânica. Entretanto, segundo Andrade et al. (2003), essa
eficiência não se deve, exclusivamente, à adsorção dos grupos carboxílicos,
mas também ao grande poder de complexação dos ácidos húmicos sobre o
Fe e o Al na solução do solo, podendo reduzir a adsorção/precipitação de
fosfato.Assim, pode-se dizer que os produtos da decomposição de adubos
verdes ou resíduos de culturas podem aumentar a disponibilidade de fósforo
para as plantas em solos com alto poder de fixação de fosfato. Resultados
obtidos por Sharpley e Smith (1989) e Lemare et al. (1987) comprovaram
esta afirmação.
Os diferentes sistemas de manejo a que os solos são submetidos
podem aumentar ou reduzir a fixação de fósforo, dependendo do grau de
transformação e interação dos componentes adicionados pelo manejo e pela
matriz dos solos (Silva et al., 1997). A adoção de sistemas de manejo que
propiciem um incremento no teor de matéria orgânica pode contribuir para a
redução da adsorção de fósforo.
2.6.2.2. Óxidos de ferro e de alumínio
Grande parte dos solos brasileiros são intemperizados, e apresentam
óxidos de ferro e de alumínio e caulinita como principais constituintes da
fração argila, minerais caracterizados pela presença de cargas variáveis
(Valladares et al., 2003). Nas condições de pH natural desses solos (ácida a
moderadamente ácida), os óxidos de ferro e alumínio tornam-se
preferencialmente carregados positivamente, e tendem a reter ânions, como
o fosfato, em sua superfície (Novais et al., 1991).
24
Estudos realizados por Fox e Searle (1978) indicaram que a adsorção
de fósforo relaciona-se principalmente com a mineralogia do solo e, em
solos tropicais, a qual pode ser classificada na ordem: quartzo, alumínio na
matéria orgânica < argilas 2:1 < argilas 1:1 < formas cristalinas de ferro e
alumínio < formas de ferro e alumínio de baixa cristalinidade.
É conhecida a importância dos óxidos de ferro nos fenômenos de
adsorção de fósforo pelo solo, sendo que as argilas silicatadas possuem
uma menor capacidade em adsorver fósforo em relação aos óxidos (Moreira
et al., 2006). Entretanto, Bedin et al. (2003) acreditaram que a presença de
grandes proporções de argilas sesquióxidas proporciona a adsorção de
fosfato e a formação de precipitados com o ferro e com o alumínio.
Para Gama (2002), a presença de óxidos e hidróxidos de alumínio e
de ferro, na fração coloidal são os principais responsáveis pelo processo de
retenção de fósforo no solo. Motta (1999) constatou que, à medida que os
Latossolos tornam-se mais oxídicos, aumenta a adsorção de fósforo, o teor
total e as formas ligadas fortemente a Al e Fe, em comparação àqueles
solos com mineralogia mais caulinítica. Estudando a adsorção de fósforo em diversos Latossolos do Brasil,
Ker (1995) observou que o aumento do caráter caulinítico dos solos implica
na redução da capacidade de adsorção de P, levando a entender que o
papel da caulinita parece secundário em comparação com os constituintes
oxídicos.
O grau de cristalinidade dos óxidos de ferro e de alumínio afeta
diretamente o seu poder de adsorção de fósforo, sendo atribuído aos óxidos
de baixa cristalinidade o papel de maior adsorvente do fosfato em solos
intemperizados (Moreira et al., 2006).
As formas de ferro de baixa cristalinidade apresentam maior área
superficial específica, o que determina sua maior reatividade química com os
fosfatos (Hernandez e Meurer, 1998). Assim, altos teores de sesquióxidos de
ferro são, muitas vezes, considerados como o fator determinante da
adsorção de fósforo em solos (Uehara e Gilman, 1981).
25
Hartono et al. (2005) demonstraram que os óxidos de alumínio e de
ferro extraídos pelo oxalato de amônio (formas de baixa cristalinidade)
contribuíram ativamente para os máximos de adsorção de fósforo em solos
ácidos da Indonésia.
Gualberto et al. (1987) encontraram maior adsorção de fósforo em
Latossolos goetíticos do Planalto Central do que em Latossolos goetíticos da
Amazônia, indicando que mais que o óxido de ferro em si, o seu tamanho e
grau de cristalinidade exercem um papel muito importante no processo de
adsorção de fósforo. Resende et al. (1985) verificaram que os óxidos de
ferro e de alumínio extraídos pelo oxalato de amônio foram os componentes
mais ativos do processo de adsorção de fósforo em Latossolos do Estado de
Minas Gerais.
Estudos desenvolvidos por Souza et al. (1991) em Latossolos do
Planalto Central mostrou que a goethita é o principal componente dos óxidos
de ferro da fração argila responsável pela adsorção de fósforo; isto se deve
segundo Torrent et al., (1994) à substituição isomórfica do ferro pelo
alumínio, o que provoca um desarranjo estrutural na goethita, diminuindo o
tamanho das partículas do mineral e, por conseguinte, aumentando sua
superfície específica, o que está diretamente ligada à adsorção de fósforo
A maior capacidade de adsorção de fósforo por solos goethíticos em
relação aos hematíticos foi constatada por diversos pesquisadores, a
exemplo dos trabalhos de Curi e Franzmeier, (1984); Motta et al., (2002).
Apesar do alto poder de fixação de fósforo pelos óxidos de ferro, sua
interação com compostos orgânicos pode reduzir expressivamente os sítios
de adsorção dos óxidos para este elemento (Almeida et al., 2003).
26
2.6.2.3. Teor de argila
A variação da capacidade máxima de adsorção de fósforo com o teor
de argila é extensamente descrita na literatura, entretanto, nem sempre o
solo com maior teor de argila possui o maior valor de capacidade máxima de
adsorção (Moreira et al., 2006).
Mello et al. (1989) demonstraram que para um mesmo tipo de argila,
aquela que estiver saturada com íons de maior valência apresentará uma
maior capacidade de adsorção de fósforo. A magnitude da adsorção de
fósforo depende da natureza e da quantidade de sítios disponíveis na
superfície dos minerais secundários; e, dentro de uma mesma mineralogia, a
adsorção é afetada positivamente pelo maior conteúdo de argila (Moreira et.
al., 2006).
Villani et al. (1993), estudando sobre a difusão de fósforo em dois
Latossolos do cerrado, com diferentes texturas e níveis de umidade,
observaram que o efeito depressivo da menor disponibilidade de água no
solo sobre a difusão de fósforo é bem mais drástico nos solos mais argilosos
e, de maneira particular, nos mais intemperizados, com grande fator
capacidade deste nutriente.
2.6.2.4. pH do solo
Em solos com carga variável, a carga elétrica líquida torna-se
progressivamente mais negativa à medida que aumenta o pH da solução do
solo (Raij e Peech, 1972), aumentando a repulsão eletrostática de ânions e
contribuindo para reduzir a adsorção de fosfato (Dynia, 1993). Como
conseqüência, a adsorção de fósforo pelo solo deve ser máxima em baixos
valores de pH.
Outros pesquisadores sustentam a idéia de que o aumento de pH do
solo provocado pela calagem resulta em aumento da competição entre os
íons hidroxila e o fosfato pelos mesmos sítios de adsorção específica na
27
superfície dos minerais (Parfitt, 1977). O aumento da força iônica1 da
solução de solos ácidos com a calagem e a presença de quantidades
elevadas de cálcio mascara o efeito esperado de maior pH, o que diminui a
adsorção e aumenta a dessorção de fósforo dos solos (Novais e Smyth,
1999).
No entanto, He et al. (1997) avaliaram o efeito da força iônica sobre a
adsorção de fosfato em alumina e caulinita, na faixa de pH de 3 a 11, e
encontraram que a adsorção variou com o pH. Para baixos valores de pH, a
adsorção decresceu pouco com o aumento da força iônica, enquanto que
para valores elevados de pH, a adsorção de fosfato aumentou com o
aumento da força iônica.
2.6.3. Isotermas de adsorção
A adsorção de fosfatos pelos solos é realizada experimentalmente por
meio de uma seqüência de amostras do solo nas quais são adicionadas
soluções contendo P em concentrações pré-estabelecidas e, agitando-se por
determinado período de tempo, posteriormente se determina as
concentrações da solução de equilíbrio para cada amostra. A quantidade de
P adsorvido pelo solo é calculada pela diferença entre a concentração de P
adicionada e a de equilíbrio. Esse procedimento foi utilizado por Brasil e
Muraoka, (1995); Alvarez V. et al., (2000) entre outros.
Para determinação da amplitude das concentrações de P a serem
utilizadas no procedimento citado anteriormente, é recomendada a
determinação prévia do P remanescente (P-rem), que é a quantidade de P
adicionada que fica na solução de equilíbrio após o contato com o solo
(Alvarez V. et. al., 2000).
1 Força iônica é uma medida do campo elétrico devido aos íons existentes na solução. É representada, pelo símbolo µ e definida como a semi-soma dos termos resultantes da multiplicação da concentração molar de cada íon presente pelo quadrado de sua carga.
µ = ½ ( c1 z12 + c2 z2
2 + c3 z32 + .....) = 1/2 ∑ ci zi
2 em que c1 , c2 , c3 .... são as concentrações molares dos diferentes íons z1 , z2 , z3 , ... as cargas correspondentes.
28
A relação de equilíbrio entre a quantidade de um elemento adsorvido
e as quantidades remanescentes na solução final são descritas pelas
isotermas de adsorção, sendo úteis para quantificar a adsorção de íons no
solo (Alleoni, 1996; Novais e Smyth, 1999; Valladares et al., 2003). Entre
essas equações, as mais utilizadas são as de Langmuir e de Freundlich
(Olsen e Watanabe, 1957; Larsen, 1967; Leal e Velloso, 1973; Singh et al.,
1983).
Os parâmetros obtidos por tais modelos empíricos de adsorção são
válidos apenas para as condições nas quais o experimento foi desenvolvido,
não havendo relação entre a adsorção e variáveis como força iônica e pH
(Jordão, 2006).
A isoterma de Langmuir foi desenvolvida inicialmente para representar
a adsorção de gases em sólidos, e Olsen e Watanabe (1957) foram os
primeiros pesquisadores a utilizar essa equação para descrever a adsorção
de P em solos. Segundo Sposito (1989), essa equação baseia-se em três
pressuposições: a) a superfície de adsorção é homogênea, e a adsorção
independe da extensão da cobertura da superfície; b) a adsorção ocorre em
sítios específicos, sem interação com as moléculas do soluto; c) a adsorção
torna-se máxima quando uma camada monomolecular cobre totalmente a
superfície adsorvente.
A forma mais comum da equação de Langmuir é expressa pela eq.(1):
Cads = (K. C. b) / 1 + (K.C) (1)
em que C é a concentração de equilíbrio do soluto, Cads é a massa de soluto
por unidade de massa do adsorvente, K é a constante relacionada à energia
de ligação soluto-adsorvente, e b é a quantidade máxima de soluto que pode
ser adsorvida (Jordão, 2006).
O ajuste da eq.(1) para a forma linear, eq.(2):
C/Cads = 1 / K.b + C/ b (2)
29
De acordo com Borggard et al. (2004), a adsorção máxima estimada
pela equação de Langmuir é dependente de vários fatores, como a
concentração de fosfato, o tempo de equilíbrio, a temperatura, o pH e a
porosidade do adsorvente.
Um dos problemas com a utilização da isoterma de Langmuir está
relacionado com erros de cerca de 50% ou mais na estimativa da
capacidade máxima de adsorção (b) obtida a partir de uma curva ajustada
com dados que não se aproximam dessa estimativa (Harter,1984).
No entanto, este problema pode ser minimizado pela utilização do
valor de P remanescente para encontrar a melhor amplitude de sua
concentração a ser utilizada na agitação com as amostras de solo (Taylor et
al.,1996). Segundo Gama (2002), a grande vantagem da utilização da equação
de Langmuir em relação às demais equações é que por meio dela estima-se
a capacidade máxima de adsorção (b) e da constante relacionada com a
energia de ligação (K). Almeida Neto e Brasil Sobrinho (1977) ressalta que
solos que apresentam maior valor de adsorção máxima exigem maiores
quantidades de fertilizantes fosfatados para que as culturas alcancem a
produção máxima.
Quanto à constante, Mehadi e Taylor (1988) verificaram que quanto
maior o seu valor maior para a energia da adsorção de P à superfície do
solo. Esses autores observaram, também, menores valores de K em solos
cultivados, pois nessas condições a quantidade de P disponível é maior, ou
seja, o P disponível não permite que os sítios de adsorção fiquem mais
ativos e tenha maior capacidade de adsorção.
A isoterma de Freundlich é empírica e as constantes da equação não
têm significado físico, indicando que a energia de ligação decresce
exponencialmente com a saturação da superfície de adsorção (Gama,
2002).
30
Entretanto Larsen, (1967); Bache e Williams, (1971); Barrow, (1978) e
Mead, (1981), demonstraram ajustes satisfatórios com a utilização dessa
equação. A representação exponencial é representada pela eq.(3):
Cads = K. C 1/n (3)
em que K e n são constantes, e Cads e C tem o mesmo significado da
equação de Langmuir. A forma linearizada da eq.(3) é dada pela eq. (4):
log Cads = log K + (1/n) log C (4)
3.2. Pré-tratamento das amostras de solo
Para a caracterização dos atributos químicos, físicos, eletroquímicos e
mineralógicos, utilizaram-se de amostras de solo coletadas nos horizontes
superficiais e subsuperficiais de trincheiras abertas, secas em estufa de
circulação forçada de ar, destorroadas e peneiradas em tamiz de malha de 2
mm, obtendo-se assim a terra fina seca em estufa (TFSE), para as
caracterizações.
As análises dos atributos químicos e físicos, em triplicatas, foram
efetuadas no Laboratório de Análises de Solos da FAMEV-UFMT. A
metodologia empregada nas determinações foi descrita segundo Embrapa
(1997) e Camargo et al. (1986).
Os solos no presente estudo foram coletados em regiões diferentes e
representativas de áreas exploradas pela agricultura no Estado de Mato
Grosso (Tabela 1) e foram classificados segundo o Sistema Brasileiro de
Classificação de Solos (Embrapa, 1999).
3.1. Solos
3. MATERIAL E MÉTODOS
31
32
Solos Classificação SBCS Símbolo Local de coleta Coordenadas
Uso do solo
1 Latossolo VermelhoEutroférrico tipico
LVef 58º17’56,4’’ W 15º42’29,8’’ S
Pastagem (Brachiara brizanta cv. Marandu
2
Latossolo VermelhoAmarelo Eutroférrico tipico
LVAef 58º18’03,1’’ W 15º42’22,9’’ S
Mata nativa (floresta tropical subcaducifolia)
3 Plintossolo Háplicodistrófico típico
FXd Cerrado
4 Latossolo AmareloÁcrico Plintico
LAw Plantio direto com soja/algodão
5 Latossolo VermelhoAmarelo Ácrico típico
LVAw
54o 52’ 39” W 15o 17’ 56” S
Plantio direto com soja/algodão
6 Latossolo VermelhoAmarelo Distrófico típico
LVAd1
7 Latossolo VermelhoAmarelo Distrófico típico
LVAd2
8 Latossolo AmareloDistrófico típico
LAd
54o 30’ 0” W 15o 30’ 0” S
Plantio direto com soja/algodão
TABELA 1. Classificação, localização e uso atual dos solos estudados.
33
3.3. Fluxograma de análises. É mostrado na Figura 1 o fluxograma de execução das nos solos
destacando os principais parâmetros, tais como: análises físicas, químicas,
eletroquímicas e os ensaios de adsorção de fósforo.
FIGURA 1- Fluxograma das análises
34
3.4. Caracterização física
Foram determinados a granulometria dos solos e a superfície
específica (SE). Na análise granulométrica foi utilizado o Método da Pipeta,
empregando-se NaOH 1 mol L-1 como dispersante químico e submetendo à
agitação mecânica por 16 horas (Embrapa,1997).
A superfície específica dos solos foi determinada pelo método
proposto por Cihaecek e Bremner (1979), o qual se baseia na retenção do
éter monoetílico do etilenoglicol (EMEG), segundo Heilman et al. (1965).
As amostras de solo do horizonte B foram previamente peneiradas em
tamiz de 0,5 mm de malha e secas em estufa a 110ºC por 24 horas e, após
a secagem, pesou-se 0,5000 g de TFSE a qual foi transferida para um porta-
amostras com 0,5 cm de altura e 4 cm de diâmetro, e mantida por uma hora
em dessecador contendo CaCl2 anidro. Em seguida, os porta-amostras
foram pesados em balança analítica com aproximação de 0,0001 g, e
lentamente aplicou-se 0,5 mL de EMEG em cada amostra, submetendo-se a
vácuo de 0,5 mmHg de pressão por 45 minutos, no mesmo dessecador.
Decorridas as 24 horas da primeira aplicação de vácuo, foram efetuadas
pesagens a cada duas horas, intercalando-se com a aplicação de vácuo por
45 minutos, até atingir peso constante (diferença menor que 0,002 g). A SE
foi então calculada pela eq. (5):
SE (m2 g-1) = (g EMEG / g solo) / 0,000286 (5)
O valor 0,000286 corresponde à massa em gramas de EMEG
necessária para a formação de uma camada monomolecular dessa
substância, com 1,0 m2 de área, na superfície do argilomineral
montmorilonita (Cihaecek e Bremner, 1979).
35
3.5. Caracterização química
O pH foi determinado em suspensões de TFSE e água deionizada
(pHH2O) e em solução de KCl 1 mol L-1 (pHKCl) na relação 1:2,5.; por meio da
medição da variação de potencial num eletrodo de vidro combinado imerso
na suspensão solo-líquido, em potenciômetro digital.
O teor de carbono orgânico total (COT) foi obtido pela oxidação via
úmida da matéria orgânica, com dicromato de potássio em ácido sulfúrico, e
titulação do excesso de dicromato com solução padrão de sulfato ferroso
amoniacal, baseando-se no método de Walkley-Black.
Os teores de cátions trocáveis Ca+2 e Mg+2 foram obtidos pela
extração com solução de KCl 1 mol L-1 e determinados por titulação
complexométrica com EDTA a 0,01 mol L-1. O K+ trocável foi extraído com
extrator Mehlich (HCl 0,05 M + H2SO4 0,0125 M) e determinado por
espectrofotometria de emissão de chama. O teor de alumínio trocável (Al+3)
foi extraído com solução de KCl 1 mol L-1 e determinado por titulação de
neutralização com solução de NaOH 0,025 mol L-1. A acidez potencial (H+Al)
foi determinada por extração com solução de acetato de cálcio 1 mol L-1 a
pH 7,0 e titulação com solução de NaOH 0,025 N.
Dos resultados acima, obtiveram-se os valores da Soma de Bases
(SB) (eq.(6)), da capacidade de troca catiônica efetiva (CTCe ou t) (eq.(7)),
da capacidade de troca catiônica total (CTCt ou T) (eq.(8)), saturação por
alumínio (m%) (eq.(9)) e saturação em bases (V%) (eq.(10)).
SB (mmolc kg-1) = Ca+2 + Mg+2 + K+ (6)
CTCe (mmolc kg-1) = t = SB + Al+3 (7)
CTCT (mmolc kg-1) = T = CTCe + H+ (8)
m (%) = (Al+3 / CTCT) x 100 (9)
V (%) = (SB/CTCT) x 100 (10)
36
A composição química total em Al2O3, SiO2, Fe2O3, K2O e TiO2 foi
determinada por fluorescência de raios X (FRX) em um equipamento
Shimadzu, com curvas de calibração específicas para cada elemento
químico. A partir dos teores totais obtidos foram calculados os índices de
intemperismo ki e kr (eq. (11) e (12)).
ki = 1,7 x SiO2/Al2O3 (11)
kr = 1,7 x SiO2/(Al2O3 + 0,64.Fe2O3) (12)
Os teores de ferro e de alumínio na forma cristalina e na forma mal
cristalizada (FeDCB e AlDCB) foram extraídos com solução de citrato-carbonato
e ditionito de sódio segundo o método proposto por Mehara e Jackson
(1960). Para tanto, realizaram-se quatro extrações sucessivas com 1,0 g de
ditionito de sódio à temperatura de 75ºC a cada 30 minutos, sob agitação,
até que a suspensão adquirisse coloração amarelada e o precipitado
tornasse acinzentado.
Após as extrações, a suspensão foi submetida à floculação com 10mL
de solução de NaCl saturada e centrifugada a 2.000 rpm. O líquido
sobrenadante de cada extração foi coletado em balão volumétrico de 250mL,
juntando-se as águas de lavagem do resíduo, completando-se o volume com
água destilada.
Os teores de ferro e de alumínio ligados a óxidos mal cristalizados
(FeOXA e AlOXA) foram extraídos com solução ácida de oxalato de amônio,
com agitação por quatro horas em ausência de luz, segundo o método
proposto por Schwertmann (1964). Os teores de Fe e de Al nas duas formas
foram determinados por espectrofotometria de absorção atômica.
37
3.6. Determinação do Ponto de Efeito Salino Nulo
O ponto de efeito salino nulo (PESN) das amostras de solo foi
determinado pelo método da titulação potenciométrica proposto por Raij e
Peech (1972) modificado por Costa et al. (2004). Foi empregada a proporção
terra:solução de 1:5, utilizando-se KCl como eletrólito indiferente a três
diferentes concentrações.
Na determinação do PESN foram pesados 4,0 g de TFSE em copos
plásticos de 50 mL de capacidade, sendo realizado em triplicata para os oito
solos. Em cada série foram adicionados 20mL de solução de KCl nas
seguintes concentrações de 0,1 mol L-1, 0,01 mol L-1 e 0,001 mol L-1. Em
seguida, adicionou-se volumes de HCl 0,1 mol.L-1 (0,1 a 4mL) e de NaOH
0,1 mol.L-1 (0 e 3,2 mL), correspondendo às concentrações de 0,5 – 1,0 –
1,5- 2,0 – 3,0 – 4,0 – 6,0 cmolc dm-3 de H+ e 1,0 – 2,0 cmolc dm-3 de OH-.
As suspensões foram agitadas e colocadas em repouso por 24 horas
e, posteriormente, foi determinado o pH com peagâmetro digital. As curvas
da titulação potenciométrica para cada concentração de KCl foram
construídas plotando-se as quantidades de H+ e OH- adsorvidos pela
amostra contra os valores de pH atingidos pelas suspensões em equilíbrio.
O PESN foi considerado o valor de pH cujo ponto intercepto as curvas
de titulação obtidas para cada concentração do eletrólito. Para a construção
das curvas de titulação potenciométrica e o tratamento dos dados obtidos,
foi utilizado o programa computacional PESN 1.0, desenvolvido por Alves et
al. (2001). Paralelamente, obteve-se o PESN calculado a partir de dados de
pH, utilizando-se a equação proposta por Keng e Uehara (1974), eq.(13):
PCZ = 2 pHKCl – pHH2O (13)
PCZ = ponto de carga zero estimado; pHKCl = valor do pH do solo em
solução de KCl 1 mol L-1; pHH2O = valor do pH do solo em água.
38
3.7. Determinação da adsorção de fósforo
Para definição da amplitude dos níveis ou doses de fósforo que foram
utilizadas no estudo de adsorção, foi obtido por meio do P remanescente (P-
rem), descrita por Alvarez et al. (2000). O método é rápido consiste em
colocar 5 cm3 de TFSA em erlenmeyer de 125 mL e adicionar 50 mL de
solução de CaCl2 0,01 mol L-1
contendo 60 mg L-1
de P, na forma de
KH2PO4. Agitar por 1 hora e, após, centrifugação, filtrar e determinar o teor
de P em solução.
A partir do teor de P-rem determinou-se a amplitude da dose de P no
ensaio, que variou de 0 a 240 µg mL-1, dividida em doze doses dentro desse
intervalo.
Os ensaios de adsorção de fósforo foram realizados utilizando-se a
metodologia proposta por Casagrande (1993). Foram utilizadas três
amostras de solo por tratamento (triplicata), sendo que em cada 2,5 g de
TFSE foram adicionadas soluções de P nas doses de 0, 2, 4, 6, 8, 10, 15,
20, 70, 120, 170 e 240 µg mL-1 , na forma de KH2PO4, contendo CaCl2 a
0,01 mol L-1
como eletrólito suporte.
Em seguida, as amostras foram agitadas por 24 h e filtradas, e que o
teor de P da solução de equilíbrio foi determinado no sobrenadante
utilizando-se o método colorimétrico do azul de molibdênio. A diferença entre
a quantidade de P adicionado e o presente na solução de equilíbrio indicou a
quantidade de P adsorvido, de acordo com a eq. (14): Pads = (Co – Ceq) x Fd (14)
em que: Pads é a quantidade de fósforo retida na fase sólida, Co é a
concentração inicial do fósforo colocada em contato com o solo, Ceq é a
concentração de fósforo na solução após agitação e Fd é o fator de diluição,
que considera a relação solução/solo (Fd = 25 mL de solução /1 g de terra=
25).
39
Os resultados de P na solução de equilíbrio e P adsorvido foram
utilizados para a avaliação da adsorção pelo ajuste da equação de
Langmuir, através da utilização do programa Excel. Primeiramente,
utilizaram-se as equações linearizadas para obtenção das estimativas das
constantes envolvidas nas isotermas (a e b) para Langmuir, a partir daí os
dados foram ajustados com a equação não-linear (Langmuir).
Pelo produto entre a capacidade de adsorção máxima de P (b) e a
constante relacionada com a energia de ligação (a) foram obtidos os valores
da capacidade tampão máxima de fósforo (CTM). Neste trabalho, a
capacidade de adsorção máxima de P foi representada por CMAP.
3.8. Análises estatísticas
Os coeficientes de correlação linear de Pearson foram determinados
entre os atributos físicos, químicos e eletroquímicos com a CMAP, a fim de
determinar a magnitude e significância da relação entre esses atributos.
Também foi utilizada a regressão linear múltipla entre a CMAP e alguns
atributos dos solos com o objetivo de analisar o efeito conjunto desses
atributos na adsorção do fósforo.
A comparação das duas isotermas de adsorção de fósforo foi
realizada de acordo com Raven e Hossner (1994) e Chen et al. (1999), que
utilizaram critérios estatísticos para definição da melhor isoterma em termos
de ajuste aos dados experimentais, tais como o quadrado médio residual
(QMR), obtido com o ajuste das equações aos dados, o coeficiente de
determinação (R2), e os coeficientes linear e angular da equação de
regressão entre os dados experimentais e estimados de P adsorvido.
40
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO 4.1. Caracterização física
A textura predominante nos solos estudados foi argilo-arenosa
(Tabela 2), com aumento de argila em profundidade. A fração granulométrica
dominante na maioria dos solos foi a areia, com exceção do LVef e LVAef
em que a fração argila predominou. A relação silte/argila foi maior em
superfície em quase todos os solos (exceto os solos LVAw e LAd1).
A SE variou de 20,3 a 44,7 m2 g-1 e a média foi igual a 31,9 m2 g-1,
cujos valores são considerados baixos (menor que 50 m2 g-1). Isto se deve à
composição mineralógica da fração argila dos solos predominantemente, os
gbsiticos (Motta, et. al., 2002 ), pois a SE da caulinita é igual a 56,1 m2 g-1 e
da goethita, hematita e gibbsita são iguais a 51,4; 46,5 e 32,5 m2 g-1,
respectivamente (Muggler et. al., 2001).
Os valores máximos da SE foram obtidos no LVAd1 e LVAd2, cujos
valores foram iguais a 44,7 e 42,6 m2 g-1, respectivamente. Observou-se que
os solos que apresentaram maiores valores de SE possuem maiores teores
de óxidos de Fe de alta cristalinidade (FeDCB) (Tabela 3), evidenciando a
contribuição no aumento da área da superfície específica dos óxidos.
41
TABELA 2. Caracterização física dos solos do cerrado mato-grossense.
Solo Granulometria
Areia Silte Argila
Horiz. Prof.
m g Kg-1
Relação Silte/argila
SE(1)
m2g-1
LVef Ap 0 – 0,12 591 67 342 0,20 - Bw 0,82 - 1,39 458 66 509 0,13 34,8
LVAef A 0 - 0,7 625 83 292 0,28 - Bw 0,59 - 0,76 458 67 475 0,14 27,8
FXd Ap 0 – 0,2 560 102 338 0,30 - B 0,55 -1,10 493 36 471 0,08 20,2
Law Ap 0 – 0,22 443 52 438 0,12 - Bw 0,40 – 0,95 543 19 505 0,04 22,0
LVAw Ap 0 – 0,24 443 19 438 0,03 - Bw 0,47 – 2,10+ 493 69 538 0,13 25,2
LVAd1 Ap 0 – 0,2 598 100 302 0,33 - Bw 0,4 – 1,02 598 19 384 0,05 44,7
LVAd2 Ap 0 – 0,2 631 38 331 0,11 - Bw 0,4 – 0,92 631 24 346 0,07 42,6
LAd Ap 0 – 0,19 698 9 294 0,03 - Bw 0,4 – 1,43 598 28 374 0,07 38,0
(1) Superfície específica determinada pelo método de Heilman et al. (1965).
Esta observação é reforçada pelo valor de R2=0,75 da equação de
regressão múltipla eq.(15) obtido entre a SE e os teores de óxidos de Fe e
de Al de alta cristalinidade,
SE= 13,73 + 0,0032 FeDCB + 0,747 AlDCB (15)
O teor de AlDCB correlacionou positivamente com a SE dos solos em
estudo (r = 0,87), corroborando com os estudos de Hodson et. al. (1998), os
quais demonstraram que o recobrimento dos grãos minerais do solo por
oxihidróxidos de aluminossilicatos contribuíram com 61 a 94% da SE.
A contribuição dos óxidos de ferro e alumínio de baixa cristalinidade
(FeOXA e AlOXA) na SE foi constatada neste estudo por meio da correlação
positiva e significativa entre as variáveis FeOXA (r = 0,72) e AlOXA (r = 0,78) e
a SE, a qual esta de acordo com resultados de Karltun et al. (2000), que
obtiveram correlação de 0,87 com FeOXA e 0,80 com AlOXA em horizontes B.
42
4.2. Caracterização química
A acidez potencial (H+Al) variou de 0,6 a 8,9 cmolc dm-3 (Tabela 3) e a
acidez trocável (Al+3) de 0 a 0,7 cmolc dm-3, demonstrando que o íon H+ foi o
maior responsável pelo aumento deste atributo.
O teor de matéria orgânica foi maior nos horizontes superficiais,
decrescendo em profundidade. O maior teor de carbono orgânico total (COT)
foi observado no horizonte A do FXd (40 g kg-1), por se encontrar sob mata,
proporcionada pela alta taxa de adição de carbono ao solo.
As amostras superficiais apresentaram-se mais ricas em cátions
básicos, proporcionando valores de percentagens de saturação por bases
(V%) mais elevadas na maioria dos solos, variando de 21,3 a 86,3%,
enquanto que em profundidade, os valores de V% atingiram a 10% (FXd)
(Tabela 3). Nas duas profundidades, os teores de K+ foram menores que 0,1
cmolc dm-3, exceto nos horizontes superficiais do LVef e LVAef.
A soma de bases (SB) e a capacidade de troca catiônica a pH 7,0
(CTC) também foram maiores nas amostras superficiais, com valores
variando de 7,5 a 13,9 cmolc dm-3 em superfície e de 3,0 a 5,8 cmolc dm-3 em
subsperfície.
O ki é um índice que a composição quantitativa média dos principais
elementos constituintes dos minerais secundários da fração argila do solo
(Jordão, 2006), expressado também pelo kr.
Os índices ki e kr foram maiores no horizonte superficial da maioria
dos solos, variando de 0,65 a 1,25 (ki) e de 0,57 a 1,05 (kr). Estes valores
estão próximos em todos os solos estudados, indicando uniformidade da
mineralogia da fração argila com predomínio de caulinita e de óxidos de ferro
e de alumínio.
43
H+ Al
Al+3 K+ SB (1)
CTC(2)
COT (3)
V (4)
P Fe2O3 Al2O3 SiO2 TiO2 P2O5Solo
Horiz.
cmolc dm-3 g kg-1 % mg dm-
3g Kg-1
Al2O3
Fe2O3
Fe2O3
TiO2
ki
kr
LVef Ap 2,3 0 0,50 9,8 12,1 18,7 81,0 1,4 49,0 95,9 70,5 13,1 0,3 1,96 3,7 1,25 0,94 Bw
0,6 0 0,02 3,6 4,2 2,6 85,7 0,6 78,0 157,1 97,4 15,9 0,1 2,01 4,9 1,05 0,80 LVAef
A 1,9 0 0,30 12,0 13,9 31,8 86,3 2,3 29,1 70,2 48,2 6,8 0,5 2,41 4,3 1,17 0,93Bw 0,7 0 0,10 5,1 5,8 4,3 87,9 0,6 50,1 134,5 83,3 12,5 0,2 2,68 4,0 1,05 0,85
FXd
Ap 8,9 0,7 0,03 2,4 11,3 40,9 21,3 0,6 47,5 232,7 98,8 13,9 0,7 4,9 3,4 0,72 0,64B 2,7 0,1 0,00 0,3 3,0 8,8 10,0 0,2 59,3 234,8 101,7 13,9 0,2 3,9 4,3 0,74 0,63
LAW Ap 7,0 0,3 0,05 3,3 10,3 28,7 32,0 18,8 58,3 222,5 90,8 14,0 1,7 3,8 4,2 0,69 0,59 Bw 2,7 0,1 0,02 0,7 3,4 8,2 20,6 0,16 65,2 221,3 105,7 13,0 0,0 3,4 5,0 0,81 0,68LVAW Ap 4,6 0,2 0,02 3,5 8,1 20,0 43,2 10,5 46,2 223,7 85,1 14,2 1,3 4,8 3,2 0,65 0,57 Bw 2,6 0,1 0,01 0,6 3,2 8,1 18,8 0,9 72,1 218,7 101,2 10,7 0,3 3,0 6,7 0,79 0,65LVAd1 Ap 3,2 0,2 0,12 5,6 8,8 20,9 63,6 3,7 45,4 226,8 109,0 8,4 0,3 5,0 5,4 0,82 0,72 Bw 2,8 0,2 0,02 1,6 4,4 8,5 36,4 1,4 53,7 267,9 124,7 10,1 0,4 5,0 5,3 0,79 0,70LVAd2 Ap 3,5 0,2 0,09 4,5 8,0 18,2 56,3 4,5 40,2 165,8 76,9 3,8 0,6 4,1 10,6 0,79 0,68 Bw 2,9 0,2 0,03 1,7 4,6 7,7 37,0 1,4 44,6 219,7 101,9 10,7 0,1 4,9 4,2 0,79 0,70LAd
Ap 3,5 0,2 0,09 4,0 7,5 17,0 53,3 5,3 37,3 158,8 112,6 9,7 1,0 4,3 3,8 1,21 1,05Bw 2,5 0,2 0,02 1,4 3,9 6,5 35,9 2,2 44,2 212,6 113,3 11,6 0,2 4,8 3,8 0,91 0,80
(1) Soma de bases (Ca+2 + Mg+2 + K+); (2) Capacidade de troca catiônica a pH 7,0 (SB + Al+3); (3) Carbono orgânico total pelo método de Walkley-Black; (4) Saturação por bases (SB x 100/CTCT).
TABELA 3. Caracterização química dos solos do cerrado mato-grossense.
44
De acordo com a classificação proposta por Resende e Santana
(1988) e analisando os valores de ki e kr dos horizontes subsuperficiais, os
solos podem ser classificados em: caulinítico não sesquioxídico (LVef, LVAef
e LAd); gibsítico sesquioxídico (FXd); caulinítico sesquioxídico (LAw, LVAw e
LVAd1). O critério apresentado em Embrapa (1999) é menos abrangente e
considera apenas o índice Kr, sendo os solos agrupados em caulinítico (Kr >
0,75) (LVef, LVAef e LAd) e oxídico (Kr ≤ 0,75) (FXd, LAw, LVAw e LVAd2).
A análise dos índices Ki e Kr não constituem referencial consistente quanto à
composição qualitativa, mas permitem perceber a proporção global dos
principais elementos que constituem os minerais secundários da terra fina
(Oliveira et al., 1992).
Quanto aos teores de óxidos totais dos solos, o óxido de alumínio foi
dominante e crescente em profundidade em todos os solos estudados. Os
teores de óxidos de ferro variram de 29,1 a 58,3 g kg-1 nos horizontes A e de
44,2 a 78,0 g kg-1 nos horizontes B.
A relação Al2O3/Fe2O3 apresentou valores maiores que dois em todos
os solos, principalmente em subsuperfície, reforçando o afirmado acima que
o teor de alumínio excedeu o teor de ferro.
O teor de TiO2 foi maior em profundidade na maioria dos solos,
provavelmente devido à proximidade com a matriz do solo, cuja origem pode
estar ligada à presença de anatásio na fração mineral. Os valores da relação
Fe2O3/TiO2 indicam o efeito da drenagem dos solos (Oliveira et al., 1991), e
valores baixos indicam condições de drenagem deficiente. Neste estudo, os
valores dessa relação geralmente decresceram em subsuperfície, sugerindo
que os solos são bem drenados.
O teor de SiO2 variou de 83,3 a 124,7 g kg-1 nos solos, com
incremento em profundidade, enfatizado por Curi (1993) que esse
incremento é devido ao adensado dos horizontes, por isso a importância da
caracterização da densidade.
45
4.3. Formas dos óxidos de ferro e alumínio
A distribuição das diferentes formas de ferro nos solos pode ser
indicativo da sua idade relativa (Chuan-Wen et. al., 2004). Na Tabela 4 estão
apresentados os resultados dos teores de óxidos de ferro e de alumínio
extraídos com ditionito-citrato-bicarbonato (DCB) e com oxalato de amônio
ácido (OXA).
TABELA 4. Teores de ferro e alumínio ligados aos óxidos cristalinos (FeDCB, AlDCB) e de baixa cristalinidade (FeOXA, AlOXA) dos solos em estudo.
FeDCB AlDCB FeOXA AlOXA FeOXA FeDCB
AlOXA AlDCB
Solo
Horiz.
g Kg-1 LVef Ap 31,3 20,3 4,5 8,2 0,14 0,40 Bw 52,5 30,4 3,1 9,6 0,06 0,32 LVAef A 15,6 11,6 3,6 2,9 0,23 0,25 Bw 25,2 26,8 2,5 5,3 0,10 0,19 FXd Ap 19,3 6,0 3,9 7,2 0,20 1,20 B 26,3 13,2 3,3 1,9 0,13 0,14 LAw Ap 25,8 9,7 3,0 9,3 0,12 0,96 Bw 28,3 9,4 2,0 10,4 0,07 1,11 LVAw Ap 27,9 9,3 2,7 7,2 0,10 0,77 Bw 28,1 8,2 1,7 7,0 0,06 0,85 LVAd1 Ap 27,5 37,8 6,3 12,6 0,23 0,33 Bw 34,5 30,2 4,2 12,0 0,12 0,40 LVAd2 Ap 28,1 27,4 6,1 9,7 0,22 0,35 Bw 31,5 34,0 7,6 14,3 0,24 0,42 LAd Ap 24,8 28,4 5,2 9,3 0,21 0,33 Bw 30,0 31,2 4,0 10,2 0,13 0,33
As quantidades de ferro extraídas pelo ditionito variaram, entre os
solos, de 15,6 a 52,5 g kg-1, sendo que o teor mais elevado (70% do ferro
total), foi encontrado no LVef e o menor teor foi obtido no LVAef.
46
Os teores de FeDCB foram maiores em profundidade, conforme Martín-
Garcia et al. (1999), Valladares et al. (2003), Pai et al. (2004) e Chuan-Wen
et al. (2004), em decorrência do efeito redutor da matéria orgânica nos
horizontes superficiais, o que favorece a formação dos óxidos de ferro de
baixa cristalinidade (Lacerda et al., 2000).
As quantidades de ferro extraídas pelo oxalato de amônio a pH 3
(FeOXA) variaram de 1,7 a 7,6 g kg-1, cerca de 10% do total do ferro presente
nos solos. Segundo Chuan-Wen et al. (2004), a razão para esta alta taxa de
cristalização dos óxidos de ferro está ligada ao avançado estádio de
intemperismo do solo. Os maiores valores foram encontrados em superfície
devido à maior quantidade de matéria orgânica que, segundo Ibraimo et al.
(2004), tende a reter os óxidos de ferro, retardando a sua cristalização.
A relação FeOXA/FeDCB é utilizada como um índice de cristalinidade
dos óxidos de ferro no solo, estando os valores mais elevados relacionados
à presença de inibidores de cristalização, que podem dificultar a
transformação da ferrihidrita em óxidos mais bem cristalizados (Motta et al.,
2002). Portanto, a ocorrência de valores baixos está condizente com a
natureza latossólica da maioria dos solos em estudo.
A relação entre os teores de ferro extraídos com oxalato (FeOXA) e
com ditionito-citrato-bicarbonato (FeDCB) foi menor que 1,0 (0,15 em média),
com predomínio das formas cristalinas dos óxidos de ferro (goethita e/ou
hematita), com a presença mais de 50% dessa forma.
Com relação ao alumínio, observou-se predomínio das formas
cristalinas (AlDCB) sobre as de baixa cristalização (AlOXA) na maioria dos
solos, sendo que as primeiras representaram cerca de 20% do teor total de
óxidos de alumínio nos solos. Estes resultados estão de acordo com os
obtidos por Barreal et al. (2003) e Coringa (2005), entretanto, os solos FXd e
LAw apresentaram comportamento inverso de acordo com a relação
AlOXA/AlDCB maior que 1,0.
47
O maior teor de AlDCB foi encontrado em subsuperfície no LVAd1,
enquanto que o menor teor estava presente no FXd, demonstrando o efeito
depressor da matéria orgânica na formação dos óxidos de baixa
cristalinidade(Hernandes e Meurer,1998). Os teores de AlOXA foram maiores
que os teores de FeOXA na maioria dos solos, devido ao maior teor de oxido
de alumínio total presente (Tabela 4).
4.4. Ponto de Efeito Salino Nulo
O ponto de efeito salino nulo (PESN) está diretamente relacionado
com o estádio de desenvolvimento dos solos tropicais, e o seu valor
depende da composição mineralógica da fração argila juntamente com a
presença de matéria orgânica humificada (Dynia e Camargo,1998).
Os valores do PESN e outros atributos eletroquímicos dos solos
estudados encontram-se na Tabela 5. O PESN dos solos variou de 3,7 a 6,6;
em superfície o valor médio foi de 4,3. O menor valor do PESN foi obtido no
LVAef (3,7) devido à cobertura vegetal sob mata, o que confere ao horizonte
A um aporte maior de matéria orgânica .
Alleoni e Camargo (1994), Appel et al. (2003) e Auxtero et al. (2004),
também encontraram valores menores de PESN em horizontes superficiais,
e afirmam que a matéria orgânica contribui para a diminuição do PESN dos
Latossolos. O presente estudo, a matéria orgânica não se correlacionou
significativamente com o PESN dos solos (r = -0,51), provavelmente pela
diversidade dos mesmos, e à quantidade e qualidade da matéria orgânica.
48
TABELA 5. Ponto de efeito salino nulo (PESN), ponto de carga zero estimado (PCZ) e ∆pH dos solos.
pH
Solo Horiz.
H2O
KCl
PESN PCZ(1) ∆pH(2)
LVef Ap 6,5 5,4 4,3 4,3 -1,10 Bw 7,2 6,3 4,4 5,4 -0,90
LVAef A 6,5 5,9 3,7 4,6 -0,60 Bw 6,6 5,6 4,9 5,3 -1,00
FXd Ap 5,4 4,4 4,0 4,4 -0,83 B 5,3 5,6 6,3 5,1 0,28
LAw Ap 5,3 4,7 4,7 4,1 -0,57 Bw 5,6 5,7 6,6 5,8 0,09
LVAw Ap 5,8 5,1 4,9 3,6 -0,68 Bw 5,4 5,7 6,6 5,9 0,28
LVAd1 Ap 6,5 5,7 3,9 4,9 -0,80 Bw 5,7 5,1 5,0 4,5 -0,60
LVAd2 Ap 6,1 5,2 4,0 4,3 -0,90 Bw 5,4 4,8 4,4 4,2 -0,60
LAd Ap 6,0 5,1 3,9 4,2 -0,90 Bw 5,0 4,9 4,7 4,8 -0,10
(1) 2 pH KCl – pH H2O (Keng e Uehara, 1974); (2) pHKCl – pH H2O.
Em profundidade, o PESN médio foi igual a 5,4 e o maior valor foi
obtido no LAw e no LVAw (6,6), solos com caráter ácrico. Os horizontes
subsuperficiais geralmente apresentam PESN elevado devido à maior
influência da fração mineral do solo, constituída principalmente por óxidos de
ferro e de alumínio e silicatos (Dynia e Camargo, 1998).
Os solos apresentaram pH em água variando de 5,0 a 7,2 e
decrescente em profundidade, com exceção do LVef, LVAef e LAw. Em
geral, os valores de pHH2O foram maiores que o pHKCl, exceto nos horizontes
B do FXd, LAw e LVAw. De acordo com Mota et. al. (2002), valores de pHKCl
menores que o pHH2O indicam predomínio de cátions ácidos (H + Al) nos
sítios de troca e/ou maiores teores de alumínio.
49
Os valores de ∆pH tornaram-se mais positivos em profundidade,
como conseqüência do baixo teor de matéria orgânica e influência da fração
mineral, formada principalmente por óxidos de ferro, de alto PCZ. O PESN
correlacionou-se positiva e significativamente com o ∆pH (r = 0,83) Coscione
et al. (2005), observaram que à medida que o ∆pH se aproxima de zero ou
fica mais positivo, há um aumento correspondente do PESN do solo.
O PESN obtido experimentalmente por titulação potenciométrica e o
ponto de carga zero estimado (PCZ) se correlacionou significativativamente
(r= 0,63), dessa forma a equação de Keng e Uehara (1974) é útil para
estimar o PESN dos solos a partir dos dados de pH.
Ao se analisar o efeito conjunto sobre o PESN, realizou-se a análise
entre o PESN (variável dependente) e o FeDCB, FeOXA, AlDCB, AlOXA e o COT
(variáveis dependentes) pela regressão múltipla obteve-se correlação
significativa (R2 = 0,87), de acordo com a eq.(16):
Os valores dos coeficientes das equações de regressão foram
significativos em 1% de probabilidade comteste F. Observou-se que o teor
de AlOXA influenciou diretamente o PESN, ocorrendo o inverso com os teores
de COT, de FeDCB, de AlDCB e de FeOXA. Entretanto, todas as variáveis
tiveram boa capacidade preditiva do PESN dos solos, conforme o valor do
coeficiente de determinação (R2).
PESN =8,237-0,094COT+0,029FeDCB-0,080AlDCB-0,013FeOXA+0,064AlOXA(16)
4.5. A adsorção de fósforo
Nos resultados obtidos com adsorção de P observou-se que a utilização
do P-remanescente proporcionou adequada definição das concentrações de
fósforo utilizadas neste estudo. As estimativas de adsorção máxima de
fósforo (CMAP) variaram dentro da amplitude da dose de P utilizada no
estudo experimental de adsorção, que foi de 0 a 240 mg kg-1
.
Este resultado está de acordo com Alvarez V. et al. (2000), os quais
relataram que o P-remanescente tem estreita relação com a capacidade
50
máxima de adsorção de fosfatos, possibilitando assim a definição das doses
de P adequadas em determinações físico-químicas e em experimentos com
esse nutriente. O P-remanescente, além de ser determinado por uma
metodologia simples e rápida, evita que sejam utilizadas concentrações de P
acima da capacidade adsortiva do solo, o que facilita o ajuste das isotermas
de adsorção aos dados experimentais.
4.5.1. Isotermas de adsorção de P dos solos
Os valores da capacidade máxima de adsorção de P (CMAP), da
constante de energia de ligação (a) e do fósforo remanescente (P-rem)
obtidas a partir da isoterma de Langmuir encontram-se na Tabela 6.
A capacidade máxima de adsorção de fosfato, estimada pelo
parâmetro b da equação de Langmuir (CMAP) variou entre os solos de 770
a 3.500 mg kg-1, em virtude da diversidade dos atributos dos solos
estudados. Motta et al. (2002) encontraram valores de CMAP de 324 a 3.000
mg kg-1 em Latossolos, Rolim Netto et al. (2004) obtiveram valores de CMAP
entre 550 e 2.980 mg kg-1 em solos desenvolvidos de rochas vulcânicas e
Ranno et. al. (2007) observaram a variação de CMAP na faixa de 71 a
933mg kg-1 em solos de várzea.
O valor da CMAP médio obtido foi de 1.569 mg kg-1 no horizonte A e
de 2.351 mg kg-1no horizonte B, demonstrando que a CMAP em
subsuperfície foi 67%, em média, maior que em superficie, tal como
observado por Silva et al. (1997).
TABELA 6. Parâmetros de adsorção do fósforo nos solos obtidos a partir da isoterma de Langmuir.
51
Solo Horiz. a(1)
mL µg-1CMAP(2)
mg kg-1P-rem(3)
mg L-1
LVef Ap 1,07 790 48,1 Bw 0,79 880 9,9
LVAef A 0,05 770 63,1 Bw 0,06 2.600 40,1
FXd Ap 0,44 1.250 5,0 B 0,38 1.900 1,2
LAw Ap 0,4 980 13,9 Bw 0,27 2.100 1,7
LVAw Ap 0,45 1.360 15,9 Bw 0,31 1.990 1,5
LVAd1 Ap 0,14 2.220 27,2 Bw 0,12 3.300 2,8
LVAd2 Ap 0,07 2.160 33,0 Bw 0,13 2.540 4,4
LAd Ap 0,06 3.020 33,1 Bw 0,16 3.500 5,3
(1) constante de energia de ligação; (2) capacidade máxima de adsorção de fósforo; (3) fósforo remanescente. Tais resultados reforçam a influência da matéria orgânica no bloqueio
dos sítios de adsorção que ocorrem nas superfícies das argilas e dos óxidos
de ferro e alumínio (Souza, et. al. 1991; Valladares, et. al. 2003). A constante
a dessa equação, associada à fase sólida pelo adsorvato, variou de 0,05 a
1,07 mL µg-1, isso é evidenciado através de pesquisas realizadas por
Moreira et al. (2006) em que a matéria orgânica pode diminuir ou aumentar a
capacidade do solo em adsorver fósforo.
O P-rem apresentou estreita correlação com a CMAP e variou de 1,2
no FXd a 63,1 mg kg-1 LVAef. O LAd foi o solo que mais adsorveu fósforo
(3.500 mg Kg-1 no horizonte Bw), enquanto que o LVef adsorveu menor
quantidade de fósforo (880 mg kg-1 no horizonte Bw). As diferenças
observadas nos resultados da adsorção de P entre esses solos podem ser
explicadas pelo tipo de uso do solo.
Tal diferença na quantidade de fósforo adsorvido entre os solos LVef
e LAd deve-se ao fato de, no solo LAd cultivado por cultivo de
52
milho/algodão, grande parte da matéria orgânica pode sofrer oxidação, em
decorrência de sua exposição, liberando os sítios de adsorção dos óxidos.
Esses resultados condizem com Mesquita Filho e Torrent (1993), que
afirmaram que as oxidações da matéria orgânica do solo, pelo uso e manejo
incorretos, causam sérios problemas na disponibilidade de P para as plantas
em solos sob cerrados.
Por outro lado, o LVef (solo sob pastagem) apresenta menor adsorção
de P dado aos maiores teores de matéria orgânica (Tabela 3). O fato do
LVef estar sob pastagem influencia sua fertilidade devido à quantidade e à
qualidade da biomassa vegetal.
Iyamuremye et al. (1996) trabalharam com diferentes materiais
orgânicos e taxas de aplicação no solo e observaram que, a utilização
desses materiais aumentou o pH e o P disponível, e diminuiu o Al+3,
ocorrendo redução nos valores da CMAP, condicionando os resultados à
melhor qualidade do material orgânico do solo.
Diversos trabalhos provaram que a decomposição de materiais
orgânicos pode diminuir a adsorção de P devido à formação de ácidos
orgânicos que tendem a competir com o P pelos sítios de adsorção (Smyth e
Sanchez, 1980; Hue, 1992). A correlação negativa (r = -0,61) encontrada
entre CMAP e matéria orgânica comprova o efeito da matéria orgânica na
redução da adsorção de P.
Com relação ao LAd, LVAef, LVAw, LVAd1 e LVAd2 com valores de
CMAP elevados (> 2.000 mg kg-1 de solo), a adsorção máxima pode estar
relacionada a um P-rem baixo, indicando a influência de aluminossilicatos de
baixa cristalinidade na adsorção (Rolim Netto et al., 2004).
De acordo com critérios de classificação de adsorção estabelecidos
por Curi et al. (1988), os solos LVef, FXd, LAw e LVAw classificam-se como
de média adsorção (CMAP entre 1.000 e 2.500 mg kg-1 ), e os solos LVAef,
LVAd1 e LAd como de alta adsorção (CMAP > 2.500 mg kg-1 ).
Os maiores valores de CMAP para os horizontes subsuperficiais em
todos os solos devem estar relacionados com maior teor de argila e menor
de matéria orgânica, constatação observada por Mesquita Filho e Torrent
53
(1993); Silva et al. (1997); Silva et al. (2001) e Almeida et al.(2003),
evidenciando a influência desse material no bloqueio dos sítios de adsorção.
As isotermas de adsorção de fósforo das amostras superficiais e
subsuperficiais dos solos estão representadas nas Figuras 2; 3 e 4,
respectivamente, pelo modelo de Langmuir, onde se constataram que as
quantidades de fosfato adsorvidas pelos solos aumentaram com a
concentração da solução de equilíbrio, inicialmente de uma maneira mais
intensa, tendendo a um valor constante a altas concentrações.
De forma geral, pode-se dizer que as isotermas descreveram
adequadamente a adsorção de fósforo em todos os solos estudados. Os
parâmetros estatísticos para comparação dos ajustes das equações não
lineares de Langmuir estão no Apêndice 1. Considerando esses parâmetros,
verificou-se que o modelo não linear de Langmuir foi o que melhor se ajustou
aos dados experimentais de adsorção de P.
0
0,5
1
1,5
2
2,5
0 10 20 30 40 50 60 70 80
LVefLVAefFXdLAwLVAwLVAd1LVAd2LAd
Concentração da solução de equilibrio (mgP/L)
P a
dsor
ivdo
(mg/
Kg)
FIGURA 2- Isotermas de adsorção de fósforo de oito solos do cerrado
mato-grossense, em horizonte A.
54
0
0,5
1
1,5
2
2,5
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
LVefLVAefFXdLAwLVAwLVAd1LVAd2LAd
Concentração da solução de equilibrio
P ad
sorv
ido
(mg/
Kg)
FIGURA 3- Isotermas de adsorção de fósforo de oito solos do cerrado
mato-grossense, em horizonte B.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 5 10 15 20 25 30 35Concentração da solução de equilibrio (mgP/L)
C/x
/m (g
/L)
LVefLVAefFXdLAwLVAwLVAd1LVAd2LAd
FIGURA 4- Isotermas de adsorção de Langmuir na forma linear de oito solos do cerrado mato-grossense, em horizonte B.
4.5.2. Relações entre a CMAP e os atributos físicos, químicos e
55
eletroquímicos dos solos Os coeficientes de correlação linear de Pearson (r) entre a CMAP e
alguns atributos dos solos encontram-se na Tabela 7.
As correlações foram significativas ao excluir os solos LVef e LVAef,
os quais tiveram menores valores de CMAP e são menos intemperizados, de
acordo com a classificação dos seus índices ki e kr. Apesar de possuírem
teores de óxidos de ferro semelhantes aos outros solos, o LVef e o LVAef
apresentaram baixa superfície específica, o que lhes confere baixa
capacidade adsortiva.
TABELA 7. Coeficientes de correlação linear de Pearson entre a CMAP e alguns atributos dos solos do cerrado mato-grossense, em horizontes B.
Coeficiente de correlação linear ( r )
Atributo do solo
CMAP Carbono orgânico total, COT -0,61 Ki 0,70 Kr 0,87 Saturação por bases, V% 0,85 Superfície específica 0,82 Teor de argila -0,76 FeT -0,84 AlT 0,41ns
FeDCB 0,75 AlDCB 0,82 FeOXA 0,37ns
AlOXA 0,56ns
pH em KCl -0,78 pH em água -0,21ns
PESN -0,79 ∆pH -0,65 P-rem 0,79 ns – não significativo a 1% de probabilidade pelo teste t.
Por isso, a análise deste tópico foi realizada com os seis solos
restantes. Netto (1996), também optou por excluir das considerações
56
estatísticas solos que apresentavam características semelhantes às deste
estudo.
Ao analisar o efeito da argila na adsorção de fosfato (Figura 5),
verificou-se que este atributo correlacionou inversamente a CMAP (r= -0,76).
Contrariando os resultados obtidos por Fontes e Weed (1996), Valladares et
al. (2003) e Falcão e Silva (2004), que ressaltou a importância da argila no
fenômeno de adsorção devido à sua maior superfície reativa. Porém, a
influência do aspecto qualitativo da argila muitas vezes supera o quantitativo,
e neste caso, a mineralogia dos solos por meio dos índices ki e kr indica que
os solos são cauliníticos na sua maioria e a caulinita, ao contrário dos óxidos
de ferro, possui baixa capacidade de adsorção de fosfato.
Ker (1995) observou que o aumento do caráter caulinítico de
Latossolos implica na redução da capacidade de adsorção de fósforo, em
detrimento do aumento do teor de óxidos, creditando aos solos com
mineralogia mais oxídica uma maior capacidade de adsorção de fósforo.
Resultados semelhantes foram obtidos por Moreira et al. (2006) em
Latossolos do Ceará.
A importância qualitativa da fração argila em relação à adsorção pode
ser comprovado considerando-se o LAd, que mesmo tendo textura média, e
de acordo com o índice ki é considerado caulinítico não sesquioxídico
apresentou maior valor de CMAP dentre os solos estudados.
57
4000
3500
3000
CM
AP
(mg
kg-1
)
2500
2000
1500
1000
500
0 250 300 350 400 450
Argila (g kg-1) FIGURA 5. Relação entre os valores da CMAP e o teor e argila dos Solos estudados.
A superfície específica dos solos estudados correlacionou-se com a
CMAP (r = 0,82), a exemplo dos trabalhos de Fontes e Weed (1996) e
Valladares et al. (2003). Isto é explicado pelo aumento da área disponível
para a adsorção de fósforo em solos com alta SE, razão pela qual este
atributo relacionou diretamente ao teor de óxidos e de argila (Figura 6).
58
4000
3500
3000
CM
AP
(mg
kg-1
)
2500
2000
1500
1000 500
0 15 20 45 25 30 35 40 50
Superfície específica (m2 g-1) FIGURA 6. Relação entre os valores da constante de Langmuir e a superfície específica dos solos estudados.
Os resultados neste estudo indicaram que o aumento na capacidade
de adsorção de fósforo em profundidade mostrou-se correlacionado com os
menores teores de matéria orgânica (r = -0,61), revelando o importante
papel da matéria orgânica na redução da adsorção de fósforo em Latossolos
(Valladares, et. al. 2003).
O efeito da matéria orgânica na redução da sorção de fósforo pelos
solos está relacionado com a sua ação bloqueadora dos sítios de adsorção,
dificultando o acesso do P (Almeida et al., 2003). Fontes et al. (2002)
explicam que o mecanismo de bloqueio ocorre devido ao recobrimento dos
óxidos de ferro por moléculas dos ácidos húmicos.
No entanto, Iyamuremye e Dick (1996) afirmam que a menor
adsorção de P em superfície dos solos tropicais em relação ao subsolo seja
59
devida à adsorção competitiva de ânions orgânicos, tornando a superfície
adsorvente mais negativa e, portanto, reduzindo a adsorção de fosfatos.
Altos teores de óxidos de ferro são, muitas vezes, considerados
determinantes na adsorção de fósforo em solos intemperizados (Hernandéz
e Meurer (1998). As formas de baixa cristalinidade devem fixar mais fósforo
que as formas mais cristalinas dos óxidos de ferro (Uehara e Gilman, 1981)
devido à sua maior superfície específica e à maior reatividade. Entretanto,
neste estudo as formas mal cristalizadas de ferro e de alumínio (FeOXA e
AlOXA) não mostraram correlação significativa com a adsorção de fosfato (r =
0,37 e 0,56 respectivamente). Outros autores encontraram altas correlações
entre a CMAP e o ferro extraído pelo oxalato de amônio (FeoxA) (Fontes e
Weed, 1996; Hernandéz e Meurer, 1998).
Os teores de óxidos de ferro e de alumínio bem cristalizados (FeDCB e
AlDCB) correlacionaram-se positivamente e significativa com a CMAP (r= 0,75
e 0,82), conforme Figura 7. Resultados semelhantes foram obtidos por
Valladares et al. (2003), Rolim Neto et al. (2004) e Moreira et al. (2006).
4000
3500
3000
CM
AP
(mg
kg-1
)
2500
2000
1500
1000
500
0
0 5 10 35 15 20 25 30 40
AlDCB (g kg-1) FIGURA 7. Relação entre os valores da constante de Langmuir e o teor de óxido de alumínio bem cristalizado dos solos. O teor de ferro total (FeT) também é fator importante na adsorção de
fósforo, pois abrange todas as formas de ferro existentes no solo. Mesmo
60
assim, não houve correlação positiva entre o FeT e a CMAP dos solos
(r = -0,84), a exemplo dos resultados obtidos por Rolim Neto et al. (2004) em
solos brasileiros. Portanto, o aspecto quantitativo dos óxidos de ferro (FeT)
não explicou a adsorção do P nos solos, ao contrário das frações extraíveis
dos óxidos de ferro, que tiveram correlação positiva com a CMAP (r = 0,75).
Os valores de ki e kr retratam o grau de intemperização do solo, e
correlacionaram-se positivamente com a adsorção de fósforo (r = 0,70 e
0,87, respectivamente), ao contrário dos resultados obtidos por Valladares
et. al.,(2003) e Motta et. al.(2002). Possivelmente seguiram a tendência
observada para a SiO2, tendo em vista que esta variável influi diretamente
na magnitude desses índices. A relação entre Kr e CMAP dos solos está
descrita na Figura 8.
4000
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
FIGURA 8. Relação entre os valores da constante de Langmuir e o índice kr dos solos estudados.
0,60
CM
AP
(mg
kg-1
)
0,80 0,65 0,70 0,75 0,85
Kr
61
As análises dos coeficientes de correlação linear apresentados na
Tabela 6 permitem destacar que outros atributos químicos dos solos
influenciaram na CMAP, a exemplo da V% (r = 0,85), conforme Figura 9.
Guilherme et al. (2000) e Falcão e Silva (2004), respectivamente,
encontraram correlação negativa entre a CMAP e a V% (r = -0,74 e -0,76).
Entretanto, Pereira e Faria (1998) observaram aumento da adsorção do P à
medida que aumentava a saturação por bases.
4000
3500
3000
CM
AP
(mg
kg-1
)
2500
2000
1500
1000
500
0 10 35 5 15 20 25 30 40
Saturação por bases, V%
FIGURA 9. Relação entre os valores da constante de Langmuir e a saturação por bases dos solos estudados.
O pHKCl afetou inversamente a capacidade dos solos em adsorver
fósforo (r = -0,78). Sato e Comerford (2005) afirmaram que a sorção de
fósforo tende a diminuir com o aumento do pH devido à repulsão
eletrostática provocada pelo aumento da carga superficial negativa das
partículas coloidais do solo, que acompanha o incremento do pH.
No presente estudo, o pH em água não afetou significativamente a
capacidade de adsorção de P dos solos, possivelmente devido à maior
influência dos óxidos de ferro na adsorção do fósforo, tendo em vista ser um
fenômeno que pode ocorrer numa ampla faixa de pH. Falcão e Silva (2004)
62
e Moreira et al. (2006) também não encontraram influência significativa entre
o pHH20 e a CMAP.
O PESN teve correlação negativa com a CMAP (r = -0,79) neste
estudo, contrariando a tendência que seria normalmente observada entre
essas variáveis. Isto pode ter ocorrido devido à repulsão eletrostática
causada pelo aumento da carga superficial negativa, que acompanha
valores de pH elevado (Sato e Comeford,2005). Como o PESN dos solos
subsuperficiais foi elevado, isto causou o aumento da concentração de OH-
na solução do solo, competindo com os íons fosfatos pelos sítios de
adsorção especifica nas superfícies dos minerais, resultando na redução dos
número de sítios disponíveis para a adsorção de P, o que justifica, neste
estudo, a correlação negativa entre o PESN e CMAP dos solos.
O ∆pH, atributo eletroquímico que estima a magnitude das cargas
elétricas nas partículas coloidais do solo variou inversamente com a CMAP
(r = -0,65). Era de se esperar uma correlação positiva entre essas variáveis,
pois um aumento na carga positiva do solo (em profundidade) acarretaria um
incremento na adsorção de fósforo pela ocupação dos sítios disponíveis
para adsorção. Entretanto, o atributo ∆pH não explicou a variação da
adsorção de fósforo nos solos.
O P-rem mostrou relacionou positiva e significativamente com a
CMAP dos solos (r = 0,79) contrariando Alvarez V. et al. (2000),
apresentando-se desta forma, como um critério adequado para a definição
das concentrações de fosfato das soluções utilizadas para a elaboração das
isotermas de adsorção (Figura 10).
63
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
0,6 1,6 2,6 3,6 4,6 5,6
P-rem (mg/L)
CM
AP (m
g Kg
-1)
FIGURA 10. Relação entre os valores da constante de Langmuir e o teor de fósforo remanescente dos solos estudados.
Ao analisar pela regressão linear múltipla o efeito conjunto entre a
CMAP e alguns desses atributos dos solos mais significativos (eq. 17). O
coeficiente da equação de regressão foi significativo a 1% de probabilidade
pelo teste t:
CMAP= -2925 + 7557Kr+ 13FeDCB - 43AlDCB – 11COT – 7Argila (R2=1) (17)Observou-se pela equação que os valores dos atributos
conjuntamente apresentaram boa capacidade explicativa da variável CMAP,
na medida em que o valor de R2 foi igual a 1(um). Isso significa que o valor
da CMAP desses solos é em grande parte definido por esses atributos.
Os coeficientes de cada variável independente da equação de
regressão anterior indicaram que o kr foi o atributo que mais contribuiu para
a adsorção de fosfato nos solos em estudo, seguido dos óxidos de ferro e
alumínio de alta cristalinidade.
64
5. CONCLUSÕES
1. Houve grande variação da capacidade máxima de adsorção (CMAP)
dos solos estudados.
2. A CMAP variou de 770 a 3500 mg P kg-1 , sendo 67% (em média)
maior em subsuperfície;
3. As isotermas de Langmuir descreveram melhor a adsorção de P em
todos os solos.
4. A CMAP correlacionou positivamente com os índices Ki e Kr, com a
SE e com os teores de FeDCB e de AlDCB, a V% e o P-rem, e
negativamente com o teor de argila, de carbono orgânico total (COT)
e de Fe2O3 (FeT), PESN e ∆pH .
5. Os óxidos de Fe e de Al de baixa cristalinidade (FeOXA e AlOXA)
influenciaram positivamente a superfície especifica (SE) dos solos,
conferindo maior área superficial às partículas coloidais, o que
contribuiu para o aumento na adsorção de fósforo em solos com
maior SE.
65
6. As formas cristalinas dos óxidos de Fe (FeDCB) predominaram na
fração argila, possivelmente na forma de goethita e hematita,
comprovando o caráter caulínitico da maioria dos solos estudados.
7. O aspecto qualitativo da argila sobrepôs ao quantitativo;
8. O Kr foi o atributo que mais contribuiu para a adsorção de P nos
solos, seguido dos óxidos de Fe e de Al de alta cristalinidade (FeDCB,
AlDCB).
9. O PESN dos solos foi maior em profundidade; devido à contribuição
da matéria orgânica no aporte de carga negativa em superfície.
10. Os solos FXd, LVef, LAw e LVAw foram classificados como de média
adosorção e os solos LVAef, LVAd1, LVAd2 e LAd como de alta
adsorção.
66
6. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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78
APÊNDICE APÊNDICE
79
APÊNDICE 1. Parâmetros utilizados na comparação dos ajustes das equações de Langmuir aos resultados experimentais da adsorção de P.
Classificação SBCS Horiz. Uso do solo
aL mg-1
bmg Kg-1 R2
Ap 1,07 7900,736
Latossolo Vermelho Eutroférrico tipico
Bw
Pastagem
(Brachiara brizanta cv. Marandu 0,79
8800,884
A 0,05 770 0,896Latossolo Vermelho Amarelo Eutroférrico tipico
Bw
Mata nativa (floresta tropical subcaducifolia) 0,06 2.600 0,936
Ap 0,44 1.250 0,735Plintossolo Háplico distrófico típico B Cerrado 0,38 1.900 0,855
Ap 0,4 980 0,980Latossolo Amarelo Ácrico Plintico Bw Plantio direto com soja/algodão 0,27 2.100 0,752
Ap 0,45 1.360 0,738 Latossolo Vermelho Amarelo Ácrico típico Bw Plantio direto com soja/algodão 0,31 1.990 0,820
Ap 0,14 2.220 0,945Latossolo Vermelho Amarelo Distrófico típico Bw Plantio direto com soja/algodão
0,12 3.300 0,912
Ap 0,07 2.160 0,968 Latossolo Vermelho Amarelo Distrófico típico Bw
Plantio direto com soja/algodão
0,13 2.540 0,883
Ap 0,06 3.020 0,830Latossolo Amarelo Distrófico típico Bw
Plantio direto com soja/algodão 0,16 3.500 0,893
a = energia de adsorção ; b = capacidade máxima de adsorção de fósforo e R2 = Coeficiente de determinação da equação de regressão entre dados experimentais.
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