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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APÊNDICE APÊNDICE

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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.