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Universidade de São Paulo
Escola Superior de Agricultura “Luiz de Queiroz”
Adsorção e dessorção de cobre em solos sob aplicação de lodo de esgoto e calda
bordalesa
Susian Christian Martins
Dissertação apresentada, para obtenção do título de
Mestre em Agronomia. Área de concentração: Solos e
Nutrição de Plantas
Piracicaba
2005
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Susian Christian Martins
Engenheira Agrônoma
Adsorção e dessorção de cobre em solos sob aplicação de lodo de esgoto e calda bordalesa
Orientador:
Prof. Dr. Arnaldo Antonio Rodella
Dissertação apresentada, para obtenção do título de
Mestre em Agronomia. Área de concentração: Solos e
Nutrição de Plantas
Piracicaba
2005
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Dados Internacionais de Catalogação na Publicação (CIP)
DIVISÃO DE BIBLIOTECA E DOCUMENTAÇÃO - ESALQ/USP
Martins, Susian Christian
Adsorção e dessorção de cobre em solos sob aplicação de lodo de esgoto e calda
bordalesa / Susian Christian Martins. - - Piracicaba, 2005.
99 p.
Dissertação (mestrado) - - Escola Superior de Agricultura Luiz de Queiroz, 2005.
Bibliografia.
1. Adsorção 2. Calda bordalesa 3. Cobre 4. Dessorção 5. Lodo de esgoto 6. Metal
pesado do solo 7. Solos I. Título
CDD 631.41
“Permitida a cópia total ou parcial deste documento, desde que citada a fonte – O autor”
Aos meus pais Lúcia e Luiz,
pelo incentivo em todos os momentos.
OFEREÇO
Ao meu irmão Marco, pelo
companheirismo. Ao Édi, pelo apoio
desde o início.
DEDICO
4
Agradecimentos
Ao Dr. Arnaldo Antonio Rodella, pela orientação, confiança e profissionalismo, meu
muito obrigado;
À Escola Superior de Agricultura “Luiz de Queiroz”, nas pessoas dos Profs. Drs. Álvaro
Pires da Silva, Luís Reynaldo Ferracciú Alleoni e Pablo Vidal-Torrado, membros da Comissão
Coordenadora do Programa de Pós-Graduação em Solos e Nutrição de Plantas pela oportunidade
oferecida;
À CAPES, pela concessão de dois anos de bolsa para o cumprimento dessa etapa;
Ao Prof. Dr. José Carlos Casagrande pela confiança, amizade, apoio e incentivo desde o
início;
Aos Profs. Luís Reynaldo Ferracciú Alleoni, Jorge de Castro Kiehl e ao pesquisador
Gilmar Nachtigall pelas contribuições dadas à dissertação no Exame de qualificação;
Em especial às amigas Camila, Cindy e Francirose (as “Soletes”), e aos amigos, Tucano,
Jonas, Virgínia, Gláucia, Cristiano, Farone, Geraldo, Grazi, Dani, Letícia e Fabiana e tantos
outros, pela amizade conquistada;
A todos os amigos do curso de Pós-Graduação da ESALQ, pelos momentos alegres e
ensinamentos ao longo desses dois anos;
Ao químico Luiz Silva e aos técnicos, João e Leandro, (Departamento de Solos e Nutrição
de Plantas- Esalq/USP) pela ajuda nas análises das amostras;
Aos funcionários Ana, Angélica, Rita, Lenita, Janaína, Armelinda e Nancy, pela ajuda e
convivência;
A Eliana pela ajuda dada nas correções da dissertação;
Às amigas Solange, Papoula, Carla, Liliane, Menga, Márcia Cindi, Beth e agregadas pelos
vários momentos felizes que passamos juntas na vida em república;
A Deus, pela oportunidade de trabalhar e crescer frente às dificuldades e desafios da vida.
SUMÁRIO
RESUMO...........................................................................................................................................7
ABSTRACT......................................................................................................................................8
1 INTRODUÇÃO............................................................................................................................9
2 DESENVOLVIMENTO.............................................................................................................11
2.1 Revisão bibliográfica...............................................................................................................11
2.1.1 Cobre no solo........................................................................................................................11
2.1.2 Dessorção de cobre...............................................................................................................17
2.1.3 Disponibilidade do cobre......................................................................................................18
2.1.4 Isoterma de adsorção............................................................................................................19
2.1.5 O coeficiente de distribuição (K
d
)........................................................................................22
2.1.6 Lodo de esgoto......................................................................................................................23
2.1.7 Calda bordalesa.....................................................................................................................27
2.2 Material e Métodos..................................................................................................................29
2.2.1 Experimento com lodo de esgoto.........................................................................................29
2.2.2 Áreas cultivadas com uva e figo tratadas com calda bordalesa............................................30
2.2.3 Análises químicas e físicas do solo......................................................................................31
2.2.4 Determinação do teor total de cobre pelo método EPA - 3051............................................32
2.2.5 Determinação do teor solúvel de cobre através do extrator DTPA......................................33
2.2.6 Isoterma de adsorção............................................................................................................33
2.2.7 Energia livre (G
o
)...............................................................................................................35
2.2.8 Determinação do K
d
(coeficiente de distribuição)................................................................36
2.3 Resultados e discussão.............................................................................................................37
2.3.1 Experimento com lodo de esgoto.........................................................................................37
2.3.1.1 Caracterização química do resíduo utilizado.....................................................................37
2.3.1.2 Análises químicas de solo..................................................................................................38
2.3.1.3 Análise física de solo.........................................................................................................41
2.3.1.4 Análise de cobre total e cobre extraído por DTPA............................................................41
2.3.1.5 Isotermas de adsorção e dessorção de cobre......................................................................43
2.3.1.6 Parâmetros de Langmuir e Freundlich...............................................................................48
2.3.1.7 Energia livre das reações de cobre.....................................................................................51
6
2.3.1.8 Valores de K
d
.....................................................................................................................53
2.3.2 Experimento com calda bordalesa........................................................................................54
2.3.2.1 Análises químicas de solo..................................................................................................54
2.3.2.2 Análise física de solo.........................................................................................................56
2.3.2.3 Análise de cobre total e solúvel.........................................................................................57
2.3.2.4 Isotermas de adsorção e dessorção de cobre......................................................................59
2.3.2.5 Parâmetros de Langmuir e Freundlich...............................................................................66
2.3.2.6 Energia livre das reações de cobre.....................................................................................70
2.3.2.7 Valores de K
d
.....................................................................................................................73
3 CONCLUSÕES..........................................................................................................................74
REFERÊNCIAS..............................................................................................................................75
APÊNDICES...................................................................................................................................88
ANEXO...........................................................................................................................................98
RESUMO
Adsorção e dessorção de cobre em solos sob aplicação de lodo de esgoto e calda
bordaleza.
A introdução de metais pesados no solo pode ser efetuada através de diferentes meios,
sendo muito estudadas as aplicações de lodo e de resíduos industriais. Entretanto, práticas
agrícolas tradicionais também podem contribuir para levar metais ao solo, através do uso de
fertilizantes minerais, defensivos e mesmo adubos orgânicos. Os objetivos desse trabalho foram
considerar a relação entre concentrações de Cu em solução e na fase sólida de alguns solos do
município de Louveira, SP, cultivados com figo e uva, contaminados com cobre devido à
aplicação de calda bordalesa e também de dois Latossolos contaminados com cobre devido à
aplicação de lodo de esgoto. Para tanto, determinou-se a capacidade adsortiva e dessortiva desses
solos através de isotermas de adsorção; os valores de energia livre (G
o
) e do coeficiente de
distribuição K
d
das reações de adsorção de cobre. Verificou-se ainda o ajuste dos modelos de
Langmuir e Freundlich aos valores experimentais obtidos no estudo de adsorção. Amostras de
terra foram agitadas em duplicata por 24h com solução 0,01 mol L
-1
de Ca(NO
3
)
2
(relação 1:10)
contendo: 0; 2; 5; 10; 15; 30; 50; 75 e 100 mg L
-1
Cu. As concentrações do cobre em solução
foram então determinadas por espectrofotometria de absorção atômica. A quantidade de metal
adsorvida foi estimada pela diferença entre a concentração inicial e a concentração de equilíbrio.
Para determinar a quantidade de Cu dessorvido, as amostras de terra do estudo de adsorção foram
agitadas por 2h por três vezes consecutivas, com 20 ml de solução de Ca(NO
3
)
2
0,01 mol L
-1
. A
quantidade de cobre dessorvida foi calculada a partir das concentrações de cobre determinadas nas
três etapas citadas. As isotermas de Freundlich e Langmuir mostraram-se igualmente capazes de
descrever a adsorção de Cu em todos os solos estudados. Solos com maiores teores de matéria
orgânica e pH em geral adsorveram maiores quantidades de cobre e apresentaram maiores
coeficientes de distribuição (K
d
). Nos solos sob aplicação de lodo de esgoto as quantidades de
cobre dessorvido foram muito baixas. Para todos os solos o fenômeno da histerese foi expressivo.
Apesar dos altos teores de Cu resultantes da aplicação de lodo e calda bordalesa, os solos
evidenciaram ainda uma grande capacidade de adsorver mais metal adicionado Tais resultados
reforçam a importância da matéria orgânica no manejo correto de solos contaminados com cobre
proveniente da adição de lodo de esgoto e calda bordalesa.
Palavras-chave: Adsorção; Dessorção; Cobre; Lodo de esgoto; Calda bordalesa.
ABSTRACT
Adsorption and desorption of copper in soils under sewage-sludge and
bordeaux mixture application.
The introduction of heavy metals in soil could be effectuated in differents ways, being
the applications of sewage-sludge and industrial residues the most studied of them. However,
traditional agricultural practices can contribute to take metals to the soil as well, through the use
of mineral fertilizers, pesticides and also organic manure.The objectives of this research were to
consider the relationship between copper concentrations in soil solution and in its solid phase on
soils of orchards in Louveira region of São Paulo State, Brazil, which had been previously
contaminated by copper due the application of the Bordeaux mixture; and also another two soils
contaminated by copper due to the application of sewage-sludge. This study included the
determination of the adsorption and desorption capacity of these soils through adsorption
isotherms; the values of free energy (Go) and the distribution coefficient K
d
. The Langmuir and
Freundlich models were fitted to experimental data. Soil samples were stirred during 24 hours in
duplicate with 20 mL of 0.01 mol L
-1
Ca(NO
3
)
2
solution (relation 1:10) containing: 0; 2; 5; 10; 15;
30; 50; 75 and 100 mg L
-1
Cu. The metal concentrations in the equilibrium solution were
determined by atomic absorption spectrophotometry. The adsorbed metal amounts were
calculated with basis on the difference between the initial amount and the metal remaining content
at the end of the reaction period. To determine the desorbed metal amount, the soil samples
previously submitted to the adsorption trial were stirred for 2 hours, three consecutive times, with
20 ml of solution of Ca(NO
3
)
2
0.01 mol L
-1
in duplicate. The cumulative desorbed copper amount
was calculated by the sum of the copper extracted in each step. The Freundlich and Langmuir
isotherms presented themselves as equally capable of describing the Cu adsorption in all the
studied soils. Generally, soils containing the greater organic matter content and pH, adsorbed
higher amounts of copper, and presented greater distribution coefficients (K
d
). In the soils
submitted to sludge application copper desorption was very low. For all the studied soils samples
the hysteresis phenomenon was expressive. In all soils the copper adsorption reaction was
thermodynamically exothermic and spontaneous. Despite the high copper content in soils treated
with sludge and the Bordeaux mixture application, a great adsorption capacity of the added copper
was detected. Such results strengthen the importance of the organic matter in the correct soil
management of copper contaminated soils due to the addition of sewage-sludge and Bordeaux
mixture.
Keywords:Adsorption; Desorption; Copper; Sewage-sludge; Bordeaux mixture
1 INTRODUÇÃO
Metais pesados podem ser introduzidos no solo através de diferentes meios, sendo muito
estudadas as aplicações de lodo e de resíduos industriais. Entretanto, práticas agrícolas
tradicionais também podem contribuir para levar metais ao solo, através do uso de fertilizantes
minerais, defensivos e mesmo adubos orgânicos.
Como resíduo do tratamento das águas residuais, o lodo representa uma aglomeração dos
poluentes originalmente presentes nestas águas. Por se tratar de um resíduo com alto teor de água,
o custo do transporte deste material é alto e sua disposição segura tem sido assunto de grande
preocupação. As alternativas mais utilizadas para o aproveitamento e/ou disposição final do lodo
de esgoto são: deposição em aterros sanitários; bombeamento para oceanos; incineração;
recuperação de solos; reutilização industrial (produção de agregado leve, cimento, tijolos e
cerâmica) e uso agrícola. Esta última é uma opção destacada por aliar baixo custo e fornecer
quantidades apreciáveis de N, P e matéria orgânica. Sendo assim, é um fertilizante valioso para
muitas culturas, podendo melhorar, inclusive, as propriedades físicas do solo. A reciclagem do
lodo no solo proporciona aos agricultores, a oportunidade de reduzir custos com fertilizantes
inorgânicos, e aos órgãos municipais, a solução para a disposição deste material. Apesar dos
efeitos benéficos, a disposição do lodo de esgoto no solo não representa uma prática isenta de
riscos em termos ambientais, pois este pode apresentar elementos potencialmente tóxicos,
comumente referidos como metais pesados, tais como cádmio, chumbo, cobre, níquel, zinco, entre
outros. Alguns destes elementos são micronutrientes para as plantas e animais, enquanto outros
não possuem função biológica conhecida.
No combate às doenças e parasitas das plantas frutíferas o produto denominado calda
bordalesa, embora um “remédio” antigo, é considerado ainda um dos mais eficientes no combate
de doenças como: mal de sigatoga em bananeira; antracnose em mamão, manga, uva;
entomosporiose em marmelo; ferrugem em araçá, figo, jabuticaba, goiaba, pêssego; gomose em
plantas diversas; melanose em laranjas; verrugose em laranja, abacate; sarna em ameixa, maçã,
pêra e pêssego.
A calda bordalesa é uma suspensão coloidal obtida pela mistura de uma solução de
sulfato de cobre (CuSO
4
.5H
2
O) a uma suspensão de cal. A proporção dos componentes pode
variar. É um fungicida cujo uso é permitido na agricultura orgânica porque, segundo seus
10
defensores, o sulfato de cobre é um produto pouco tóxico que contribui para melhorar o equilíbrio
nutricional das plantas.
Com o transcorrer dos anos, sucessivas aplicações de calda bordalesa em solos de regiões
tropicais também podem elevar o teor de cobre do solo a níveis preocupantes. É de interesse,
portanto, avaliar a destino e o comportamento no solo do cobre proveniente desse fungicida
tradicional.
As reações de sorção-dessorção do cobre na superfície dos constituintes coloidais do solo
afetam suas concentrações na solução do solo e, conseqüentemente, a disponibilidade às plantas.
A retenção de metais pelos colóides dos solos pode ser explicada por três diferentes mecanismos:
adsorção específica, troca iônica, e precipitação.
O conhecimento dos mecanismos que controlam a disponibilidade e mobilidade de cobre
em solos é muito importante para a predição de seu transporte no meio ambiente e para o
entendimento do seu ciclo biogeoquímico, visando a diminuição de possíveis efeitos negativos
sobre a qualidade do solo e do ambiente. O teor de metais pesados da camada arável do solo
permite identificar áreas potencialmente contaminadas refletindo, em parte, as práticas agrícolas
empregadas.
O objetivo geral do presente trabalho foi considerar a relação entre concentrações de
cobre em solução e na fase sólida de solos sob cultura de frutíferas no município de Louveira, SP,
tratadas com calda bordalesa, bem como em Latossolos submetidos à aplicação de lodo de esgoto.
Dentre os objetivos específicos podem ser enumerados:
- determinar a capacidade adsortiva e dessortiva de solos que receberam lodo de esgoto
e calda bordalesa através de isotermas de adsorção;
- determinar os valores de energia livre (G
o
) e coeficiente de distribuição (K
d
) das
reações de adsorção de cobre nos solos tratados com lodo de esgoto e sob aplicação de
calda bordalesa;
- verificar se os modelos de Langmuir e Freundlich se ajustam aos solos estudados.
As hipóteses a serem testadas foram: que os solos com maior teor de matéria orgânica e
pH apresentarão maior quantidade de Cu adsorvido e, conseqüentemente, menos Cu dessorvido,
evidenciando grande histerese. Ainda, nos solos sob aplicação de lodo e calda bordalesa serão
encontrados teores altos de cobre total e solúvel, mas mesmo assim, serão capazes de adsorver
mais Cu adicionado.
2 DESENVOLVIMENTO
2.1 Revisão bibliográfica
2.1.1 Cobre no solo
O cobre faz parte dos elementos químicos considerados micronutrientes, sendo incluído
no ciclo bioecológico e apresentando papel essencial na nutrição das plantas. Porém, sua alta
concentração na solução do solo pode ser tóxica para plantas, animais e ao homem. Ele é
considerado um metal pesado, pois possui densidade superior a 6 g cm
-3
, mais especificamente
8,96 g cm
-3
(KING, 1996).
Ele pode ser encontrado com número de oxidação 2
+
e em menor escala com 1
+
em
certos sulfetos, sendo muito difícil de se estimar o número de oxidação em muitos minerais
(KRAUSKOPF, 1972). É um elemento calcófilo, aparecendo freqüentemente como calcopirita
(CuFeS
2
), sendo largamente encontrada dispersa em rochas e concentrada nas maiores jazidas de
cobre do mundo (COX, 1979). Outros minerais comuns são a calcosita (Cu
2
S), a covelita (CuS) a
bornita (Cu
5
FeS
4
), a cuprita (Cu
2
O), a tenorita (CuO), a malaquita Cu
2
(OH)
2
CO
3
, a azurita
Cu
3
(OH)
2
(CO
3
)
2
, crisocola CuSiO
3
.2H
2
O, brochantita Cu
4
(OH)
6
SO
4
e atacanita Cu
2
(OH)
3
Cl
(McBRIDE, 1981). Nos minerais primários, o cobre está freqüentemente associado ao enxofre,
em virtude da grande afinidade existente entre ambos (FERREIRA; CRUZ, 1991).
O teor médio de cobre no solo é de aproximadamente 35 mg kg
-1
, sendo 45 mg kg
-1
na
litosfera. Em solos do Estado de São Paulo, Valadares (1975) determinou valores que variaram,
em média, de 187,7 mg kg
-1
para solos derivados de rochas básicas até 8,7 mg kg
-1
para solos
derivados do arenito Bauru e 7,0 mg kg
-1
para solos derivados de sedimentos arenosos. O material
de origem foi preponderante nestes teores, sendo que nos magmáticos, de maneira geral, a riqueza
é devido a sua associação com sulfetos e a pobreza nos sedimentos se deve ao fato de serem
sujeitos a intensa meteorização e ciclos sucessivos de transporte e deposição. No entanto,
Camargo; Alleoni e Casagrande (2001), verificaram que o teor de Cu na litosfera é de 70 mg kg
-1
,
globalmente varia de 2-100 mg kg
-1
o teor total e de 1-8 mg kg
-1
o teor solúvel e no Estado de São
Paulo varia de 2-340 mg kg
-1
o teor total e de 0,08-0,80 mg kg
-1
o solúvel.
12
As principais fontes antropogênicas de cobre no solo são mineração e beneficiamento de
seus produtos, aplicação de defensivos e corretivos agrícolas, fertilizantes, lodos de esgotos
urbanos ou industriais, queima de combustíveis fósseis, águas residuais e resíduos de indústrias de
beneficiamento químico. Portanto, o uso continuado destes componentes na agricultura pode
causar o acúmulo do elemento no solo.
Atualmente, a análise do teor total de cobre é muito pouco utilizada pelos técnicos como
um critério de diagnóstico da disponibilidade por causa da pouca relação entre as concentrações
totais de cobre nos solos e seus respectivos teores nas plantas e da morosidade dos métodos
(ABREU; FERREIRA; BORKERT, 2001).
Esta última dificuldade foi resolvida pela Environmental Protection Agency (EPA,
1996), que desenvolveu um método que emprega água oxigenada, ácido nítrico e ácido clorídrico,
sob refluxo e que, posteriormente, foi adaptado para digestão em microondas (CEM, 1991). Com
a facilidade e adaptabilidade desse método às condições de rotina dos laboratórios, a determinação
do teor total de cobre em solos tornou-se mais freqüente. Ganhou importância no monitoramento
ambiental para avaliar a carga poluente dos solos, sobretudo naquelas situações em que os solos
vêm recebendo aplicações constantes de resíduos urbanos e industriais (ABREU; FERREIRA;
BORKERT, 2001). Em solos da Polônia contaminados com Cu, a distribuição de metais pesados
foi dependente do conteúdo total de metais e textura do solo. A mobilidade dos metais nestes
solos contaminados foi aumentada com o aumento de seu teor total e diminuída com o aumento
do teor de argila no solo (KABALA; SINGH, 2001).
O cobre tem sua solubilidade controlada por um conjunto de reações químicas que
ocorrem no solo (Figura 1). São elas que influenciam a partição do metal nas fases líquida e sólida
do solo e determinam sua mobilidade e biodisponibilidade no sistema (SILVEIRA, 1999).
13
Figura 1 - Interação entre as fases líquida e sólida do solo que influenciam o comportamento de
cobre nos solos. Adaptado de Silveira (1999)
O cobre pode ocorrer no solo sob diversas formas: na forma iônica ou complexada na
solução do solo, como íons trocáveis no material orgânico ou inorgânico de troca ativa, como íons
mais firmemente presos aos complexos de troca, como íons quelatos em complexos orgânicos ou
organominerais, incorporados em sesquióxidos precipitados ou sais insolúveis, incorporados nos
microorganismos e nos seus resíduos biológicos, ou presos nas estruturas cristalinas dos minerais
primários ou secundários. Sua distribuição é influenciada pelas seguintes propriedades do solo:
pH, potencial redox, textura, composição mineral (conteúdo e tipos de argilas e de óxidos de Fe,
Al e Mn), características do perfil, CTC, quantidade e tipo de componentes orgânicos no solo e na
solução, presença de outros metais pesados, temperatura do solo, conteúdo de água e outros
fatores que afetam a atividade microbiana. Estes fatores que afetam a distribuição dos metais
pesados no sistema solo controlam sua solubilidade, mobilidade no meio e disponibilidade às
plantas (ADRIANO, 1986).
Os metais pesados, dentre eles o cobre, são retidos pelos solos de três formas: pela
adsorção nas superfícies das partículas minerais, pela complexação por substâncias húmicas em
partículas orgânicas e por reações de precipitação (KHAN; SCULLION, 2000). A adsorção é
provavelmente o processo mais importante na química dos metais pesados no solo, e pode ser
definida como o acúmulo de um determinado elemento ou substância na interface entre a
superfície sólida e a solução adjacente. Define-se adsorvato o material que se acumula numa
interface; adsorvente é a superfície sólida na qual o adsorvato se acumula; adsorvito é o íon ou
molécula em solução que tem o potencial de ser adsorvido (SPOSITO, 1989).
Fase Sólida
-Cristalização
-Formação de
grupos
funcionais
-Reações de
Oxi-redução
Transferência
de massa
Dissolução
Precipitação
Troca iônica
Adsorção
Dessorção
Fase líquida
-Reações
Ácido/Base
-Formação
de
complexos
-Reações de
Oxi-redução
14
Quando a interação entre os íons e as superfícies das partículas do solo é de natureza
eletrostática, os íons são retidos por forças físicas (van der Walls) sendo, portanto, caracterizada
como adsorção não-específica (JI; LI, 1997; MEURER, 2000). Estes íons estão em equilíbrio com
o sistema aquoso, podendo se tornar disponíveis para o sistema radicular das plantas (SPOSITO,
1989). Sendo assim, a adsorção não-específica de íons é geralmente decorrente da troca iônica
com demais espécies iônicas (JI; LI, 1997).
Na adsorção não-específica de cátions metálicos pelo solo, existe a formação de
complexos de esfera externa. Nesse tipo de mecanismo, o íon é atraído eletrostaticamente pelas
superfícies carregadas do solo sem que haja grande dependência da configuração eletrônica do
grupo funcional da superfície do solo. Além disso, a interação envolve a adsorção do íon na sua
forma hidratada, o que diminui a sua energia de ligação entre a superfície do solo e o elemento
(SPOSITO, 1989).
A quantidade de cátions que pode ser adsorvida por troca de íons da solução pela fase
sólida em condições específicas de temperatura, força iônica e pH, também denominada CTC, é
dependente das espécies envolvidas (SPOSITO, 1989). Quanto maior a CTC do solo, maior a
sorção e imobilização do metal (LASAT, 2000). Logo, a força de retenção dos íons na interface
solo-solução é determinada pelo tipo de interação entre os íons e a superfície das partículas.
Em geral, íons adsorvidos por meio de ligações covalentes ou iônicas são mais
fortemente retidos, o fenômeno é chamado de adsorção específica e ocorre quando o cobre forma
complexos (MOH
+
), de alta energia de ligação, em superfícies que contém grupos hidroxilas,
especialmente óxidos hidróxidos de Fe, Mn e Al (ALLOWAY; AYRES, 1996). Os silicatos
também podem apresentar a habilidade de adsorver especificamente íons metálicos (YU, 1997).
Este tipo de adsorção é fortemente dependente do pH, e responsável pela retenção de uma maior
quantidade de metais que a troca de cátions. A seletividade de minerais de argila e adsorventes
óxidos hidróxidos em solos e sedimentos por metais divalentes geralmente seguem a ordem Pb >
Cu > Zn > Ni > Cd. Em geral Pb e Cu tendem a serem adsorvidos mais fortemente, e Zn e Cd
mais fracamente, tornando estes metais mais lábeis e biodisponíveis (ALLOWAY; AYRES,
1997). Tem sido utilizada para explicar a razão pela qual o solo adsorve determinados íons em
concentrações superiores à sua capacidade de troca de cátions (PHILLIPS, 1999).
Óxidos e hidróxidos de Fe e Mn são constituintes relativamente comuns em solos,
podendo ocorrer como recobrimento de partículas do solo, ou preenchendo rachaduras no perfil,
15
ou com concreções ou nódulos. O mecanismo de adsorção envolve substituição isomórfica de
cátions divalentes ou trivalentes por íons de Fe e Mn, reações de troca catiônica ou ainda em
função da oxidação da superfície dos precipitados de óxidos (KABATA-PENDIAS; PENDIAS,
1984).
A umidade do solo também afeta a retenção de metais, sob condições redutoras, a
solubilidade de Cd, Cu e Zn diminui, e a de Fe e Mn aumenta (BINGHAM et al., 1976). E os
solos, exceto aqueles ricos em areia, são capazes de reter Pb e Cu devido à alta afinidade dos íons
Pb
2+
e Cu
2+
por constituintes orgânicos e minerais (SIMÃO; SIQUEIRA, 2001).
A deficiência de cobre é freqüente em plantas crescendo em solos com baixo teor em
cobre total ou naqueles com altos teores de matéria orgânica, nos quais esse elemento é
complexado em formas orgânicas insolúveis, não disponíveis para as plantas. Isto ocorre devido a
matéria orgânica possuir elevada superfície específica, carga líquida negativa dependente do pH
do meio, facilidade de embebição de água e da solução do solo contendo metais, e capacidade de
formar quelatos orgânicos (BERTONCINI; MATTIAZZO, 1999; SIMÃO; SIQUEIRA, 2001).
Conforme comenta Mattiazzo-Prezotto (1994), o cobre em alguns solos do Estado de São Paulo,
apresenta-se associado a materiais orgânicos insolúveis e, nessa forma, apresenta pequena
mobilidade. A ligação principal do cobre com a matéria orgânica está nos ácidos húmicos e
fúlvicos, os quais provavelmente formam complexos estáveis com o cobre, principalmente em
solos deficientes. A força de ligação do cobre com os ácidos húmicos diminui com o aumento da
quantidade aplicada de cobre (GOODMAN; CHESHIRE, 1976); aumenta com o aumento do grau
de humificação (STEVENSON; FITCH, 1981) e com o pH do meio (YONEBAYASHI et al.,
1994). Parat et al (2002) investigaram o comportamento do Cu em solos de vinhedo para
demonstrar a contribuição da matéria orgânica e de componentes organo-mineral como o Cu, e
efeitos dos altos teores do Cu em solos de vinhedo. No fracionamento realizado em 10 amostras
do solo de superfície da região francesa da Borgonha observaram que o cobre se concentrou
principalmente na fração dos óxidos amorfos de ferro, a outra parte das frações (residual, orgânico
e ligada a óxidos cristalinos do ferro) ocorreram em valores intermediários. Entretanto, as maiores
quantidades de Cu estavam ligadas à matéria orgânica e foram provenientes das amostras onde o
solo estava mais contaminado.
Também Nogueirol et al (2004), realizaram fracionamento em amostras de dois solos do
Rio Grande do Sul, cultivados por mais de 15 anos com videira que receberam aplicações de
16
fungicida cúprico. Verificaram que ambos os solos mostraram índices elevados de Cu, e a parcela
maior do cobre estava associada à matéria orgânica (entre 70 e 80%).
A concentração de cobre na forma catiônica livre na solução do solo é extremamente
baixa devido à afinidade que o elemento apresenta por compostos orgânicos. Nolan; McLaughlin,
e Mason (2003), aplicando a técnica do equilíbrio de Donnan em solos contaminados observaram
que nos extratos de saturação a proporção de cobre na forma catiônica livre era 1,2 % do cobre
total dissolvido. Do mesmo modo, Vulkan et al. (2000) detectaram concentrações relevantes de
cobre na forma Cu
2+
apenas em extratos de saturação de solos com pH menor que 6 e com baixos
teores de carbono orgânico dissolvido.
A disponibilidade do cobre é afetada pelo pH do solo, tendendo a diminuir com a sua
elevação. Pode-se sugerir também, que ele forme hidróxidos e se precipite a pH elevado, portanto
o pH e a matéria orgânica são os fatores que mais afetam direta e indiretamente a
biodisponibilidade de cobre (RODRIGUES-RUBIO et al., 2003; YIN et al, 2002). De acordo com
Gimenez et al. (1992) os teores de cobre nos solos Latossolo Vermelho-Escuro distrófico e
Latossolo Roxo distrófico extraídos com a solução de DTPA foram maiores que 1,0 e 3,0 mg kg
-1
,
respectivamente, sem adição de calcário, e 0,6 e 1,6 mg kg
-1
, com adição de calcário.
Para o Estado do Paraná, foi proposta a adoção dos mesmos limites preconizados na
Espanha, citados como sendo bastante rigorosos (COMPANHIA DE SANEAMENTO DO
PARANÁ, 1997). O limite máximo de concentração de cobre no solo a pH menor que 7,0 é de 50
mg kg
-1
, e acima dele esse limite aumenta para 300 mg kg
-1
.
Segundo Rodella e Alcarde (2001), são utilizados no Brasil critérios de países de clima
temperado para determinar o limite máximo de metais pesados no solo. Os riscos desse
procedimento são evidentes, mas podem ser justificados pela falta de melhor alternativa, uma vez
que resultados de pesquisas nas condições brasileiras ainda são escassos, apesar do grande avanço
verificado em anos recentes. É certo que os critérios para se determinar quantidades máximas
permissíveis de metais em solos de regiões tropicais, refletem seus atributos. Nesse sentido, os
parâmetros teor de argila, pH e teor de óxidos de ferro e de alumínio foram incluídos na
proposição de Mattiazzo-Prezzotto (1994) para a adição ao solo de resíduos contendo cádmio,
cobre, níquel e zinco.
17
2.1.2 Dessorção de cobre
Os processos de adsorção e dessorção, juntamente com os de precipitação e dissolução,
são considerados os mais importantes para controlar a concentração de espécies metálicas na
solução do solo (ROSS, 1994) sendo influenciados, principalmente, pela acidez e pelo potencial
redox do solo (MOREIRA, 2004).
As reações de adsorção e dessorção de micronutrientes nas superfícies dos constituintes
coloidais do solo determinam suas concentrações na solução do solo e, conseqüentemente, a
disponibilidade às plantas (SWIFT; McLAREN, 1991). Do mesmo modo Casagrande et al.
(2004), afirmam também que o fenômeno da dessorção está diretamente relacionado à
disponibilidade de nutrientes na solução do solo para as plantas, portanto, no que diz respeito à
planta e nutrição animal, o conhecimento do processo de dessorção e os fatores por ele
controlados é tão importante quanto, ou mais importante, que o entendimento do processo de
adsorção (BOLT et al., 1986).
Comparativamente aos estudos de adsorção de metais (JARVIS, 1981; McLAREN;
CRAWFORD, 1973; McLAREN; SWIFT; WILLIAMS, 1981; SANDERS, 1982; ZHU; ALVA,
1993), muito pouca atenção tem sido dada à dessorção, havendo dificuldades metodológicas para
sua execução (HOGG; McLAREN; SWIFT, 1993). Isto é paradoxal porque em situações de
deficiência de nutrientes é o processo de dessorção que controla a quantidade e a velocidade de
liberação dos elementos para a planta (BOLT et al., 1986).
Hogg; McLaren e Swift (1993) verificaram que a dessorção depende não somente do
total de metal lábil do solo, como também do pH do solo, temperatura, quantidade do elemento
adicionado e do tempo de contato solo:solução. A dessorção de metais é favorecida pelo
abaixamento do pH, pois íons H
+
podem deslocar uma fração dos metais pesados adsorvidos em
forma não trocável (McBRIDE, 1989).
Assume-se nos estudos de reversibilidade de troca, que a forma de troca catiônica é
idêntica na adsorção e na dessorção de um íon. Sabe-se, entretanto, que o processo de dessorção
pode ser afetado pela histerese (EVANGELOU, 1998). Trabalhos mostraram que os metais
ligados à matéria orgânica são rapidamente adsorvidos, enquanto a dessorção ocorre de modo
mais lento. Assim, a liberação tende a ser lenta e/ou incompleta em razão da histerese, pois os
complexos de esfera interna requerem energia de ativação relativamente grande para o processo
18
de dessorção (McBRIDE, 1989). O efeito da histerese é afetado pela duração do período de
equilíbrio (EVANGELOU, 1998). Assim, a dessorção tende a ser tanto menor (maior histerese)
quanto maior for o tempo de contato do solo com o elemento considerado (BARROW, 1985;
PADMANABHAM, 1983).
Devido à expressiva afinidade do cobre por determinados grupos funcionais de
superfície, há formação de moléculas estáveis, ou seja, complexos de esfera interna, que
correspondem à adsorção específica, com alta energia de ligação. Esse tipo de complexação
ocorre mais lentamente e os complexos são mais estáveis do que os de esfera externa (SPARKS,
1995). Com o tempo, metais inicialmente adsorvidos na superfície externa tendem a se difundir
para sítios de adsorção no interior da partícula, dificultando uma posterior dessorção (BARROW,
1985). Embora tanto a adsorção específica quanto a não-específica de cobre trocável ocorram nas
superfícies heterogêneas das partículas de solo, a dessorção do cobre adsorvido especificamente
tende a ser lenta ou incompleta (GUILHERME; ANDERSON, 1997).
Sendo assim, é de extrema importância a realização de estudos de adsorção e dessorção
do Cu em solos tratados com lodo de esgoto e sob aplicação de calda bordalesa, pois através do
conhecimento dos mecanismos de sorção desse metal, pode-se estabelecer normas para a
aplicação dos mesmos em áreas agrícolas.
2.1.3 Disponibilidade do cobre
A fração de cobre que realmente importa à vida vegetal é aquela chamada disponível, ou
seja, acessível às raízes das plantas. A fração disponível pode ser associada ou correlacionada com
índices geralmente obtidos por métodos de extração química. As dificuldades no estabelecimento
desses índices são maiores para os micronutrientes por causa dos baixos teores no solo e dos
mecanismos que governam as reações de disponibilidade (ABREU; FERREIRA; BORKERT,
2001).
A disponibilidade dos íons metálicos na solução do solo depende de uma série de fatores,
tais como: pH, CTC, teor de matéria orgânica, textura e composição do solo, competição por
outros cátions pelos sítios de absorção, etc (HOODA; ALLOWAY, 1996).
Lopes e Carvalho (1988) analisando critérios de diagnose de micronutrientes para solo e
planta verificaram que a maior disponibilidade de cobre esta na faixa de pH 5,0 a 6,5. Solos
19
orgânicos, apesar de apresentarem abundância desse elemento, são os mais prováveis de
apresentarem deficiência de cobre, pois o cobre forma complexos tão estáveis com a matéria
orgânica que somente pequenas quantidades estão disponíveis para a cultura. Já os solos arenosos
com baixos teores de matéria orgânica podem tornar-se deficientes em cobre em função de perdas
por lixiviação. Solos argilosos, por sua vez, apresentam menores probabilidades de apresentarem
deficiência. A presença excessiva de íons metálicos, como ferro, manganês e alumínio, reduz a
disponibilidade de cobre para as plantas, efeito esse que independe do tipo de solo.
O sucesso do monitoramento de metais pesados no solo depende, em parte, de um
método químico eficiente para medir a fração desses elementos colocada à disposição das plantas.
Entre os extratores universais mais utilizados no diagnóstico da disponibilidade de elementos no
solo estão o DTPA, Mehlich 1 e Mehlich 3 (RAIJ, 1994).
Mantovani et al. (2004) estudaram extratores para avaliação da disponibilidade de metais
pesados em solos adubados com vermicomposto de lixo urbano e concluíram que o DTPA extraiu
maiores quantidades de Cu. O DTPA foi o único extrator que detectou efeito significativo do
vermicomposto e da calagem nos teores de todos os metais pesados analisados (Ni, Pb, Cu, Mn e
Zn). Quando se empregou o extrator Mehlich 1, não foi constatado efeito do vermicomposto nos
teores de Cu no solo.
Nogueirol et al. (2003), avaliando extratores de cobre para solos da região da Serra do
Rio Grande do Sul, cultivados com vinhedos por mais de 15 anos, observaram que os teores de Cu
extraído por DTPA diminuíram com o aumento do pH, tanto em Neossolo Litólico distrófico
típico como em Cambissolo Húmico alumínico típico. Entretanto, para os extratores CaCl
2
e
Mehlich III houve aumento dos teores de Cu com a diminuição do pH.
2.1.4 Isotermas de adsorção
A relação gráfica entre a concentração de metal adsorvida pela fase sólida e aquela da
solução do solo é chamada de isoterma de adsorção. São, na verdade, equações matemáticas
usadas para descrever convenientemente a adsorção de solutos por sólidos em termos
quantitativos (SOARES, 2004).
O emprego de isotermas para medir a capacidade adsortiva de solos vem sendo realizado
desde longa data. Inicialmente, esses estudos foram voltados para explicar a adsorção de ânions,
20
principalmente fosfato (OLSEN; WATANABE, 1957), usando-se modelos que procuraram
descrever sua adsorção no solo.
A análise das isotermas de adsorção é uma técnica útil para estudar a retenção de metais
em solos, disponibilizando informações importantes sobre a capacidade de retenção e a força pela
qual o adsorvato está preso ao solo (MORERA et al., 2001). Modelos de transporte para avaliação
da mobilidade de elementos químicos no solo também requerem parâmetros gerados pelas
isotermas de adsorção (HINZ, 2001).
Os modelos de adsorção são empíricos, pois descrevem dados experimentais de adsorção
sem base teórica e normalmente possibilitam uma descrição válida somente para as condições em
que o experimento foi desenvolvido. Contudo, sua utilidade pode ser estendida por considerarem
alguns mecanismos adicionais, tais como a competição por sítios de adsorção ou a
heterogeneidade da superfície da fase sólida. Estes modelos baseiam-se em relações matemáticas
simples entre a concentração de um elemento na fase sólida e na fase líquida, em uma situação de
equilíbrio definida pela equivalência dos potenciais químicos de ambas as fases (BRADL, 2004).
A essa relação dá-se o nome de isoterma.
Existem, segundo Barrow (1978), duas boas razões para utilizar modelos que descrevem
a adsorção em solo. A primeira, é que eles possibilitam a expressão numérica de propriedades de
solo e, a segunda, que permite conhecer mais a respeito da natureza dos processos de adsorção.
Entre os modelos para descrever adsorção, a equação de Freundlich é a que vem sendo
empregada há mais tempo, tendo sido primeiramente utilizada por Russel e Prescott (1916).
Embora aplicada a solos há mais de três décadas (OLSEN; WATANABE, 1957), tem sido
criticada pelo seu aspecto empírico e, por não se basear em modelos físicos (GUNARY, 1970).
De acordo com Barrow (1978), dentro de certos valores de concentração, a equação de Freundlich
pode ser utilizada para descrever o fenômeno de adsorção, podendo, porém, apresentar limitações,
dada a dificuldade de quantificação do conteúdo de íons presentes no solo. Sua maior
desvantagem é não predizer a adsorção máxima. Outra desvantagem é que o modelo não fornece
informações sobre os processos envolvidos e o mecanismo de retenção (BUCHTER et al., 1989).
A isoterma de Freundlich admite que a superfície de adsorção é heterogênea e que a
energia de adsorção decresce logarítmicamente à medida que a superfície vai se tornando coberta
pelo adsorvato (SOARES, 2004).
21
Outra equação, a de Langmuir, tem merecido maior atenção e também causado maior
controvérsia. Foi usada, pela primeira vez por Olsen e Watanabe (1957) para descrever a adsorção
de fósforo no solo.
De acordo com Harter e Smith (1981), no desenvolvimento dessa equação, Langmuir
admitiu uma série de condições iniciais como: adsorção em superfície plana, recobrimento em
monocamada e reversibilidade de reação. Além dessas, os autores lembram que outras condições
devem ser adotadas para adsorção a partir de solução, a saber: ausência de adsorção específica e
obediência à Lei de Henry. Aqueles autores mencionam ainda que parte das considerações
admitidas por Langmuir não são aplicáveis nem mesmo à adsorção de gases, mas, no caso de
adsorção iônica em solução, a validade de seu uso se prende mais ao fato de constituir uma boa
equação empírica.
Assim como o modelo de Freundlich, a equação de Langmuir descreve melhor a
adsorção na superfície dos colóides com baixas concentrações de cobre (SILVEIRA, 1999).
Requer algumas restrições, tais como: ausência de movimentação lateral de moléculas na
superfície; as superfícies consideradas são homogêneas e não se interagem; a adsorção ocorre em
uma única camada, com número fixo de sítios de adsorção, os quais só podem adsorver uma única
molécula e, finalmente, a reversibilidade da adsorção. Portanto, a equação de Langmuir deve ser
utilizada apenas para descrever o fenômeno de forma qualitativa, uma vez que suas hipóteses não
são válidas para superfícies heterogêneas encontradas no solo (SPARKS, 1995). A exigência de
homogeneidade e a não interação entre superfícies tem sido a causa de controvérsia a respeito da
aplicação da isoterma de Langmuir (ARAÚJO et al., 2002).
Harter (1984), trabalhando com a isoterma de adsorção de Langmuir, concluiu que um
aspecto negativo dessa equação é proveniente do uso de sua forma linear, não sendo a predição da
adsorção máxima adequadamente estimada.
Apesar de suas limitações, os modelos de Langmuir e Freundlich se ajustam bem aos
dados experimentais em diversos estudos de adsorção de cobre (ARAÚJO et al., 2002;
ATANASSOVA; OKAZAKI, 1997; JORDÃO et al., 2000; SILVEIRA; ALLEONI;
GUILHERME, 2003; SOARES, 2004; SODRÉ; LENZI; COSTA, 2001; YUAN; LAVKULICH,
1997).
Diversas inferências podem ser feitas a partir dos resultados de adsorção do elemento,
como por exemplo, o cálculo termodinâmico da energia livre das reações (G
o
). As mudanças que
22
ocorrem quando um elemento é adsorvido podem servir como medida da extensão ou da força que
guia determinada reação (SINGH, 1971). Seu sinal indica se, em um sistema fechado, à
temperatura e pressão constantes, a reação é espontânea ou não. Valores de G
o
negativos
indicam que a reação é exergônica e espontânea e, ao contrário, valores positivos indicam que a
reação é endergônica e não pode ser espontânea. Seu valor indica quão distante do equilíbrio está
o estado inicial do sistema. Ao considerar doses crescentes de cobre adicionadas ao solo, o valor
da energia livre pode revelar a magnitude da força da reação entre o metal e a superfície do
adsorvente. Quanto maior seu valor, maior será a força de determinada reação. Silveira (1999),
observou que a reação da energia livre de adsorção de cobre em solos era espontânea e seu valor
era maior nas menores concentrações do metal, sugerindo maior afinidade do Cu pelos sítios
adsortivos nessas condições. À medida que as doses de cobre foram elevadas, a energia livre de
adsorção do metal foi diminuída.
2.1.5 O coeficiente de distribuição (K
d
)
A definição do coeficiente de distribuição (K
d
) só é válida quando as isotermas de
adsorção apresentam comportamento linear. Isotermas de adsorção a baixas concentrações são
freqüentemente lineares, tanto a isoterma de Freundlich, com b igual a 1, quanto à equação de
Langmuir, com K
L
.C maior que 1 (SPOSITO, 1989). O método usado para estimativas da
liberação de contaminantes para a solução do solo é baseado na equação de Freundlich, que é a
mais recomendada para experimentos de adsorção a baixas concentrações (SPOSITO, 1989).
Quando b = 1, a isoterma de Freundlich transforma-se em isoterma linear, passando a ser
denominada modelo de coeficiente de distribuição (SOARES, 2004).
A adsorção de contaminantes pelo solo pode desviar da relação linear requerida pelo
modelo, se a quantidade do contaminante é suficiente para afetar a saturação dos sítios de
adsorção. No entanto, na descrição do K
d
em termos de uma simples reação, por exemplo a
adsorção, é considerado que a quantidade de sítios disponíveis para esta reação esteja em número
superior à concentração do elemento em solução. Nestas condições, a quantidade de adsorvato
retida no início da isoterma, abaixo do ponto de curvatura, representa o primeiro nível de
saturação da superfície do adsorvente, em que os sítios de adsorção mais ativos são ocupados
(MORERA et al., 2001).
23
O coeficiente K
d
é um termo genérico e usado para descrever a distribuição dos
constituintes entre as fases sólida e líquida. Nos modelos mais simples de equilíbrio utilizados
para a avaliação de risco, como a isoterma de Freundlich, da qual deriva o K
d
, somente as reações
mais rápidas de troca entre as fases líquida e sólida são consideradas. O uso do K
d
é conveniente
porque além de ser facilmente medido, conceitualmente direto e matematicamente simples,
permite comparar diferentes solos e elementos, o que torna imprescindível em modelos de
previsão de risco ambiental (STAUNTON, 2001). Baixos valores de K
d
indicam que a maior parte
do metal presente no sistema permanece em solução e, portanto, disponível para transporte ou
outros processos químicos, ou ainda para absorção pelas raízes das plantas. Por outro lado, altos
valores de K
d
refletem grande afinidade dos componentes sólidos do solo pelo elemento.
(ANDERSON; CHRISTENSEN, 1988).
O K
d
aparece como variável em diversos modelos de avaliação de risco de migração de
poluentes para águas subterrâneas, utilizados pela EPA (EPA, 1996) e também adotados para uso
pela Companhia De Tecnologia De Saneamento Ambiental para as condições do Estado de São
Paulo (CETESB, 2001), dentre outros.
2.1.6 Lodo de esgoto
O lodo de esgoto contém em sua composição química uma série de compostos que são
benéficos ao solo, melhorando seus atributos, assim como às plantas, servindo como fonte de
nutrientes. Eles são ricos em compostos orgânicos e minerais que exercem papel fundamental na
produção agrícola e na manutenção da fertilidade do solo. A matéria orgânica humificada contida
nos lodos pode melhorar a capacidade de armazenamento e de infiltração da água no solo,
aumentando a resistência dos agregados e reduzindo a erosão (MELO; MARQUES, 2000).
Bettiol; Carvalho e Franco (1983) e Iller et al. (1999) relatam que a matéria orgânica contida no
lodo diminui a densidade das partículas do solo, melhorando, assim, seu grau de agregação.
A adição de lodo eleva o pH, CTC, V%, CE e teores de C, P e Ca no solo
(BERTONCINI, 1997). Em solos ácidos a adição de lodo de esgoto eleva o pH,
proporcionalmente à dose aplicada, pois ele é rico em Ca, Mg e CTC (CAVALLARO; PADILLA;
VILLARRUBIA, 1993). Vários estudos têm mostrado que com o aumento do pH, a
biodisponibilidade de vários metais (Zn, Cu, Pb, Mn, Ni, Cd, Cr, Co) diminui e a adsorção
24
específica de metais pesados por óxidos é aumentada (CAMOBRECO et al., 1996;
CAVALLARO; PADILLA; VILLARRUBIA, 1993). Os metais aparecem, de maneira geral,
adsorvidos especificamente aos óxidos de Fe, Mn e frações orgânicas, ou seja, formam complexos
de elevada estabilidade com grupos funcionais das superfícies (ALLOWAY, 1990;
CAMOBRECO et al., 1996).
Os efeitos tóxicos causados pelo lodo de esgoto podem ser amenizados pela matéria
orgânica, pois esta diminui a biodisponibilidade dos metais (CAMERON; McLAREN, 1997). Em
regiões de clima tropical e subtropical, onde a matéria orgânica contribui para a CTC, o uso de
lodo na agricultura torna-se ainda mais atrativo. Elementos como N, P, Ca, Mg, S, Zn, Fe, Cu,
Mn, entre outros, encontram-se em quantidades variáveis no lodo, dependendo da origem e do
processo de produção, quantidades essas, às vezes, suficientes para atender às necessidades das
plantas. Segundo a Companhia de Saneamento do Paraná (1997), o limite máximo permitido para
a concentração de cobre em lodos, adaptado da legislação espanhola, é de 1000 mg kg
–1
para pH
menor que 7,0 e 1750 mg kg
-1
para pH maior que 7,0.
O lodo contribui significativamente para o aumento do teor de carbono orgânico do solo.
Ao mesmo tempo, pode conter metais pesados e patógenos que chegam a inviabilizar sua
utilização na agricultura (McGRATH et al., 1994), visto que se trata de um material heterogêneo,
cuja composição depende do tipo de tratamento sofrido pelo esgoto e das características das fontes
geradoras, ou seja, origem doméstica ou industrial (JORDÃO, 2004). Quanto aos patógenos,
várias formas de tratamentos simples e pouco onerosas permitem sua completa eliminação. A cal
adicionada no lodo reduz o odor e causa morte de patógenos, neutralizando a acidez em
subsuperfície de um perfil, quando este lodo é adicionado ao solo (BROWN; CHANEY; ANGLE,
1997). Entretanto, os metais pesados são bem mais difíceis de serem eliminados e seu
comportamento deve ser monitorado (CAMERON; McLAREN, 1997).
Entre os metais pesados merecem destaque Cd, Hg, Pb pela toxicidade intrínseca e
também Cu, Fe, Ni e Zn por serem nutrientes de plantas. Vários desses metais estão associados à
poluição ambiental ou à ocorrência natural em teores tóxicos para seres vivos (RAIJ, 1991).
Metais pesados, em sua maioria, têm efeito cumulativo no solo (ALLOWAY, 1990). Os
metais pesados originários da atividade industrial podem estar presentes nos lodos, pois as ETEs
(Estação de Tratamento de Esgoto) recebem os esgotos sanitários, que se compõem de esgoto
doméstico, água de infiltração e esgoto industrial. Além disso, a sua utilização causa alterações na
25
comunidade de organismos do solo, nas propriedades físico-químicas dos solos e também na
decomposição de matéria orgânica, entre outras. Portanto, em todo e qualquer estudo sobre o uso
de lodo de esgoto na agricultura há necessidade de se conhecer o que ocorre com essas
características, pois cada uma delas está desempenhando um papel fundamental na vida do solo e
no funcionamento do agroecossistema (TSUTYA, 2000).
No solo, geralmente, os metais fixam-se na camada que apresenta maior índice de
fertilidade (0-20 cm), a mais utilizada para fins agrícolas (McGRATH et al., 1994). Chang et al.
(1984), em estudos com solo Typic Haloxeralf (arenoso-siltoso) e Xerollic Calciothid (siltoso)
tratados com sucessivas aplicações de lodo de Los Angeles, relatam que mais de 90% do Cd, Cr,
Cu, Ni, Pb e Zn se acumularam na profundidade de 0-15 cm evidenciando pouco movimento de
metais abaixo de 30 cm de profundidade.
A mobilidade e o potencial de biodisponibilidade dos metais são decorrência de suas
solubilidades e formas geoquímicas. Num experimento em colunas com oito solos, com adição de
lodo, Camobreco et al. (1996) examinaram a mobilidade de 4 metais: Cd, Zn, Cu e Pb. Destes, Cu
e Pb formaram complexos fortes na camada superficial. Matos et al. (1996) em pesquisas em
solos brasileiros com efluentes identificaram a seguinte seqüência de mobilidade nos três
horizontes (A, B e C) do solo: Zn>Cd>Pb>Cu. Já McBride (1995), em estudos em colunas de
solo, assumem que metais tais como Cd, Zn, Cu, Ni, Cr e Pb, adicionados via lodo aos solos, são
imóveis no manejo de solos agricultáveis.
De acordo com Page; Logan e Ryan (1987), dois aspectos são relevantes no
comportamento dos metais pesados adicionados ao sistema solo-planta: o primeiro é que o lodo
desempenha, ao mesmo tempo, o papel de fonte e de agente imobilizador dos metais pesados no
solo; o segundo é que a absorção de metais pesados pelas plantas, em função das taxas de
aplicação do resíduo, tem apresentado diferentes tipos de respostas, incluindo comportamentos
lineares, assintóticos, respostas negativas ou simplesmente nenhum tipo de resposta.
Com base em observações de dados referentes à adição de lodo de esgoto e à absorção de
metais pesados por diversas culturas, criou-se a “teoria do platô”. De acordo com esta teoria, a
capacidade de adsorção específica dos metais pesados adicionados ao solo, via lodo, persistirá
enquanto esses elementos estiverem no solo, sugerindo, portanto, que os metais não
permaneceriam em formas prontamente disponíveis às plantas e que o resíduo, que é a fonte de
contaminação de metais pesados, tem em sua carga orgânica uma forma de aumentar a capacidade
26
dos solos em reter esses elementos, porém permanecerão nestes níveis após a interrupção de
sucessivas aplicações de resíduo (CHANG; HYUN; PAGE, 1997; LOGAN et al., 1997).
Por outro lado, desenvolveu-se a hipótese da “bomba relógio”, na qual McBride (1995)
argumentou que a lenta degradação da matéria orgânica do lodo poderia liberar metais em formas
mais solúveis. Dessa forma, a capacidade do solo em adsorver metais pesados é aumentada pela
matéria orgânica adicionada via lodo, mas, com o tempo seguido da interrupção das aplicações,
esta capacidade tende a voltar ao seu valor original, liberando metais pesados.
Ainda não há consenso a respeito das duas teorias e os poucos trabalhos que descreveram
a fitodisponibilidade de metais pesados em solos tratados com lodo de esgoto que se apoiaram nas
mesmas apresentaram resultados discordantes e pouco conclusivos. Serão necessários mais
estudos, que levem em consideração um maior tempo de exposição ao lodo e o comportamento
dos metais pesados adicionados aos solos (OLIVEIRA, 2000; SILVEIRA; ALLEONI;
GUILHERME, 2003).
Devido aos problemas ambientais que podem ser causados pelo uso de lodo, em relação
aos metais pesados, a CETESB elaborou critérios de uso agrícola para esse resíduo no Estado de
São Paulo, com base nas normas da Environmental Protection Agency. A EPA determina as
quantidades máximas de metais pesados que podem estar presentes no lodo e, em função desses
teores podem ser calculadas doses e freqüência de aplicação deste material. Definiram-se então os
limites nos quais os lodos podem ser dispostos ou utilizados beneficamente. Os limites aceitáveis
(concentração máxima permitida - base seca, em mg kg
-1
) de metais para a aplicação em solo
agrícola são: As: 75; Cd: 85; Cu: 4300; Pb: 840; Hg: 57; Mo: 75; Ni: 420; Se: 100; Zn: 7500
(CETESB, 1999). Países como Estados Unidos e do oeste da Europa fixaram limites na adição de
metais via lodo aplicados na agricultura, tais como concentração de metais no lodo; quantidade
total de metais que podem ser adicionados; máxima concentração de metais no solo, aos quais são
permitidas as práticas agrícolas depois de aplicações de lodo (McGRATH, et al., 1994).
27
2.1.7 Calda bordalesa
No combate às doenças e parasitas das plantas frutíferas o produto denominado calda
bordalesa, embora um “remédio” antigo, é considerado ainda um dos mais eficientes no combate
de doenças como: mal de sigatoga em bananeira; antracnose em mamão, manga, uva;
entomosporiose em marmelo; ferrugem em araçá, figo, jabuticaba, goiaba, pêssego; gomose em
plantas diversas; melanose em laranjas; verrugose em laranja, abacate; sarna em ameixa, maçã,
pêra, pêssego.
O produto surgiu no século XIX, na região de Bourdeaux, na França, usado como
fungicida para o controle de míldio em videiras. A descoberta acidental em 1882 na França, de
que a calda, resultante da neutralização de sulfato de cobre com excesso de hidróxido de cálcio
aspergido sobre vinhedos, além de evitar coleta furtiva, pelo aspecto azulado conferido à
folhagem, era ativa contra o míldio da videira, foi o marco histórico decisivo para inicio do
controle químico de doenças de plantas (MICHEREFF, 2004).
A calda bordalesa é uma suspensão coloidal obtida na mistura de sulfato de cobre
pentahidratado, CuSO
4
.5H
2
O, e suspensão de cal virgem, CaO, que reagindo com água forma
Ca(OH)
2
, proporcionando um meio alcalino. Nessas condições, forma-se um precipitado
gelatinoso azulado de hidróxido de cobre, praticamente insolúvel em água, estabilizado pela
adsorção a sulfato de cálcio, que também é produzido na mistura. O hidróxido de cobre forma
membranas de precipitação em torno dessas partículas. De acordo com a tecnologia de preparo a
mistura produz vários compostos: hidróxido de cobre, sulfato de cobre, sulfato de cálcio, sulfato
básico de cobre e sulfato básico duplo de cobre e cálcio (PENTEADO, 2000). A preparação mais
comum da calda bordalesa se dá na proporção de 1 parte de cal virgem e 1 parte de sulfato de
cobre para 100 partes de água. A quantidade de cada ingrediente vai depender do volume final de
calda pretendido.
É um fungicida cujo uso é permitido na agricultura orgânica porque segundo seus
defensores o sulfato de cobre é um produto pouco tóxico que contribui para melhorar o equilíbrio
nutricional das plantas. O princípio desta calda não é erradicar os insetos ou patógenos, porém
aumentar a resistência e a repelência das plantas. Desta forma, a calda bordalesa constitui o
principal meio de controle alternativo de pragas e doenças para as plantas cultivadas no processo
ecológico e orgânico. Deste modo, o produto que parecia fadado a ser substituído por fungicidas
28
mais modernos, voltou a ser usado devido à expansão da agricultura orgânica. Entretanto, muitos
estudos alertam que o uso intensivo de calda bordalesa em vinhedos da Europa por mais de 100
anos para combate de míldio causou aumentos significativos de cobre na camada superficial dos
solos (BRUN et al., 2001; FLORES-VÉLEZ et al., 1996; PARAT et al, 2002; RIBOLSI et al.,
2002).
Deluisa et al (1996) em seu trabalho sobre a poluição de cobre em solos italianos de
vinhedo, verificaram que em amostras de solos cultivadas com uva onde se usava fungicida
cúprico, o cobre acumulava-se no perfil do solo. Em maior quantidade na camada superficial e
diminuía quando atingia as camadas mais profundas. Em contrapartida, solos com textura arenosa
e alta acidez, também contaminados com Cu proveniente do uso de calda bordalesa, podem
favorecer a movimentação do Cu para as camadas mais profundas (ARIAS et al., 2004).
A Instrução Normativa n° 7, de 17 de Maio de 1999 do MINISTÉRIO DA
AGRICULTURA E DO ABASTECIMENTO dispõe sobre normas para a produção de produtos
orgânicos vegetais e animais. Ela foi estabelecida considerando a crescente demanda de produtos
obtidos por sistemas ecológicos, biológicos, biodinâmicos e agroecológicos e a exigência de
mercado para tais produtos. Assim, ela estabelece as normas de produção, tipificação,
processamento, envase, distribuição, identificação e de certificação da qualidade para os produtos
orgânicos de origem vegetal e animal. No que concerne aos meios contra doenças fúngicas, as
seguintes opções são mencionadas no Anexo III – PRODUÇÃO VEGETAL, da referida
instrução: enxofre simples e suas preparações, a critério da certificadora; pó de pedra; um terço de
sulfato de alumínio e dois terços de argila (caulim ou bentonita) em solução 1%; sais de cobre, na
fruticultura; própolis; cal hidratado, somente com fungicida; iodo; extratos de plantas; extratos de
compostos e plantas; vermicomposto; homeopatia; calda bordalesa e calda sulfocálcica, a critério
da certificadora.
29
2.2 Material e métodos
Os estudos foram conduzidos em amostras de solos coletadas em um experimento em
vasos de aplicação de lodo de esgoto bem como em pomares de uva e figo onde foi aplicada a
calda bordalesa.
2.2.1 Experimento com lodo de esgoto
Foram empregados os solos Latossolo Vermelho-Amarelo distrófico (LVAd) e Latossolo
Vermelho distrófico (LVd) no experimento em delineamento inteiramente casualizado, conduzido
em caixas de cimento amianto de 0,5m
3
, a céu aberto, em área do setor de Química do
Departamento de Ciências Exatas da Escola Superior de Agricultura “Luiz de Queiroz”,
ESALQ/USP, em Piracicaba, SP. Foram realizadas, há oito anos, cinco aplicações sucessivas do
lodo proveniente da ETE de Barueri-SP, com intervalo de dois meses entre elas, totalizando 388,0
Mg. ha
-1
ou 34,23 kg por caixa (base seca). Foram considerados portanto, dois solos e duas doses
de lodo (0 e 388,0 Mg. ha
-1
) em quatro repetições totalizando 16 parcelas experimentais Após a
última aplicação do lodo, realizou-se um plantio de milho, com colheita de folhas, raízes, colmos
e grãos e análise do teor de metais nestes compartimentos. Os resultados destas análises, assim
como as análises dos lixiviados, encontram-se em Anjos (1999). Posteriormente o solo foi
preparado para o plantio da cana-de-açúcar realizado em maio de 1998 e colhida em junho de
1999, sendo os resultados deste segundo experimento discutidos por Bertoncini (2002).
O presente estudo analisou o comportamento do cobre nos tratamentos que receberam
lodo de esgoto, bem como suas respectivas testemunhas, na camada de 0-20 cm, por ser a camada
de incorporação do resíduo nos estudos anteriormente citados. Para essa finalidade foram
coletadas amostras compostas das quatro repetições dos tratamentos.
O lodo utilizado no experimento foi proveniente da Estação de Tratamento de Esgotos da
SABESP, localizada em Barueri, SP. O processo de tratamento do esgoto envolvia na época em
que o mesmo foi coletado a digestão anaeróbia do lodo ativado, seguido da adição de cal e FeCl
3
para, respectivamente, impedir a atividade biológica e facilitar a eliminação de água do mesmo,
através de prensagem. Foram realizadas análises sucessivas do lodo, uma vez que a aplicação foi
30
parcelada em cinco vezes. As análises químicas seguiram método proposto por Eaton; Clesceri e
Grennberg. (1995).
2.2.2 Áreas cultivadas com uva e figo tratadas com calda bordalesa
Foram coletadas amostras de solo Argissolo Vermelho Amarelo (PVA) em áreas
cultivadas com uva e figo localizadas relativamente próximas umas das outras, no município de
Louveira, SP, que receberam calda bordalesa como fungicida durante diferentes períodos
mostrados no Quadro 1.
As amostras foram coletadas na profundidade de 0-20 cm em cerca de 16 propriedades,
sendo posteriormente selecionadas os quatro locais que apresentaram maiores teores de Cu total e
solúvel. Para efeito de comparação foram também coletadas amostras na profundidade de 0-20 cm
em áreas livres de contaminação com cobre nas quatro propriedades selecionadas.
Deve ser salientado que este estudo envolveu uma área muito pequena de solos sob
frutíferas do Estado de São Paulo e objetivou essencialmente coletar amostras de solos
contaminados pela aplicação rotineira da calda bordalesa, com a finalidade de caracterizar a
adsorção e dessorção de Cu nos mesmos.
Amostra Descrição
PVA1 cultura do figo com aplicação de calda bordalesa por 10 anos.
PVA2 cultura do figo com aplicação de calda bordalesa por 8 anos.
PVA3 cultura da uva com aplicação de calda bordalesa por 4 anos.
PVA4 cultura da uva com aplicação de calda bordalesa por 7 anos.
PVA1 - T cultura do figo sem aplicação de calda bordalesa.
PVA2 - T cultura do figo sem aplicação de calda bordalesa.
PVA3 – T cultura da uva sem aplicação de calda bordalesa.
PVA4 – T cultura da uva sem aplicação de calda bordalesa.
Quadro 1 - Cultura e tempo de aplicação de calda bordalesa em pomares onde o solo do
município de Louveira, São Paulo foi amostrado
31
2.2.3 Análises químicas e físicas de solo
As determinações incluídas nas análises químicas e físicas de solo foram conduzidas de
acordo com os métodos descritos por Camargo et al. (1986), cujos pontos fundamentais são
apresentados a seguir.
Análises químicas
- Carbono orgânico: oxidação da matéria orgânica do solo com solução de dicromato de
potássio em presença de ácido sulfúrico e titulação do excesso de dicromato com sulfato ferroso
amoniacal.
- pH em H
2
O, CaCl
2
0,01mol L
-1
e em KCl 1 mol L
-1
usando relação solo-solução de
1:2,5.
- Al trocável: extração com solução de KCl 1N e titulação com NaOH 0,05 mol L
-1
, em
presença de azul de bromotimol;
- Acidez potencial (H+Al): extração do H+Al pelo acetato de cálcio 0,05 mol L
-1
a pH
7,0;
- Teores totais de óxidos (Al
2
O
3,
SiO
2
, MnO e Fe
2
O
3
): obtidos pelo ataque sulfúrico e
alcalino;
- Cátions trocáveis (K, Ca e Mg): extração dos elementos com resina trocadora de íons e
leitura no espectrofotômetro de absorção atômica (Ca e Mg) e fotômetro de chama (K);
- Fósforo (P): extração dos teores disponíveis de P pela resina trocadora de íons e
quantificação por colorimetria.
A partir das análises anteriores foram calculados:
• ∆pH = pH KCl - pH H
2
O;
• Índice Ki = (SiO
2
/Fe
2
O
3
) x 1.7 (índice de intemperização);
• Soma de bases (SB) = Ca + Mg + K;
• CTC efetiva (CTC
e
) = SB + Al;
• CTC total (CTC
t
) = SB + H+Al;
• Saturação por bases (V%) = (SB/CTCtotal) * 100;
• Saturação por alumínio (m%) = (Al * 100)/CTCefetiva.
32
Análises físicas
A granulometria foi avaliada após dispersão química, empregando-se o método do
densímetro (EMBRAPA, 1997). A uma alíquota de 50 g de terra foram adicionados 250 mL da
solução dispersante, preparada a partir da dissolução de 20 g de hidróxido de sódio em 5 mL de
água destilada e posterior adição de 50 g de hexametafosfato de sódio. Em seguida, a suspensão
(solo + dispersante) foi agitada por 16 h em agitador rotatório a 30 rpm. Transferiu-se a suspensão
para uma proveta, completando o volume com água destilada até atingir 1 L. Com um agitador
manual, a amostra foi agitada por 40 segundos. Ao término dessa agitação, introduziu-se o
densímetro na suspensão, realizando a primeira leitura (L1) e após 2 h, realizou-se a segunda
leitura (L2), onde:
- Silte = L1 – L2;
- Argila = L2;
- Areia = 50g – L1.
2.2.4 Determinação do teor total de Cu pelo método EPA – 3051 (EPA, 1994)
Este método utiliza a técnica de aquecimento por microondas, sendo conhecido como
método 3051. Em linhas gerais o procedimento é o seguinte:
A uma alíquota de 500 mg de solo seca e moída, contida em frascos de digestão são
adicionados 10,0 mL de ácido nítrico concentrado (65% m/m) deixando em repouso por 15
minutos antes de fechá-los e serem colocados para digerir. Após o término da programação
(Quadro 2), resfriou-se os frascos até alcançar pressão em torno ou menor que 69 kPa (10psi) e
retirou-se a tampa. Transferiu-se a solução dos frascos quantitativamente, com água, para balões
volumétricos de 50 mL, diluiu-se com água e filtrou-se com papel de filtro faixa azul antes de
determinação. Determinou-se o teor de Cu total por ICP-AES.
33
Potência 600 W
Pressão 415 kPa (60 psi)
Tempo 10 min
Tempo de digestão na pressão acima 5 min e 30 s.
Quadro 2 - Programação do forno de microonda para a digestão de amostras de solo
pelo método EPA – 3051
(1)
(1)
Utilizou-se um equipamento da marca CEM, modelo MDS – 2000.
Conforme Raij et al. (2001), a técnica de digestão usando aquecimento por microondas
está entre os métodos mais recentes para a dissolução das amostras de solo. As vantagens dessa
técnica consistem em menor tempo de digestão, melhor controle das contaminações, dissolução
mais completa das amostras e menor perda de elementos voláteis.
2.2.5 Determinação do teor solúvel de Cu através do extrator DTPA
O teor de cobre solúvel do solo foi extraído com solução DTPA 0,005 mol L
-1
(ácido
dietilenotriaminopentaacético), trietanolamina 0,1 mol L
-1
e cloreto de cálcio 0,01 mol L
-1
,
ajustada a pH 7,30, conforme descrito por Raij et al. (2001).
Empregou-se uma alíquota de 10 cm
3
de solo, 20 mL da solução extratora de DTPA e
agitou-se por duas horas a 220 rpm. O cobre foi determinado no filtrado da suspensão por ICP –
AES.
2.2.6 Isotermas de adsorção
Serão utilizadas as isotermas de Freundlich e Langmuir para avaliar a adsorção de cobre.
Olsen e Watanabe (1957) usaram tais equações para solos e desde então têm sido amplamente
empregadas para inúmeros cátions e ânions (ARIAS et al., 2004; BARROW, 1978; FITTER;
SUTTON, 1975; MEAD, 1981; RYDEN; McLAUGHLIN; SYERS, 1977; SIBBESEN, 1981;
SINGH, 1984; e muitos outros).
34
Equação de Freundlich
Esta equação tem sido, freqüentemente, utilizada, para descrever a adsorção de diferentes
elementos químicos pelo solo. A equação pode ser assim representada (BARROW, 1978).
X = K
F
. C
b
(1)
onde, X é quantidade de cobre adsorvido por unidade de massa do solo; C a concentração de
cobre na solução de equilíbrio e K
F
e b são parâmetros.
Equação de Langmuir
Olsen e Watanabe (1957) foram os primeiros pesquisadores a utilizarem a equação de
Langmuir para descrever a adsorção de fosfato em solos. A partir daí passou a ser amplamente
utilizado para inúmeros cátions e ânions. A equação é assim representada (BARROW, 1978):
X = (K
L
.b.C) / (1+K
L
.C) (2)
onde, X é a quantidade de cobre adsorvido por unidade de massa de solo; C a concentração de
cobre na solução de equilíbrio; K
L
o termo de afinidade, refletindo a taxa relativa de adsorção e
dessorção no equilíbrio e b a adsorção máxima.
Obtenção das curvas de adsorção/dessorção
Sob valores de pH naturais para cada amostra coletada dos solos tratados com lodo de
esgoto e sob aplicação de calda bordalesa, foram obtidas as curvas de adsorção/dessorção com
doses crescentes de Cu. Foi utilizado como eletrólito suporte uma solução 0,01 mol L
-1
de
Ca(NO
3
)
2
escolhido devido à sua menor habilidade em complexar cátions metálicos
(GUILHERME; ANDERSON, 1998; MOREIRA, 2004; MSAKY; CALVET, 1990; SILVEIRA,
35
1999;). A relação 1:10 de solo:solução utilizada baseou-se em dados de literatura (McLAREN;
WILLIAMS; SWIFT, 1983; POMBO; KLAMT, 1986; YUAN; LAVKULICH, 1997).
O estudo de adsorção foi conduzido em duplicada empregando diferentes concentrações
iniciais de cobre: 0; 2; 5; 10; 15; 30; 50; 75 e 100 mg L
-1
, preparadas a partir do sal
Cu(NO
3
)
2
.5H
2
O. Para determinar a quantidade de metal adsorvido a massa de 2,0 g de terra fina
seca em estufa foi agitada em agitador horizontal por 24 horas em tubos de polietileno, com 20 ml
de solução de Ca(NO
3
)
2
0,01 mol L
-1
, contendo as diferentes concentrações citadas do metal
pesado. Após a agitação, as amostras foram centrifugadas a 1.100 rpm durante 10 minutos em
seguida foram filtradas em papel de filtro qualitativo, para a remoção de impurezas que pudessem
prejudicar a determinação de cobre na solução de equilíbrio por espectrofotometria de absorção
atômica. O período de 24 horas foi adotado para garantir que o equilíbrio fosse atingido
(PETRUZELLI; GUIDI; LUBRANO, 1985).
A massa de Cu adsorvido ao solo foi avaliada utilizando-se a expressão:
S = (C
0
- C
e
) FD
onde S é a quantidade de metal pesado retido pela fase sólida, C
0
é a concentração de metal da
solução colocada em contato com o solo, C
e
é a concentração de metal determinada na solução
após a agitação e FD é fator de diluição, que no caso é igual a 10.
Para determinar a quantidade de Cu dessorvido, as amostras provenientes do estudo de
adsorção foram agitadas por 2 horas em tubos de polietileno, por três vezes consecutivas, com 20
ml de solução de Ca(NO
3
)
2
0,01 mol L
-1
. A massa acumulada de cobre dessorvido foi determinada
a partir das concentrações de cobre nas soluções de equilíbrio.
Foram elaborados gráficos das quantidades de cobre adsorvido em função das
concentrações de equilíbrio. Os modelos de Langmuir e Freundlich foram ajustados, com o
auxílio do programa CurveExpert 1.3 (HYAMS, 2004), para a obtenção da adsorção máxima de
Cu e de seus respectivos parâmetros. Nos gráficos das isotermas optou-se por apresentar os pontos
obtidos experimentalmente e as curvas referentes aos modelos de Langmuir e Freundlich.
36
2.2.7 Energia livre (∆G
o
)
De posse dos resultados das isotermas de adsorção, foi calculada a energia livre molar do
sistema, utilizando-se a equação termodinâmica, eq. (3) (ALLEONI; CAMARGO, 1998;
SILVEIRA, 1999):
G
o
= R T (ln [Cu] em equilíbrio – ln [Cu] adicionado) (3)
sendo R, a constante dos gases perfeitos, igual a 8,30 J mol
-1
kg
-1
e T a temperatura absoluta igual
a 298K.
2.2.8 Determinação do coeficiente de distribuição K
d
O coeficiente de distribuição descreve a partição da espécie a ser adsorvida entre as fases
sólida e líquida na faixa de concentração de interesse, sendo análogo à constante de equilíbrio de
uma reação química. Quanto maior o valor de K
d
, maior é a força de retenção do íon adsorvido.
O valor de K
d
foi determinado por meio dos gráficos que relacionavam as massas
adsorvidas às respectivas concentrações de equilíbrio, aos quais foram ajustados para modelos
lineares. A obtenção de modelos lineares foi possível ao adotar que a isoterma se originou no
ponto de origem cartesiano (0,0). Em algumas situações, como aquelas em que somente o último
ponto da isoterma estava comprometendo o ajuste do modelo linear, optou-se por eliminá-lo, já
que, conforme Boeckting et al. (1992), quatro pontos caracterizando uma relação cartesiana entre
concentrações em solução e adsorvida são suficientes para a construção de uma isoterma de
adsorção.
A forma mais comum do cálculo do K
d
é:
K
d
= C / X (4)
em que X é a quantidade de cobre adsorvido por unidade de massa de solo; C a concentração de
cobre na solução de equilíbrio e K
d
o coeficiente de distribuição.
37
2.3 Resultados e discussão
Serão apresentados e discutidos os resultados das determinações nos solos Latossolo
Vermelho Amarelo distrófico (LVAd) e Latossolo Vermelho distrófico (LVd) sob aplicação de
lodo de esgoto, bem como resultados obtidos nos solos coletados em áreas sob culturas de uva e
figo, onde calda bordalesa foi aplicada como defensivo.
2.3.1 Experimento com lodo de esgoto
2.3.1.1 Caracterização química do resíduo utilizado
Os resultados da análise química do lodo de esgoto adicionado aos solos utilizados no
experimento encontram-se no Quadro 3. Nota-se o elevado valor de pH, assim como de
carbonato, evidenciando a ação neutralizante do resíduo, que contribui para a elevação do pH dos
solos, devido às reações de degradação da carga orgânica do lodo, ou pela sua alcalinidade
intrínseca quando é estabilizado com cal. Basta e Sloam (1999) ressaltam a importância do uso do
lodo tratado com cal em solos ácidos no sentido de minimizar os riscos de absorção de metais
pesados pelas plantas, assim como a movimentação dos mesmos no perfil do solo.
Com relação aos nutrientes, observa-se baixo teor de K, implicando em adubações
potássicas complementares quando o resíduo for utilizado em áreas agricultáveis; quantidades
medianas de N, P, Mg e S; elevado teor de cálcio; desequilíbrio na relação Ca:Mg e relação C:N
próxima a 12, típica de material parcialmente decomposto através de processos aeróbios e
anaeróbios (BERTONCINI, 2002).
Os teores totais de metais pesados presentes no lodo, segundo EPA (1993), estão abaixo
da concentração máxima permitida, uma vez que o teor máximo de cobre permissível no resíduo
seco é de 1500 mg kg
-1
, evidenciando, portanto, um alto potencial de uso em áreas agrícolas. Em
contrapartida, o alto teor de umidade encontrado no mesmo pode dificultar o seu transporte para
essas áreas mais distantes da estação de tratamento.
O excesso de cálcio incorporado no tratamento terciário do lodo, proporciona um valor
elevado de condutividade elétrica que pode prejudicar o desenvolvimento de plantas, devido a
desequilíbrios nutricionais e dificuldades de absorção de água e nutrientes. Sucessivas aplicações
38
de lodo de esgoto podem ainda levar à saturação dos sítios adsorvedores dos solos e à entrada de
metais pesados na cadeia alimentar, bem como risco de contaminação de lençóis freáticos e,
apenas o monitoramento constante das áreas onde se aplicam tais resíduos pode garantir a redução
dos riscos de contaminação ambiental (BERTONCINI, 2002).
Características Teor
Umidade % (65
o
C) 48,3
pH (CaCl
2
0,01 mol L
-1
) 7,4
Condutibilidade elétrica (mS cm
-1
) 1,51
g kg
-1
Matéria orgânica (440
0
C/2h) 204,3
Carbonato total 198,2
C – oxidável 115,1
N – total 9,6
H – total 20,7
P – total 19,9
K – total 1,9
Ca – total 132,6
Mg – total 2,6
S – total 7,2
Na – total 0,32
Relação C/N 12,0
Relação C/P 5,8
mg kg
-1
Cd – total 20,3
Cr – total 477,7
Cu – total 754,1
Ni – total 355,3
Zn – total 1926,9
Pb - total 155,8
Quadro 3 - Caracterização química do resíduo utilizado
2.3.1.2 Análises químicas de solo
Os resultados da análise química de solo das amostras estudados encontram-se no anexo
A e na Tabela 1.
Adotando os critérios a respeito do índice pH CaCl
2
propostos por Tomé Júnior (1997) os
solos LVAd (pH 7,42) e LVd (pH 7,51) podem ser classificados como alcalinos (pH 7,0). Em
contrapartida, ocorreu o oposto com o LVAd testemunha (pH 4,12) apresentando acidez muito
39
alta (pH 4,30), semelhante ao LVd testemunha (pH 4,64) que apresentou acidez alta (pH 4,4 –
5,0).
Com relação aos valores de pH as quatro amostras de solo estudadas apresentaram
balanço de cargas negativo (pH
KCl
< pH
H2O
), adsorvendo maior quantidade de cátions do que de
ânions, provavelmente pelo efeito da matéria orgânica.
O teor de carbono orgânico (C) foi considerado alto (> 14 g dm
-3
) para o LVd e médio
para o LVAd (9 – 14 g dm
-3
), enquanto que para as suas respectivas testemunhas os teores foram
considerados baixos (> 9 g dm
-3
). Isso ocorreu devido o lodo de esgoto ser rico em matéria
orgânico (204,3 g dm
-3
). No solo com alto teor de C pode ocorrer maior complexação de metais,
pois existe maior possibilidade de existência de substâncias orgânicas capazes de formarem
complexos. Como conseqüência, pode-se esperar menor toxidez por Al trocável, menor
insolubilização de micronutrientes em pH elevado, podendo ocorrer deficiência de cobre, visto
que os complexos desse elemento com a matéria orgânica são de baixa solubilidade, tornando
comum a sua deficiência em solos orgânicos (TOMÉ JR, 1997). Borges e Coutinho (2004),
trabalhando com os solos Latossolo Vermelho e Neossolo Quartzarênico, com adição de lodo
obtido na estação de tratamento da SABESP, no município de Franca (SP), verificou que
ocorreram aumentos lineares nos teores de matéria orgânica nos dois solos devido ao teor de
material orgânico presente no lodo. Foram verificados também aumentos significativos para os
valores de pH nos dois solos. A elevação do pH do solo pode ter sido causada pela liberação de
amônia proveniente da decomposição de compostos orgânicos presentes no resíduo (LUND;
DOSS, 1980; BERTON et al., 1997).
Segundo Raij et al. (1996), os solos LVAd e LVd possuem teores muito altos (> 80 mg
dm
-3
) de P disponível (resina), enquanto que suas testemunhas contem baixos teores do mesmo
(< 7 – 15 mg dm
-3
). Em relação ao valor de potássio, todas as amostras de solo estudadas
apresentaram teores baixos ( 1,0 mmol
c
dm
-3
).Os teores de cálcio foram considerados altos para
os solos com adição de lodo de esgoto, visto que ele ocorre em grande quantidade no resíduo
(132,6 g kg
-1
). Para a testemunha do LVAd o teor foi considerado baixo (< 20,0 mmol
c
dm
-3
) e a
testemunha do LVd apresentou teor médio (20,0 – 40,0 mmol
c
dm
-3
). Com relação ao magnésio,
os solos que receberam o resíduo apresentaram teor médio (4,0 – 8,0 mmol
c
dm
-3
), enquanto que o
LVd testemunha apresentou alto teor (> 8,0 mmol
c
dm
-3
) e o LVAd testemunha baixo teor (< 4,0
mmol
c
dm
-3
). Analisando os cátions básicos, é importante destacar os resultados expressivos de
40
soma de bases (SB) obtidos para os solos com aplicação de lodo de esgoto, que, juntamente com
os valores de V% (98,32% e 97,53%) evidenciam a elevada fertilidade desses solos. Segundo
Tomé Júnior (1997) esses valores muito altos de saturação por bases têm ligação direta com os
índices pH dos mesmos (> 7,0), afirmando que em solos com pH alcalino o V% possui valores
próximos a 90 – 100%. É importante ressaltar que originalmente esses solos possuíam V% < 50, o
que pode ser verificado através de suas testemunhas (25,62% e 43,27%), evidenciando que o uso
de lodo de esgoto nesses solos aumenta consideravelmente a sua fertilidade.
Com relação aos teores de Al trocável, assim como os seus valores de saturação por
alumínio (m%), os solos com aplicação de lodo apresentaram valores nulos de ambos, em
contrapartida o LVAd testemunha apresentou m% alto (35% – 50%) (MALAVOLTA; VITTI;
OLIVEIRA, 1989) e Al trocável médio (TOMÉ JR, 1997), indicando níveis tóxicos do elemento,
enquanto que o LVd testemunha apresentou m% e Al trocável baixo (0-15%), não sendo
prejudicial.
O tratamento com aplicação de lodo apresentou CTC
e
e CTC
T
muito maior que o
tratamento testemunha, devido a grande contribuição do cálcio no complexo de troca, baixo valor
da acidez potencial (H + Al) e teores de Al trocável nulos. Para o tratamento testemunha torna-se
evidente a deficiência de cátions básicos compondo a CTC.
O índice Ki, demonstrativo da composição quantitativa média dos principais elementos
constituintes dos minerais secundários da fração argila, é geralmente utilizado para caracterizar o
horizonte diagnóstico de solo, mas seu conhecimento para amostras da camada superficial pode
fornecer indícios sobre a proporção global de tais elementos, para inferência do grau de
intemperismo do solo. O índice Kr permite classificar um solo, a partir dos teores totais dos
óxidos de Si, Al e Fe do horizonte diagnóstico, como sesquioxídico ou não (MOREIRA, 2004).
Observando a Tabela 1, o solo LVd apresentou maiores valores de Ki e Kr para ambos os
tratamentos, evidenciando seu menor grau de intemperismo. Observou-se também que os valores
de Ki e Kr variaram muito pouco entre os tratamentos para esse solo. Esse fato evidencia que o
uso de lodo, para o estudo realizado, não altera os teores originais de óxidos de Si, Fe, Al e Mn
nesse solo. Para o solo LVAd o tratamento testemunha apresentou maiores valores de Ki e Kr,
mas também com pouca variação entre o tratamento com adição de lodo.
41
Tabela 1 - Teores de óxidos e índices K
i
e K
r
Solo SiO
2
Al
2
O
3
Fe
2
O
3
MnO Ki Kr
............... ............... g/kg .....................
LVAd
129,0 171,4 138,4 1,7 1,28 0,84
LVd
51,0 52,6 19,3 0,1 1,65 1,34
LVAd Testemunha
164,0 192,4 149,8 0,9 1,45 0,97
LVd Testemunha
47,0 49,9 13,4 0,1 1,60 1,37
2.3.1.3 Análise física de solo
Segundo classificação da Embrapa (1999), o solo LVAd, em ambos os tratamentos, foi
classificado como médio arenoso (15% - 24% de argila), o solo LVd com lodo como argiloso
(35% - 59% de argila) e o LVd testemunha como muito argiloso (> 60% de argila) (Tabela 2).
Tabela 2 - Resultado das análises físicas dos solos
Solo Argila Silte Areia Textura
..................................... % ...........................
LVAd 15,0 4,0 81,0 Médio arenoso
LVd 48,0 15,0 37,0 Argiloso
LVAd Testemunha 18,0 4,0 78,0 Médio arenoso
LVd Testemunha 64,0 10,0 26,0 Muito argiloso
2.3.1.4 Cobre total e cobre extraído por DTPA
Conforme previsto os maiores teores de cobre total e solúvel foram encontrados no
tratamento com aplicação de lodo de esgoto (Tabela 3), sendo que o solo LVd apresentou maior
porcentagem de Cu solúvel (20,19%) e o solo LVAd maior teor de Cu total. Isso evidencia uma
maior capacidade do solo LVAd em reter o metal, visto que os dois solos em questão receberam a
mesma dosagem do resíduo em 5 aplicações. Com relação ao tratamento testemunha houve pouca
variação na porcentagem de cobre solúvel em relação ao teor de cobre total. Em contrapartida, o
42
solo LVd apresentou teor de Cu total maior que o solo LVAd, evidenciando mais uma vez a sua
menor capacidade de adsorção do metal aplicado via lodo de esgoto, fazendo com que o metal
seja lixiviado mais facilmente.
Com relação ao teor disponível do elemento extraído pelo DTPA, houve predomínio de
teores considerados altos (Cu > 0,8 mg dm
-3
) e o único solo que apresentou teor médio de cobre
(0,3 – 0,8 mg dm
-3
) foi o LVAd testemunha, adotando os critérios estabelecidos por Raij et al.
(1996). O método do DTPA está entre os mais eficientes para avaliar a disponibilidade de
micronutrientes (Cu, Fe, Mn e Zn) em amostras de solo. Mulchi et al. (1991), após aplicação de
lodo de esgoto no solo, verificaram que o Cu extraído pela solução DTPA foi correlacionado com
a concentração de Cu na parte aérea de milho.
Oliveira (1995) estudando a disponibilidade de
metais pesados, para plantas de milho, dentre eles o Cu, adicionados a solos de diferentes texturas
via lodo de esgoto, obteve boas correlações entre o cobre extraído pelo DTPA e o cobre absorvido
pelas plantas. Berton et al. (1997), avaliando a disponibilidade de cobre, níquel e zinco para o
milho, em três Latossolos que receberam adição de lodo de esgoto, observaram que o extrator
DTPA se mostrou adequado para prognosticar a biodisponibilidade de zinco e cobre nos três solos
estudados, independente da elevação ou não do pH do solo pela adição de CaCO
3
. Lee e Zheng
(1994) também concluíram em seus estudos que o extrator DTPA foi o mais eficiente para o
cobre. Estudos realizados em solos do Estado de São Paulo mostraram que os valores de
correlação obtidos entre os teores de Zn e Cu no solo, extraídos pelo DTPA, e seus teores na
planta foram iguais ou melhores que aqueles obtidos usando métodos comumente empregados no
Brasil, tais como Mehlich 1 e HCl (ABREU et al., 1997). Borges e Coutinho (2004), estudando os
teores de Cu extraídos do solo pelas soluções de DTPA, HCl 0,1 mol L
-1
, Mehlich-1 e Mehlich-3,
verificou que apenas o complexante DTPA refletiu a afinidade do cobre por ligantes orgânicos. A
preocupação com a determinação de metais potencialmente tóxicos em solos se deve à sua
presença em lodos, fertilizantes, corretivos, defensivos e outros insumos e à possibilidade de seu
acúmulo em solos. Entre os efeitos prejudiciais associados a esses elementos, destaca-se a
absorção dos mesmos pelas plantas, com conseqüente entrada na cadeia alimentar (FERREIRA et
al., 2001).
Quanto ao teor total do elemento, obtido por digestão em microondas, nos solos com
adição de lodo, conclui-se que são valores altos, pois, conforme comenta Krauskopf (1972) o teor
total de cobre na crosta terrestre é estimado como sendo, em média, em 55 mg dm
-3
; nas rochas
43
ígneas, em 10 a 100 mg dm
-3
, respectivamente para granito e basalto; nas rochas sedimentares, em
4,3 mg dm
-3
e 45 mg dm
-3
para calcário, arenito e folhelho, respectivamente. Segundo o autor, há
uma variação de 10 a 80 mg dm
-3
de Cu em solos. A quantidade total de metais presente em solos
varia bastante em função do material de origem e do sistema de manejo a que ele foi submetido,
sendo utilizada habitualmente como forma de medir a poluição do solo causada pela ação do
homem (FERREIRA et al., 2001).
Tabela 3 - Teores de Cu DTPA e Cu total
Solo Cu DTPA Cu total
.................................... mg dm
-3
..................................
LVAd 25,8 (14,22%) 181,3
LVd 20,8 (20,19%) 103,0
LVAd Testemunha 0,61 (5,80%) 10,4
LVd Testemunha 2,40 (3,91%) 61,4
2.3.1.5 Isotermas de adsorção e dessorção de cobre
Os resultados referentes à adsorção e dessorção de cobre são mostrados nas Figuras 2 e 3.
Os valores experimentais que originaram as isotermas de adsorção e dessorção, encontram-se nos
Apêndices E, F e I.
Para todos os solos, as quantidades de Cu adsorvidas aumentaram com o incremento nas
doses adicionadas. Nas menores quantidades de metais adicionadas, foram encontradas as
menores concentrações dos metais em solução. No tratamento com lodo de esgoto o incremento
da adsorção nas menores doses de Cu foi, aproximadamente, o mesmo das maiores doses
utilizadas, não ocorrendo saturação dos sítios de adsorção dos solos estudados. Esse fato
evidencia que esses solos, mesmo já contaminados com Cu através da adição de lodo, ainda
possuem uma grande capacidade de adsorção, devido à alta afinidade desses solos com o metal
em estudo. Em contrapartida no tratamento testemunha o incremento na adsorção de Cu foi maior
nas doses mais baixas do metal, porém à medida que as doses adicionadas aumentaram, o
incremento na adsorção foi menos acentuado. Isso pode ter ocorrido, devido ao início do processo
de saturação dos sítios de adsorção. Moreira (2004), trabalhando com diversos solos do Estado de
44
São Paulo e doses de Cu variando de 1,08 a 81,21 mg L
-1
, verificou, pela porcentagem de
adsorção em relação à dose máxima adicionada, que a adsorção de Cu foi maior em relação aos
outros metais, em contrapartida, à medida que as doses adicionadas aumentaram, o incremento da
adsorção foi menos acentuado. O mesmo resultado de incremento da adsorção foi obtido por
Silveira (1999), trabalhando com três solos do Estado de São Paulo e doses de cobre variando de 5
a 800 mg L
-1
.
A dessorção de Cu, na maior dose de cobre adicionada do tratamento testemunha foi,
aproximadamente, 13 vezes maior para o solo LVd e 181 vezes maior para o solo LVAd, quando
comparada com o tratamento com adição de lodo de esgoto. A dessorção máxima de Cu para os
solos LVAd e LVd com lodo foi muito baixa, variando de 0,50 a 5,5 mg kg
-1
respectivamente,
enquanto que, no tratamento testemunha esse valor variou de 90,5 a 71,6 mg kg
-1
respectivamente.
Isso é devido o alto teor de matéria orgânica e carbonato, bem como o elevado valor de pH,
encontrado no lodo e, conseqüentemente, nos solos tratados com esse resíduo. Com a elevação do
pH do solo, ocorre a desprotonação dos grupos ácidos de superfície, principalmente AlOH, FeOH,
SiOH e COOH, tornando a superfície negativa podendo reter cátions metálicos (BERTONCINI,
2002). A adsorção de Cu aos carbonatos foi verificada por Madrid e Diaz-Barrientos (1992), em
solos tratados com doses crescentes de CaCO
3
, onde ocorreu concomitantemente a dessorção de
Ca e Mg, indicando a dissolução dos carbonatos, ou a entrada do metal pesado na estrutura do
mineral. A baixa dessorção de Cu no tratamento com lodo também pode ser devido ao alto grau
de seletividade das substâncias húmicas por certos metais, formando complexos de esfera interna.
Uma seqüência típica de seletividade tende a ser, em ordem decrescente: Cu > Fe = Al > Mn = Co
> Zn (ALLOWAY, 1990). A reação de sorção entre um metal e o material orgânico resulta numa
estreita associação ao nível molecular entre o metal e um ou mais grupos funcionais no material
húmico ou ligante. A sorção inclui metais na nuvem difusa perto dos grupos funcionais periféricos
ionizados e metais formando complexos de esfera externa e interna, evidenciando que a natureza
da ligação numa reação de sorção vai de ligação puramente eletrostática a fortemente covalente
(FERREIRA, et al., 2001).
45
LVAd
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
0 0,05 0,1 0,15
C.E. (mg dm
-3
)
Cu (mg kg
-1
)
Adsorção
Dessorção
LVd
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
00,10,20,30,4
C.E. (mg dm
-3
)
Cu (mg kg
-1
)
LVAd - T
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
0123456789
C.E. (mg dm
-3
)
Cu (mg kg
-1
)
Adsorção
Dessorção
LVd - T
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
0123456
C.E. (mg dm
-3
)
Cu (mg kg
-1
)
Figura 2 - Adsorção e dessorção de Cu ao pH natural do solo (6,0 – 6,5), na
concentração de Ca(NO
3
)
2
0,01 mol L
-1
para os solos tratados (LVAd e
LVd) e não tratados (LVAd - T e LVd – T) com lodo de esgoto
46
Os gráficos mostrados na Figura 2, reunindo curvas de adsorção e dessorção, permitem
uma avaliação clara do processo de histerese e são comumente utilizados nos trabalhos científicos.
Contudo, é necessário destacar que a dessorção não está diretamente relacionada às concentrações
de equilíbrio que governaram o processo de adsorção. Buscando uma outra forma de se relacionar
adsorção e dessorção de Cu nos solos estudados, foram correlacionados os teores de Cu
dessorvido e o Cu adsorvido (natural e adicionado), como pode ser verificado pela Figura 3.
Nas curvas obtidas por esse procedimento pode-se obter uma relação linear única,
evidenciando uma proporção constante do metal que se dessorve em relação à quantidade
adsorvida. Por outro lado, também pode ser necessário que dois segmentos de reta sejam
empregados, parecendo indicar uma mudança no processo, pelo qual o metal inicialmente retido
pelo solo é liberado.
No solo LVd nota-se essa mudança de comportamento durante a dessorção de Cu, tanto
na testemunha como na área sob aplicação do lodo. Empregando-se as duas equações da reta
pode-se calcular o ponto em que ocorre essa mudança no rendimento da dessorção. Observando-
se os coeficientes angulares das retas, nota-se que no LVd o Cu é dessorvido mais facilmente nas
menores quantidade de Cu adsorvido e que, a partir de 186,1 mg kg
-1
de Cu , ocorre uma mudança
no rendimento da dessorção desse solo. A partir dessa concentração parece que o lodo passou a
dificultar a dessorção do cobre, retendo o metal mais intensamente, podendo se especular que um
provável processo de precipitação tenha ocorrido. No solo LVd – T a partir de 458,0 mg kg
-1
de
Cu o metal é dessorvido mais facilmente.
No presente trabalho, os poucos dados disponíveis não permitem maiores discussões
sobre o comportamento dessas curvas, sendo necessários mais estudos nesses solos para que se
esclarecer mais profundamente as causas desse fenômeno. Nos solos LVAd e LVAd – T a
dessorção de Cu apresentou apenas uma tendência, evidenciando que à medida que aumentou o
teor de Cu no solo, a dessorção aumentou na mesma proporção.
47
LVAd
y = 0,0005x - 0,0267
R
2
= 0,9859
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0 200 400 600 800 1000
Cu adsorvido (mg kg
-1
)
Cu dessorvido (mg kg
-1
)
LVd
y = 0,0037x + 2,0093
R
2
= 0,9801
y = 0,0133x + 0,2227
R
2
= 0,9683
0
1
2
3
4
5
6
0 200 400 600 800 1000
Cu adsorvido (mg kg
-1
)
Cu dessorvido (mg kg
-1
)
LVAd-T
y = 0,095x - 4,1673
R
2
= 0,9895
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 200 400 600 800 1000
Cu adsorvido (mg kg
-1
)
Cu dessorvido (mg kg
-1
)
LVd-T
y = 0,0126x + 0,4181
R
2
= 0,9301
y = 0,1232x - 50,241
R
2
= 0,9995
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 200 400 600 800 1000
Cu adsorvido (mg kg
-1
)
Cu dessorvido (mg kg
-1
)
Figura 3 - Relação entre massa de cobre dessorvida e a massa previamente adsorvida na
concentração de Ca(NO
3
)
2
0,01 mol L
-1
para os solos tratados (LVAd e LVd) e
não tratados (LVAd – T e LVd - T) com lodo de esgoto
48
2.3.1.6 Parâmetros de Langmuir e Freundlich
Os resultados referentes aos modelos de Langmuir e Freundlich estão expressos na
Figura 4 e na Tabela 4. Os valores que originaram as isotermas de adsorção dos modelos
encontram-se no Apêndice I.
Com base na observação dos coeficientes de determinação (R
2
), obtidos para as equações
de Langmuir e Freundlich (0,96 a 0,99), verificou-se que ambas as equações apresentaram-se
igualmente capazes de descrever a adsorção de cobre nos solos estudados, o que concorda com os
bons ajustes observados por Araújo et al. (2002); Silveira (1999); Yuan e Lavkulich (1997). Isso
demonstra que, os dados de adsorção de cobre estimados pelos modelos aplicados, estão coerentes
com os dados obtidos experimentalmente.
Os valores dos parâmetros obtidos estão coerentes com os encontrados por Buchter et al.
(1989). Esses pesquisadores, estudando onze solos e quinze elementos, observaram que a
constante K
do modelo de Freundlich para o cobre teve seus valores entre 0,47 e 1,42 (média de
0,76), enquanto a constante b variou entre 54 e 6353. O cobre apresentou os maiores valores das
constantes do modelo de Freundlich em relação aos demais elementos, indicando a forte retenção
do metal e elevada estabilidade.
O maior valor de adsorção máxima (b) foi encontrado para LVd, com lodo. Este
resultado pode ser explicado pela constituição mineralógica e pelo menor estado de
intemperização desse solo, pois possui os maiores índices Ki e Kr. Os menores valores das
constantes b e K do modelo de Langmuir para os solos do tratamento testemunha podem ser
explicados pelo baixo teor de matéria orgânica, menor CTC
e
e baixo valor de pH desses solos.
Nota-se que houve um decréscimo na adsorção máxima de Cu nos solos sem lodo de esgoto em
relação aos solos com lodo, sendo esses valor de -85,00% para o solo LVAd e de -253,40% para o
LVd. Atanassova e Okazaki (1997), estudando solos com diferentes composições mineralógicas e
propriedades físico-químicas, encontraram coeficientes de determinação próximos a 0,96 e 0,99
para as equações de Langmuir e Freundlich, respectivamente, sendo que foram encontrados os
maiores valores de adsorção máxima nos solos com maior conteúdo de matéria orgânica e óxidos
de ferro livres. Moreira (2004), trabalhando com adsorção de Cu em 14 solos do Estado de São
Paulo, verificou a elevada capacidade de retenção de Cu nos solos com alta CTC, indicando que
além do mecanismo de adsorção específica, envolvendo ligações do tipo covalente entre o metal e
49
os colóides do solo, a adsorção de Cu também é favorecida pelas cargas elétricas do solo,
apresentando ligações iônicas. A autora verificou também, comparando o sistema competitivo e
não competitivo de adsorção de metais, que a adsorção máxima de Cu foi a que menos sofreu
variação entre os dois sistemas, evidenciando que a competição iônica não impede sua ligação
preferencial pelos sítios de adsorção do solo. Concluiu também que em solos com baixa CTC
e
houve as menores reduções na adsorção máxima de Cu, podendo esse comportamento estar
relacionado à adsorção preferencial do Cu, principalmente em condições em que há número
reduzido de sítios de adsorção.
Portanto, as informações geradas pelos modelos de Langmuir e Freundlich para estimar o
comportamento do Cu no sistema, são comparáveis e podem ser empregadas para os solos
estudados.
Tabela 4 - Coeficientes das equações de Langmuir e Freundlich obtidos para descrição da
adsorção de cobre nas amostras com lodo de esgoto e suas respectivas testemunhas
Solos
Equação
Langmuir K
L
b R
2
Equação
Freundlich K
F
b R
2
(mg L
-1
)
-1
mg kg
-1
LVAd y=10656,50x/(1+3,22x) 3,22 3311,5 0,99 y=5858,53x
0,87
0,87 5858,5 0,98
LVd y=3321,81x/(1+0,75x) 0,75 4405,6 0,97 y=2505,62x
0,94
0,94 2505,6 0,96
LVAd-T y=248,42x/(1+0,14x) 0,14 1789,8 0,99 y=227,91x
0,69
0,69 227,9 0,99
LVd- T y=799,04x/(1+0,64x) 0,64 1246,6 0,99 y=417,35x
0,53
0,53 417,4 0,97
50
LVAd
0
200
400
600
800
1000
1200
0 0,05 0,1 0,15
C.E. (mg dm
-3
)
Adsorção de Cu (mg kg
-1
)
Experimental
Langmuir
Freundlich
LVd
0
200
400
600
800
1000
1200
0 0,1 0,2 0,3 0,4
C.E. (mg dm
-3
)
Adsorção de Cu (mg kg
-1
)
LVAd - T
0
200
400
600
800
1000
1200
0123456789
C.E. (mg dm
-3
)
Adsorção de Cu (mg Kg
-1
)
LVd - T
0
200
400
600
800
1000
1200
0123456
C.E. (mg dm
-3
)
Adsorção de Cu (mg kg
-1
)
Figura 4 - Isotermas de adsorção calculadas pelos modelos de Freundlich e Langmuir e
seus dados obtidos experimentalmente, para os solos tratados (LVAd e LVd) e
não tratados (LVAd – T e LVd - T) com lodo de esgoto
51
2.3.1.7 Energia livre das reações de cobre
Os resultados de energia livre foram negativos para todas as amostras de solo estudadas
(Figura 5). Os valores que originaram os gráficos encontram-se nos Apêndices E e F. Isso
demonstra que a quantidade de cobre em equilíbrio na solução foi sempre inferior ao valor de
cobre adicionado. Pode-se dizer, portanto, que a reação de adsorção de cobre foi
termodinamicamente exotérmica e espontânea. Esses resultados estão de acordo com aqueles
obtidos para cobre em solos tropicais (SILVEIRA et al., 1999) e cádmio para as mesmas
condições (DIAS et al., 2003; PERCIVAL; SPEIR; PARSHOTAM, 1999).
Os valores de ∆G
0
, em módulo, foram sempre decrescentes com o aumento da
concentração do cobre em solução, para o tratamento testemunha, indicando que quanto mais
concentrada a solução menos fortemente o elemento foi adsorvido. Esse resultado concorda com
as informações de literatura que, em baixas concentrações, o cobre forma ligações de alta
estabilidade com a superfície dos colóides (SPARKS, 1995) e afinidade do elemento pela matéria
orgânica. Segundo Petruzzelli; Guidi e Lubrano (1985), à medida que os sítios de adsorção vão se
saturando, diminui a capacidade do solo em reter o metal. O mesmo não ocorreu com os solos que
receberam lodo de esgoto, uma vez que, os valores de ∆G
0
, em módulo, foram, praticamente,
constantes com o aumento da concentração do cobre em solução. Isso é devido, a alta capacidade
de adsorção desses solos, sobretudo com relação ao alto teor de matéria orgânica dos mesmos.
52
LVAd
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
18000
0 0,05 0,1 0,15
C.E. (mg L
-1
)
Energia Livre (J mol
-1
)
LVd
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
18000
0 0,1 0,2 0,3 0,4
C.E. (mg L
-1
)
Energia Livre (J mol
-1
)
LVAd - T
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
18000
0123456789
C.E. (mg L
-1
)
Energia Livre (J mol
-1
)
LVd - T
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
18000
0123456
C.E. (mg L
-1
)
Energia Livre (J mol
-1
)
Figura 5 - Valores de energia livre (em módulo)
das reações de adsorção de cobre para
os solos tratados (LVAd e LVd) e não tratados (LVAd - T e LVd- T) com
lodo de esgoto
53
2.3.1.8 Valores de K
d
Os solos com adição de lodo de esgoto foram os que apresentaram maiores valores de K
d
(Tabela 5). Primeiro o LVAd, seguido pelo LVd com valor de K
d
, aproximadamente três vezes
menor. Esse fato, provavelmente, é devido aos altos teores de matéria orgânica e elevado valor de
pH desses solos, evidenciando grande afinidade dos componentes sólidos do solo pelo elemento
(ANDERSON; CHRISTENSEN, 1988).
Com relação aos solos testemunhas, o LVd foi o que apresentou maior valor de K
d
, cerca
de três vezes maior que o LVAd. Isso é devido o solo LVd testemunha apresentar uma textura
muito argilosa. Nota-se também que a aplicação do coeficiente de distribuição (K
d
) nos dados
experimentais foi satisfatória, uma vez que os coeficientes de correlação, para todos os solos,
foram muito altos, variando de 0,94 a 0,99.
A variabilidade dos valores de K
d
para determinado metal em diferentes locais é muito
grande, podendo atingir a magnitude de 1000 vezes (BEELEN; VERBRUGGEN;
PEIJNENBURG, 2003). A necessidade de adotar um valor padrão tem sido satisfeita pela geração
destes valores em um local padrão (SOARES, 2004).
A grande variabilidade entre os valores de K
d
que são usados para prever a mobilidade e
a biodisponibilidade de metais pesados é atribuída a vários fatores, entre os quais a natureza dos
constituintes minerais e orgânicos, a natureza do metal, a composição e pH da solução do solo e a
cinética das reações (CAMARGO; ALLEONI; CASAGRANDE, 2001; STAUNTON, 2001).
Uma vez que o coeficiente de distribuição depende das propriedades do metal, dos atributos do
solo e das condições experimentais, o volume de informações concordantes é escasso e não
constitui um acervo representativo, o que pressupõe a inexistência de valores adequados de K
d
(SOARES, 2004).
Sauvé; Hendershot e Allen (2000) compilaram valores de coeficiente de distribuição para
Cu, provenientes de 70 estudos, onde o valor médio de K
d
foi 4799 L kg
-1
, mínimo de 6,8 L kg
-1
e
máximo de 82850 L kg
-1
.
54
Tabela 5 - Valores de K
d
para os solos com e sem aplicação de lodo de esgoto
Solo K
d
(L kg
-1
) R
2
LVAd 7946,1 0,96
LVd 2730,5 0,94
LVAd testemunha 188,2 0,99
LVd testemunha 620,3 0,96
2.3.2 Experimento com calda bordalesa
A coleta de solos em áreas de exploração comercial de frutíferas foi efetuada para se ter
amostras de solos contaminados com cobre da calda bordalesa em condições reais de campo. Os
fungicidas cúpricos podem causar o acumulo de cobre na camada superficial do solo e os teores
atingidos podem ser suficientemente elevados para causar toxicidade às plantas (BRUN et al.,
1998).
O propósito desse experimento não foi comparar períodos de aplicação do defensivo, mas
estudar a dinâmica de adsorção e dessorção do Cu em amostras de solos sob aplicação rotineira da
calda bordalesa.
2.3.2.1 Análises químicas de solo
Os resultados da análise química de solo das amostras estudados encontram-se no Anexo
A e na Tabela 6.
De maneira geral, pode-se observar que existem alguns atributos químicos dos solos
selecionados que são essencialmente similares. Os pomares que tiveram o solo amostrado se
localizam relativamente próximos uns aos outros, em uma região onde predomina o solo
Argissolo Vermelho Amarelo (PVA).
Segundo os critérios propostos por Tomé Júnior (1997), os solos com adição de calda
bordalesa foram classificados da seguinte forma: PVA4 com acidez baixa; PVA1 e PVA3 com
acidez muito baixa e PVA2 como alcalino. Todos os solos do tratamento testemunha foram
classificados como de acidez média (pH 5,1 a 5,5). O valor de pH pode interferir na
movimentação do Cu no solo, principalmente em solos de textura arenosa. Em solos muito ácidos
55
o metal em geral apresenta baixa mobilidade e se desloca para as camadas subsuperficiais
(ARIAS et al., 2004).
Com relação aos valores de pH as oito amostras de solo estudadas apresentaram
balanço de cargas negativo (pH
KCl
< pH
H2O
), adsorvendo maior quantidade de cátions do que de
ânions.
O teor de carbono orgânico, para todos os solos do tratamento testemunha, foi
considerado baixo (< 9,0 g kg
-1
). No tratamento com adição de calda, os solos PVA1 e PVA3
apresentaram teor alto de carbono orgânico, enquanto que os solos PVA2 e PVA4 teor médio
(TOMÉ JR, 1997).
No geral, todos os solos apresentaram grande quantidade de cátions básicos, uma vez que
os valores de saturação por bases ficaram em torno de 61,4% a 94,2%. Esse fato é devido todos os
solos, segundo a classificação proposta por Raij et al. (1996), apresentarem teores considerados
altos de Ca, Mg e K, com exceção do PVA2 com calda que apresentou teor baixo de potássio.
Ainda conforme o autor, para os solos com aplicação do fungicida, os teores de fósforo para os
solos PVA1, PVA3 e PVA4 foram classificados como muito alto e para o PVA2 como médio. Os
solos do tratamento testemunha apresentaram teores de P variando de muito baixo a médio.
O teor de Al trocável, bem como a sua proporção na CTC
e
do solo, foi considerado
baixo, atingindo valores nulos para o tratamento testemunha (MALAVOLTA; VITTI;
OLIVEIRA, 1989; TOMÉ JR, 1997). Os valores de CTC
e
, CTC
t
e SB foram mais elevados nos
solos do tratamento com adição de calda bordalesa em comparação aos solos testemunhas.
Observando a Tabela 6, no geral, os valores de Ki e Kr variaram pouco entre os solos e
entre os tratamentos, sendo que os solos sem calda, em sua maioria, apresentaram maiores valores
de Ki e Kr, evidenciando um menor grau de intemperização desses solos.
56
Tabela 6 - Teores de óxidos e índices K
i
e K
r
Solo SiO
2
Al
2
O
3
Fe
2
O
3
MnO Ki Kr
................................g/kg .....................
PVA1 figo 10 anos 102,00 119,8 44,2 0,5 1,45 1,17
PVA2 figo 8 anos 88,00 99,9 60,8 1,1 1,53 1,10
PVA3 uva 4 anos 81,0 102,5 52,1 0,6 1,34 1,02
PVA4 uva 7 anos 74,0 88,3 43,6 7,6 1,42 1,08
PVA1 Testemunha 112,0 129,9 43,0 0,3 1,46 1,21
PVA2 Testemunha 105,0 103,1 39,8 0,7 1,73 1,39
PVA3 Testemunha 72,0 86,2 45,3 0,8 1,42 1,06
PVA4 Testemunha 80,0 99,5 51,2 2,5 1,36 1,03
2.3.2.2 Análise física de solo
Segundo classificação da Embrapa (1999), no geral, os solos foram classificados como
médio argilosos, com exceção do PVA2 e PVA3, ambos com calda bordalesa, que foram
classificados como médio arenoso e argiloso, respectivamente (Tabela 7).
Tabela 7 - Resultado das análises físicas dos solos
Solo Argila Silte Areia Textura
...................... .... % ....................
PVA1 figo 10 anos 34,0 21,0 45,0 Médio argiloso
PVA2 figo 8 anos 21,0 14,0 65,0 Médio arenoso
PVA3 uva 4 anos 38,0 17,0 45,0 Argiloso
PVA4 uva 7 anos 30,0 15,0 55,0 Médio argiloso
PVA1 Testemunha 34,0 14,0 52,0 Médio argiloso
PVA2 Testemunha 29,0 16,0 55,0 Médio argiloso
PVA3 Testemunha 30,0 12,0 58,0 Médio argiloso
PVA4 Testemunha 30,0 12,0 58,0 Médio argiloso
57
2.3.2.3 Análise Cu total e solúvel
Os maiores teores de cobre total e solúvel ocorreram, como era de se esperar no
tratamento com aplicação de calda bordalesa (Tabela 8). Para o solo PVA2 o fungicida
determinou maior porcentagem de Cu solúvel em relação ao Cu total (46,8%). Isso pode ter
ocorrido devido à textura médio-arenosa, fazendo com que esse solo, mesmo possuindo alto teor
de carbono orgânico e elevado valor de pH, retenha o metal com menor força nos colóides do
solo. Cabe ressaltar também, que o solo PVA2 sem calda apresentou o menor valor de Cu total e
solúvel, bem como a menor porcentagem de Cu solúvel em relação ao Cu total (13,54%). Esse
comportamento evidencia que o extrator DTPA é mais eficiente na extração de Cu nos solos que
apresentam esse metal em teores totais mais elevados.
Com relação ao teor solúvel do elemento extraído pelo DTPA, conforme Raij et al.
(1996), todos os solos estudados apresentaram teor alto do elemento (> 0,8 mg dm
-3
), sendo que
os solos com aplicação de calda bordalesa apresentaram os maiores teores em relação às suas
respectivas testemunhas (aproximadamente 20 a 38 mg kg
-1
de Cu). Esses valores foram maiores
que aqueles encontrados por Marchiori Junior (2002) pelo mesmo extrator, em Latossolo sob
cultivo de citros, os quais variaram entre 0,16 a 13 mg kg
-1
de Cu. Por outro lado, em solos
cultivados com uva por mais de 15 anos, na região da Serra no Rio Grande do Sul, foram
detectados teores de cobre pelo DTPA muito mais elevados, 522 e 475 mg kg
-1
de Cu (ALLEONI
et al., 2003). O acúmulo de cobre em alguns solos agricultáveis, acima das quantidades que são
requeridas para o crescimento saudável da planta, tem gerado numerosos estudos, os quais
indicam que o uso prolongado de produtos a base de cobre resulta freqüentemente na
contaminação do solo. Li (1994), estudando o efeito, em longo prazo, da aplicação de calda
bordalesa na cultura da uva em solos da planície costeira no oeste da China, observou que o teor
de Cu extraído por DTPA era de 34,2 mg dm
-3
na superfície do solo em que se cultivavam uvas
por 10 anos. Brun et al. (2001), em seu estudo com 12 solos da França (sendo 10 solos cultivados
com a cultura da uva e contaminados com Cu através do uso contínuo de calda bordalesa e dois
solos controle, na camada de 0-15 cm) e quatro tipos de extratores de Cu em plantas de milho
(EDTA, DTPA, NH
4
OAc e CaCl
2
), verificaram uma forte relação linear entre o teor de Cu nas
raízes da planta e o Cu extraído pelo DTPA. Baixos valores de Cu DTPA (< 5,0 mg kg
-1
)
corresponderam também a baixos valores de Cu na raiz (< 27 mg kg
-1
), enquanto que altos valores
58
de Cu DTPA (> 70 mg kg
-1
) corresponderam a altas concentrações na raiz (> 500 mg kg
-1
).
Também no trabalho de Bertoni et al. (2000) constatou-se a eficiência do DTPA na predição da
disponibilidade de cobre, confirmada pela correlação altamente significativa entre as
concentrações de cobre nos solos pelo DTPA e as concentrações e acúmulo de cobre na parte
aérea e massa seca da parte aérea das plantas de arroz cultivadas em três solos de várzea. Deste
modo, isso comprova que a solução extratora DTPA é adequada para avaliar a disponibilidade do
cobre presente no solo em função da aplicação de calda bordalesa e, portanto, um bom indicador
da quantidade de Cu no solo absorvido pelas raízes.
O tratamento de pomares com calda bordalesa, para combater doenças fúngicas, induz ao
aumento da concentração de cobre na camada superficial do solo, devido a sua baixa mobilidade,
chegando a concentrações acima de 1000 mg kg
-1
(BRUN et al., 2001; DELUISA, et al., 1996;
DROUINEAU; MAZOYER, 1962; FLORES-VÉLEZ et al., 1996). Isso pode reduzir a
produtividade das culturas como resultado dos efeitos da fitotoxicidade de cobre.
Os teores de Cu total variaram de 80 a 110 mg kg
-1
nos solos com adição de calda e de 70
a 25 mg kg
-1
nos tratamento testemunha. Alloway (1990) aponta o intervalo de 60 a 125 mg kg
-1
de Cu como sendo uma faixa crítica do teor total desse elemento no solo, ou seja, valores acima
dos quais há possibilidade de toxicidade às plantas. Flores Vélez et al., (1996) estudando solos
ácidos franceses da região de Beuajolais determinaram que o uso de calda bordalesa por mais de
100 anos resultou em uma acumulação significativa de cobre total no solo, que variou de 100 a
1500 mg kg
-1
. Por outro lado, Brun et al. (1998), para solos da região vinífera mediterrânea
francesa, apresentaram um intervalo de 31 a 250 mg kg
-1
de Cu total para áreas dos pomares, o
qual contrasta fortemente com o intervalo obtido para áreas consideradas como testemunhas, fora
dos mesmos, nas quais o teor do elemento variou de 14 a 29 mg kg
-1
. Nota-se, portanto, que os
teores totais de Cu obtidos para os solos da região de Louveira, cultivados com uva e figo, estão
abaixo dos teores encontrados por diversos estudos.
59
Tabela 8 - Teores de Cu - DTPA e Cu total
Solo Cu - DTPA Cu total
mg dm
-3
PVA1 figo 10 anos 34,0 78,4
PVA2 figo 8 anos 37,5 80,1
PVA3 uva 4 anos 18,7 96,6
PVA4 uva 7 anos 33,8 108,8
PVA1 Testemunha 3,5 26,0
PVA2 Testemunha 12,4 31,5
PVA3 Testemunha 17,2 75,2
PVA4 Testemunha 17,9 71,7
2.3.2.4 Isotermas de adsorção e dessorção de cobre
Com relação à adsorção, para todos os solos, as quantidades de Cu adsorvidas
aumentaram com o aumento das doses adicionadas (Figuras 6 e 7). Os valores que originaram as
isotermas de adsorção e dessorção, encontram-se nos Apêndices A a D, G e H. Nas menores
quantidades de metais adicionadas, foram encontradas as menores concentrações dos metais em
solução.
No tratamento com calda bordalesa o incremento da adsorção nas menores doses de Cu
foi, aproximadamente, o mesmo das maiores doses utilizadas, não ocorrendo saturação dos sítios
de adsorção dos solos estudados, com exceção do solo PVA4, que apresentou na maior dose de
Cu adicionada um decréscimo na adsorção de, aproximadamente, 5%, em relação as menores
doses de Cu, devido seu menor valor de pH e CTC
e
e maior valor de saturação por Al (m%). Este
fenômeno é interpretado como resultado de forte interação específica entre as partículas do solo e
o metal, com adsorção em torno de 99% em todas as doses adicionadas, como verificado por Dias
et al. (2001) trabalhando com adsorção de Cd em três solos do Estado de São Paulo. No geral, a
porcentagem de adsorção de Cu para os solos com calda foi maior em comparação aos solos do
tratamento testemunha (Apêndices G e H). Esse fato evidencia que esses solos, mesmo já
contaminados com Cu através da adição de calda, ainda possuem uma grande capacidade de
adsorção, devido à alta afinidade desses solos com o metal em estudo, aos seus maiores teores de
matéria orgânica e maior valor de pH. Arias et al., (2004) trabalhando com 20 amostras (0-20cm)
de solos na região da Galícia-Espanha, sob a cultura da uva, que receberam calda bordalesa,
60
habitualmente, por mais de 100 anos, verificaram que o teor de matéria orgânica e as frações de
ferro foram os atributos do solo que mais se correlacionaram com a adsorção máxima de Cu
nesses solos. A distribuição do Cu entre os diferentes constituintes do solo é mais influenciada
pela presença de matéria orgânica no solo e óxidos de Fe e Mn, visto que as isotermas de adsorção
de Cu indicam uma preferencial adsorção do Cu com a matéria orgânica associada com a fração
argila do solo (BRADL, 2004).
Em contrapartida, em todos os solos do tratamento testemunha, o incremento na adsorção
de Cu foi maior nas doses mais baixas do metal, porém à medida que as doses adicionadas
aumentaram, o incremento na adsorção caiu, aproximadamente, 5%. Isso pode ter ocorrido devido
ao início do processo de saturação dos sítios de adsorção. Com o aumento na concentração do
metal, mais sítios das superfícies de adsorção do solo são preenchidos e se torna mais difícil para
o cobre encontrar sítios disponíveis (PETRUZZELLI; GUIDI; LUBRANO, 1985).
A dessorção de Cu no tratamento testemunha foi, consideravelmente, maior em
comparação ao tratamento com calda bordalesa, com exceção do solo PVA4, que manteve a sua
dessorção e concentração de equilíbrio, praticamente, os mesmos. A dessorção máxima de Cu
para os solos PVA1, PVA2 e PVA3 com calda foi muito baixa, variando de 4,1 a 15,9 mg kg
-1
,
enquanto que, no tratamento testemunha esse valor variou de 30,0 a 108,5 mg kg
-1
. Arias et al.
(2004) verificaram que o total de Cu dessorvido não ultrapassou 8% em 20 solos que receberam
calda bordalesa por 100 anos. Os autores levaram em consideração a concentração inicial de Cu
em solução e o Cu adsorvido, verificando grande histerese. Verificaram também que o pH foi o
atributo dos solos que mais se correlacionaram com a dessorção de Cu, visto que com a
diminuição do mesmo ocorreram aumentos da dessorção. Casagrande et al., 2004 estudando a
dessorção de Cu no solo Latossolo Vermelho acriférrico observaram que, para o valor de pH mais
alto a dessorção foi praticamente nula. À semelhança de Temminghoff; Van Der Zee e Keizer
(1994) e Wang et al. (2003), a quantidade de Cu dessorvida aumentou à medida que o pH do solo
diminuiu. Quando o pH é baixo, o Cu é adsorvido na forma trocável, enquanto em pH mais
elevado, o Cu é adsorvido especificamente (WANG, et al., 2003).
Para todos os solos o fenômeno de histerese foi expressivo, estando de acordo com
resultados obtidos por Arias et al. (2004); Casagrande et al. (2004); Padmanabham (1983) e Wu;
Laird e Thompson (1999). Padmanabham (1983) explicou o fenômeno considerando a existência
de dois sítios de adsorção na superfície da goetita, correspondendo a uma fração rapidamente
61
dessorvida. Para Wu; Laird e Thompson (1999) este fenômeno sugere que a maioria dos íons são,
especificamente ou quimicamente, adsorvidos aos colóides orgânicos e argilas silicatadas do solo.
As reações lentas de adsorção do Cu com o solo são responsáveis pela reduzida possibilidade do
elemento ser dessorvido para a solução do solo (HOGG; McLAREN; SWIFT, 1993; McLAREN;
WILLIAMS; SWIFT, 1983), visto que a taxa de adsorção e a energia de ativação para adsorção
devem ser bem maiores que aquelas para dessorção (McBRIDE, 1991).
Os resultados de adsorção e, conseqüentemente, dessorção de Cu confirmam a
importância da matéria orgânica, óxidos de ferro e pH no controle do impacto causado pela adição
do metal aos solos estudados. Apesar da alta capacidade de adsorção e resistência a conseqüente
dessorção desses solos, é prudente monitorar os incrementos externos de Cu através de um
manejo correto, evitando assim fitotoxicidade de Cu para as culturas nos solos estudados.
Com relação à correlação do Cu adsorvido e o Cu dessorvido pode-se verificar que, os
solos PVA3 e PVA4 com calda bordalesa apresentaram rendimentos diferenciados de dessorção
em relação à adsorção, ou seja, dois tipos de comportamento (Figuras 8 e 9). Esse fato pode ser
verificado através dos coeficientes angulares e lineares das equações das retas (linha de
tendência), evidenciando que, quando a quantidade de Cu adsorvido é maior que 674,8 mg kg
-1
(PVA3)
e
533,5 mg kg
-1
(PVA4) o rendimento da dessorção aumenta consideravelmente,
ocorrendo o inverso nas menores concentrações de Cu adsorvido. Nos solos PVA1 e PVA2 a
dessorção de Cu apresentou apenas um comportamento, evidenciando que com o aumento do teor
de Cu no solo, a dessorção aumentou na mesma proporção. Todos os solos testemunha também
apresentaram dois tipos de comportamento na dessorção de Cu, sendo que, para os solos PVA1-
T, PVA2- T, PVA3- T e PVA4- T, a partir dos pontos 171,9; 500,2; 825,7 e 821,4 mg kg
-1
de Cu,
respectivamente, a dessorção de Cu foi mais acentuada. Esse fato demonstra que são necessários
mais estudos nesses solos para que se esclarecer mais profundamente as causas desse fenômeno.
62
PVA1
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 1,8
C.E. (mg dm
-3
)
Cu (mg kg
-1
)
Adsorção
Dessorção
PVA2
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6
C.E. (mg dm
-3
)
Cu (mg kg
-1
)
PVA3
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2
C.E. (mg dm
-3
)
Cu (mg kg
-1
)
PVA4
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
0123456
C.E. (mg dm
-3
)
Cu (mg kg
-1
)
Figura 6 - Adsorção e dessorção de Cu ao pH natural do solo (5,5 – 6,0), na
concentração de Ca(NO
3
)
2
0,01 mol L
-1
para os solos com calda bordalesa
63
PVA1 - T
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
012345678
C.E. (mg dm
-3
)
Cu (mg kg
-1
)
Adsorção
Dessorção
PVA2 - T
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
0123456
C.E. (mg dm
-3
)
Cu (mg kg
-1
)
PVA3 - T
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
0123456
C.E. (mg dm
-3
)
Cu (mg kg
-1
)
PVA4 - T
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
012345
CE (mg dm
-3
)
Cu (mg kg
-1
)
Figura 7 - Adsorção e dessorção de Cu ao pH natural do solo (5,5 – 6,0), na
concentração de Ca(NO
3
)
2
0,01 mol L
-1
para solos sem calda bordalesa
64
PVA1
y = 0,0096x + 0,1413
R
2
= 0,9892
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
0 200 400 600 800 1000
Cu adsorvido (mg kg
-1
)
Cu dessorvido (mg kg
-1
)
PVA2
y = 0,0144x + 1,412
R
2
= 0,9736
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
0 200 400 600 800 1000
Cu adsorvido (mg kg
-1
)
Cu dessorvido (mg kg
-1
)
PVA3
y = 0,0021x + 0,9877
R
2
= 0,9992
y = 0,0057x - 1,4415
R
2
= 0,9953
0
1
2
3
4
5
0 200 400 600 800 1000
Cu adsorvido (mg kg
-1
)
Cu dessorvido (mg kg
-1
)
PVA4
y = 0,0098x - 0,2422
R
2
= 0,8784
y = 0,0762x - 35,669
R
2
= 1
0
5
10
15
20
25
30
35
40
0 200 400 600 800 1000
Cu adsorvido (mg kg
-1
)
Cu dessorvido (mg kg
-1
)
Figura 8 - Relação entre massa de cobre dessorvida e a massa previamente adsorvida na
concentração de Ca(NO
3
)
2
0,01 mol L
-1
para os solos com calda bordalesa
65
PVA1-T
y = 0,1352x - 21,352
R
2
= 0,9816
y = 0,0114x + 0,0592
R
2
= 0,9787
0
20
40
60
80
100
120
0 200 400 600 800 1000
Cu adsorvido (mg kg
-1
)
Cu dessorvido (mg kg
-1
)
PVA2-T
y = 0,1545x - 61,865
R
2
= 0,9992
y = 0,0334x - 1,2929
R
2
= 0,8123
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
0 200 400 600 800 1000
Cu adsorvido (mg kg
-1
)
Cu dessorvido (mg kg
-1
)
PVA3-T
y = 0,0142x + 0,8908
R
2
= 0,9554
y = 0,1159x - 83,084
R
2
= 1
0
5
10
15
20
25
30
35
0 200 400 600 800 1000
Cu adsorvido (mg kg
-1
)
Cu dessorvido (mg kg
-1
)
PVA4-T
y = 0,0138x + 1,0446
R
2
= 0,9508
y = 0,1038x - 72,884
R
2
= 1
0
5
10
15
20
25
30
35
0 200 400 600 800 1000
Cu adsorvido (mg kg
-1
)
Cu dessorvido (mg kg
-1
)
Figura 9 - Relação entre massa de cobre dessorvida e a massa previamente adsorvida na
concentração de Ca(NO
3
)
2
0,01 mol L
-1
para os solos sem calda bordalesa
66
2.3.2.5 Parâmetros de Langmuir e Freundlich
Os ajustes dos dados experimentais aos modelos de Langmuir e Freundlich estão
mostrados nas Figuras 10 e 11 e na Tabela 9. Os valores que originaram as isotermas de adsorção
dos modelos encontram-se nos Apêndices G e H.
Os coeficientes das equações de adsorção foram estimados pelo programa de regressão
não linear (CurveExpert 1.3), cuja utilização visou minimizar os defeitos advindos da
transformação linear dos dados. No que se refere à equação de Langmuir, o aspecto negativo
proveniente do uso de sua forma linear reside no fato de, ao se relacionar o quociente C/X contra
C, reduz-se a variabilidade dos dados, já que o C é relacionado a si mesmo (HARTER, 1984).
Além disso, nem sempre a adoção de formas lineares da equação de Langmuir proporciona curvas
mais bem ajustadas às isotermas obtidas experimentalmente (CUNHA; CAMARGO; KINJO,
1994). Para os autores, embora a equação de Langmuir, tenha subestimado a adsorção de Zn, o
aspecto qualitativo dessa estimativa permite a comparação entre solos de uma mesma região que
não se diferenciam quanto à sua mineralogia.
Os coeficientes de determinação (R
2
), obtidos para as equações de Langmuir e
Freundlich variaram entre 0,95 a 0,99 e ambas as equações se mostraram igualmente capazes de
descrever a adsorção de cobre em todos os solos estudados. Fica evidente, que os dados de
adsorção e dessorção de cobre obtidos experimentalmente estão coerentes com os dados
estimados pelos modelos aplicados, o que concorda com os bons ajustes citados na literatura.
Rodriguez-Rubio et al. (2003), trabalhando com 12 solos da Espanha de diferentes texturas,
verificaram que o coeficiente de correlação (R
2
), para todos os solos foi superior ou igual a 0,98.
Todos os solos apresentaram valores altos de adsorção máxima (b), provavelmente
devido ao teor de Cu total e solúvel encontrados nesses solos. Para a maioria dos solos, a adição
de calda bordalesa proporcionou valores do parâmetro b um pouco mais elevados que aqueles
obtidos para a testemunha, provavelmente devido a esses solos possuírem maiores teores de
matéria orgânica, pH e CTC.
Os maiores valores para o coeficiente K da equação de Langmuir, que expressam a
energia de ligação, foram encontrados nos solos com adição de calda bordalesa e maior teor de
matéria orgânica, com exceção do PVA4. Isso ocorre porque solos com alto K
L
apresentam
também altos teores de matéria orgânica, enquanto que o solo PVA4 apresentou menor teor de Ca
67
e óxido de Fe e menor valor de pH. Conforme Bradl (2004), os mais importantes sítios de
adsorção de Cu no solo são óxidos de Fe e Mn, matéria orgânica e carbonatos. Araújo et al.
(2002) verificaram que os atributos dos solos que mais se correlacionaram com a adsorção de Cu,
foram o carbono orgânico, CTC
e
, pH, argila, e Al
2
O
3
.
Os valores obtidos dos parâmetros estão coerentes com os encontrados por Moreira
(2004), que estudando quatorze solos e quinze elementos observou que a constante K do modelo
de Langmuir para o cobre variou entre 0,17 e 1,50, enquanto a constante b variou entre 106,38 e
2000,00.
Houve um decréscimo na adsorção máxima de Cu, na maioria dos solos testemunha em
relação aos solos tratados com calda, sendo esses valores de -14,56% para o solo PVA2, de
-11,81% para o solo PVA3 e de -5,53% para o PVA4.
O bom ajuste dos resultados aos modelos de Langmuir e Freundlich tem importante
aplicação prática, pois as informações obtidas são comparáveis às de outros solos e podem ser
empregadas para estimar o comportamento do Cu no sistema, sem que seja necessária a instalação
de novos experimentos. Essa é a principal virtude dos modelos matemáticos que descrevem
satisfatoriamente as reações químicas que ocorrem na interface sólido-solução (ALLEONI;
CAMARGO, 2000).
Tabela 9 - Coeficientes das equações de Langmuir e Freundlich obtidos para descrição da
adsorção de cobre nas amostras com calda bordalesa e suas respectivas testemunhas
Solos
Equação
Langmuir K
af
b R
2
Equação
Freundlich K
af
b R
2
(mg L
-1
)
-1
mg kg
-1
PVA1 y=1846,20x/(1+1,27x) 1,27 1454,85 0,99 y=758,29x
0,59
0,59 758,29 0,98
PVA2 y=1886,69x/(1+1,19x) 1,19 1576,19 0,99 y=829,84x
0,64
0,64 829,84 0,98
PVA3 y=2368,76x/(1+1,47x) 1,47 1614,69 0,98 y=961,98x
0,66
0,66 961,98 0,95
PVA4 y=488,65x/(1+0,30x) 0,30 1612,70 0,99 y=369,96x
0,62
0,62 369,96 0,98
PVA1- T y=321,02x/(1+0,20x) 0,20 1605,12 0,99 y=172,10x
0,85
0,85 172,10 0,98
PVA2- T y=591,61x/(1+0,43x) 0,43 1375,83 0,98 y=351,12x
0,73
0,73 351,12 0,98
PVA3- T y=776,93x/(1+0,54x) 0,54 1444,11 0,99 y=451,49x
0,56
0,56 451,49 0,96
PVA4- T y=748,83x/(1+0,49x) 0,49 1528,21 0,99 y=457,01x
0,59
0,59 457,01 0,97
68
PVA1
0
200
400
600
800
1000
1200
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 1,8
C.E. (mg dm
-3
)
Adsorção de Cu (mg kg
-1
)
Experimental
Langmuir
Freundlich
PVA2
0
200
400
600
800
1000
1200
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4
C.E. (mg dm
-3
)
Adsorção de Cu (mg kg
-1
)
PVA3
0
200
400
600
800
1000
1200
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2
C.E. (mg dm
-3
)
Adsorção de Cu (mg kg
-1
)
PVA4
0
200
400
600
800
1000
1200
012345
C.E. (mg dm
-3
)
Adsorção de Cu (mg kg
-1
)
Figura 10 - Isotermas de adsorção calculadas pelos modelos de Freundlich e Langmuir e
seus dados obtidos experimentalmente, para as amostras de solo com calda
bordalesa
69
PVA1 - T
0
200
400
600
800
1000
1200
012345678
C.E. (mg dm
-3
)
Adsorção de Cu (mg kg
-1
)
Experimental
Langmuir
Freundlich
PVA2 - T
0
200
400
600
800
1000
1200
0123456
C.E. (mg dm
-3
)
Adsorção de Cu (mg kg
-1
)
PVA3 - T
0
200
400
600
800
1000
1200
012345
C.E. (mg dm
-3
)
Adsorção de Cu (mg kg
-1
)
PVA4 - T
0
200
400
600
800
1000
1200
012345
C.E. (mg dm
-3
)
Adsorção de Cu (mg kg
-1
)
Figura 11 - Isotermas de adsorção calculadas pelos modelos de Freundlich e Langmuir e
seus dados obtidos experimentalmente, para as amostras de solo sem calda
bordalesa
70
2.3.2.6 Energia livre das reações de cobre
Os resultados de energia livre foram negativos para todas as amostras de solo estudadas
(Figuras 12 e 13). Os valores que originaram os gráficos encontram-se nos Apêndices A a D. Isso
demonstra que a quantidade de cobre em equilíbrio na solução foi sempre inferior ao valor de
cobre adicionado o que equivale a dizer, portanto, que a reação de adsorção de cobre foi
termodinamicamente exotérmica e espontânea. Esses resultados estão de acordo com aqueles
obtidos para cobre, em solos das regiões tropicais (ALLEONI; CAMARGO, 1998).
Os valores de ∆G
0
, em módulo, foram sempre decrescentes com o aumento da
concentração do cobre em solução, para todos os solos estudados, indicando que quanto mais
concentrada a solução menos fortemente o elemento foi adsorvido. Esse resultado concorda com
as informações de literatura que, em baixas concentrações, o cobre forma ligações de alta
estabilidade com a superfície dos colóides (SPARKS, 1995). Em média, os solos com calda
bordalesa apresentaram maiores valores de ∆G
0
, devido a maior afinidade pela matéria orgânica e
cálcio.
71
PVA1
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
0 0,20,40,60,8 1 1,21,41,61,8
C.E. (mg L
-1
)
Energia Livre (J mol
-1
)
PVA2
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4
C.E. (mg L
-1
)
Energia Livre (J mol
-1
)
PVA3
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2
C.E. (mg L
-1
)
Energia Livre (J mol
-1
)
PVA4
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
012345
C.E. (mg L
-1
)
Energia Livre (J mol
-1
)
Figura 12 - Valores de energia livre (em módulo) das reações de adsorção de cobre para
as amostras de solo com calda bordalesa
72
PVA1 - T
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
012345678
C.E. (mg L
-1
)
Energia Livre (J mol
-1
)
PVA2 - T
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
0123456
C.E. (mg L
-1
)
Energia Livre (J mol
-1
)
PVA3 - T
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
012345
C.E. (mg L
-1
)
Energia Livre (J mol
-1
)
PVA4 - T
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
012345
C.E. (mg L
-1
)
Energia Livre (J mol
-1
)
Figura 13 - Valores de energia livre (em módulo) das reações de adsorção de cobre para
as amostras de solo sem calda bordalesa
73
2.3.2.7 Valores de K
d
No geral, os solos com adição de calda bordalesa foram os que apresentaram maior valor
de K
d,
(Tabela 10) com exceção do PVA4 em conseqüência do seu menor valor de pH e teor de
cálcio. O solo PVA3 tratado com calda apresentou o maior valor de K
d
, visto que é o único solo
com textura argilosa. O solo PVA1 sem calda apresentou menor valor de K
d
,
devido à menor
quantidade de carbono orgânico. Conforme observou Soares (2004) os valores de K
d
de cobre
correlacionaram-se com o pH e teor de argila dos solos estudados e sendo também o valor do K
d
mais elevado nos solos com maior teor de matéria orgânica.
Nota-se também que o cálculo do coeficiente de distribuição (K
d
) a partir dos dados
experimentais foi satisfatória, uma vez que os coeficientes de correlação para todos os solos foi
bastante alto, variando de 0,95 a 0,99.
Tabela 10 - Valores de K
d
para os solos estudados
Solo K
d
(L kg
-1
) R
2
PVA1 figo 10 anos 1121,8 0,98
PVA2 figo 8 anos 1416,4 0,99
PVA3 uva 4 anos 1641,1 0,95
PVA4 uva 7 anos 353,5 0,96
PVA1 Testemunha 155,5 0,99
PVA2 Testemunha 434,8 0,96
PVA3 Testemunha 471,5 0,99
PVA4 Testemunha 471,4 0,99
3 CONCLUSÕES
As isotermas de Freundlich e Langmuir apresentaram-se igualmente capazes de
descrever a adsorção de Cu em todos os solos estudados;
No geral, os solos que apresentaram maior teor de matéria orgânica e pH,
adsorveram maiores quantidades de cobre, e apresentaram maiores coeficientes de
distribuição (K
d
);
Nos solos com aplicação de lodo de esgoto as dessorções de Cu foram muito
baixas;
Para todos os solos o fenômeno da histerese foi expressivo;
Em todos os solos as reações de adsorção de Cu foram termodinamicamente
exotérmicas e espontâneas;
Apesar do alto teor de Cu encontrado nos solos com aplicação de lodo e calda
bordalesa, é observada ainda uma grande capacidade de adsorver cobre.
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APÊNDICES
89
Apêndice A - Valores de pH, energia livre e concentração de Cu na solução de equilíbrio (CE),
adsorvido e dessorvido para os solos PVA1 e PVA2 com calda bordalesa
Solo
pH
R
1*
R
2*
pH
Cobre
Adicionado
CE
Cobre
Adsorvido
Cobre
Dessorvido
Energia
Livre
mg dm
-3
mg dm
-3
mg kg
-1
mg kg
-1
J mol
-1
6,00 6,00 6,00 0,00 0,00 0,00 0,00
6,00 6,00 6,00 2,21 0,01 22,00 0,40 -13351,82
6,00 6,00 6,00 7,38 0,03 73,50 0,90 -13616,89
6,00 6,00 6,00 10,20 0,08 101,20 1,10 -11991,33
PVA1*
6,00 6,00 6,00 15,45 0,13 153,20 1,40 -11817,48
6,00 6,00 6,00 24,85 0,20 246,50 3,10 -11927,47
6,00 6,00 6,00 58,30 0,45 578,50 5,00 -12030,89
6,00 6,00 6,00 73,40 0,70 727,00 7,40 -11507,74
6,00 6,00 6,00 98,40 1,70 967,00 9,50 -10038,08
6,00 6,00 6,00 0,00 0,00 0,00 0,00
6,00 6,00 6,00 2,21 0,02 21,90 1,90 -11637,39
6,00 6,00 6,00 7,38 0,04 73,40 2,60 -12905,33
6,00 6,00 6,00 10,20 0,08 101,20 3,20 -11991,33
PVA2*
6,00 6,00 6,00 15,45 0,11 153,40 4,00 -12230,68
6,00 6,00 6,00 24,85 0,19 246,60 6,30 -12054,33
6,00 6,00 6,00 58,30 0,40 579,00 8,90 -12322,21
6,00 6,00 6,00 73,40 0,70 727,00 11,20 -11507,74
6,00 6,00 6,00 98,40 1,40 970,00 15,90 -10518,30
R* - repetições
PVA1* = Argissolo Vermelho-Amarelo - figo 10 anos
PVA2* = Argissolo Vermelho-Amarelo - figo 8 anos
90
Apêndice B - Valores de pH, energia livre e concentração de Cu na solução de equilíbrio (CE),
adsorvido e dessorvido para os solos PVA3 e PVA4 com calda bordalesa
Solo
pH
R
1*
R
2*
pH
Cobre
Adicionado
CE
Cobre
Adsorvido
Cobre
Dessorvido
Energia
Livre
mg dm
-3
mg dm
-3
mg kg
-1
mg kg
-1
J mol
-1
5,50 5,50 5,50 0,00 0,00 0,00 0,00
5,50 5,50 5,50 2,21 0,01 22,00 0,70 -13351,82
5,50 5,50 5,50 7,38 0,07 73,10 1,00 -11521,18
5,50 5,50 5,50 10,20 0,08 101,20 1,20 -11991,33
PVA3*
5,50 5,50 5,50 15,45 0,11 153,43 1,40 -12299,07
5,50 5,50 5,50 24,85 0,15 247,02 1,50 -12672,22
5,50 5,50 5,50 58,30 0,27 580,30 1,90 -13294,37
5,50 5,50 5,50 73,40 0,48 729,20 2,60 -12440,94
5,50 5,50 5,50 98,40 1,15 972,50 4,10 -10941,15
6,00 6,00 6,00 0,00 0,00 0,00 0,00
6,00 6,00 6,00 2,21 0,01 22,00 0,20 -13351,82
6,00 6,00 6,00 7,38 0,05 73,30 0,30 -12353,41
6,00 6,00 6,00 10,20 0,10 101,00 0,40 -11439,41
PVA4*
6,00 6,00 6,00 15,45 0,43 150,20 0,90 -8858,68
6,00 6,00 6,00 24,85 0,80 240,50 2,50 -8498,61
6,00 6,00 6,00 58,30 1,56 567,40 7,50 -8955,97
6,00 6,00 6,00 73,40 2,41 709,90 18,50 -8449,87
6,00 6,00 6,00 98,40 4,80 936,00 35,60 -7470,72
R* - repetições
PVA3* = Argissolo Vermelho-Amarelo - uva 4 anos
PVA4* = Argissolo Vermelho-Amarelo - uva 7 anos
91
Apêndice C - Valores de pH, energia livre e concentração de Cu na solução de equilíbrio (CE),
adsorvido e dessorvido para os solos PVA1 e PVA2 sem calda bordalesa
Solo
pH
R
1*
R
2*
pH
Cobre
Adicionado
CE
Cobre
Adsorvido
Cobre
Dessorvido
Energia
Livre
mg dm
-3
mg dm
-3
mg kg
-1
mg kg
-1
J mol
-1
6,00 6,00 6,00 0,00 0,00 0,00 0,00
6,00 6,00 6,00 2,43 0,10 18,00 0,30 -7891,32
6,00 6,00 6,00 5,63 0,37 50,00 0,70 -6733,49
6,00 6,00 6,00 7,78 0,73 87,00 1,00 -5852,73
PVA1 -T*
6,00 6,00 6,00 14,70 1,33 164,00 2,40 -5942,76
6,00 6,00 6,00 32,30 2,16 294,60 15,60 -6690,45
6,00 6,00 6,00 54,20 3,32 506,10 50,80 -6907,50
6,00 6,00 6,00 86,00 4,95 810,50 79,50 -7061,46
6,00 6,00 6,00 104,00 7,90 913,00 108,50 -6375,26
6,00 6,00 6,00 0,00 0,00 0,00 0,00
6,00 6,00 6,00 2,21 0,06 21,50 0,12 -8920,08
6,00 6,00 6,00 7,38 0,19 71,90 0,42 -9051,42
6,00 6,00 6,00 10,20 0,33 98,70 0,61 -8486,36
PVA2- T*
6,00 6,00 6,00 15,45 0,42 150,30 2,10 -8916,88
6,00 6,00 6,00 24,85 0,67 241,80 8,51 -8937,22
6,00 6,00 6,00 58,30 1,19 571,10 25,84 -9625,60
6,00 6,00 6,00 73,40 2,10 713,00 49,18 -8790,43
6,00 6,00 6,00 98,40 5,50 929,00 81,32 -7134,01
R* - repetições
PVA1 - T* = Argissolo Vermelho-Amarelo Testemunha
PVA2 - T* = Argissolo Vermelho-Amarelo Testemunha
92
Apêndice D - Valores de pH, energia livre e concentração de Cu na solução de equilíbrio (CE),
adsorvido e dessorvido para os solos PVA3 e PVA4 sem calda bordalesa
Solo
pH
R
1*
R
2*
pH
Cobre
Adicionado
CE
Cobre
Adsorvido
Cobre
Dessorvido
Energia
Livre
mg dm
-3
mg dm
-3
mg kg
-1
mg kg
-1
J mol
-1
5,50 5,50 5,50 0,00 0,00 0,00 0,00
5,50 5,50 5,50 2,43 0,03 24,00 1,20 -10869,23
PVA3 - T*
5,50 5,50 5,50 5,63 0,08 55,50 1,50 -10521,44
5,50 5,50 5,50 7,78 0,15 76,30 2,30 -9766,66
5,50 5,50 5,50 14,70 0,36 143,40 3,90 -9175,07
5,50 5,50 5,50 32,30 0,59 317,10 5,60 -9900,28
5,50 5,50 5,50 54,20 1,10 531,00 8,00 -9639,76
5,50 5,50 5,50 86,00 1,82 841,80 14,50 -9536,22
5,50 5,50 5,50 104,00 4,81 991,90 31,90 -7602,47
5,50 5,50 5,50 0,00 0,00 0,00 0,00
5,50 5,50 5,50 2,43 0,03 24,00 1,20 -10869,23
PVA4 - T*
5,50 5,50 5,50 5,63 0,06 48,00 2,08 -11233,00
5,50 5,50 5,50 7,78 0,15 76,30 2,30 -9766,66
5,50 5,50 5,50 14,70 0,36 143,40 3,90 -9175,07
5,50 5,50 5,50 32,30 0,59 317,10 5,60 -9900,28
5,50 5,50 5,50 54,20 1,10 531,00 8,00 -9639,76
5,50 5,50 5,50 86,00 1,82 841,80 14,50 -9536,22
5,50 5,50 5,50 104,00 4,30 990,25 29,91 -7879,70
R* - repetições
PVA3 - T* = Argissolo Vermelho-Amarelo Testemunha
PVA4 - T* = Argissolo Vermelho-Amarelo Testemunha
93
Apêndice E - Valores de pH, energia livre e concentração de Cu na solução de equilíbrio (CE),
adsorvido e dessorvido para os solos LVAd e LVd com lodo de esgoto.
Solo
pH
R
1*
R
2*
pH
Cobre
Adicionado
CE
Cobre
Adsorvido
Cobre
Dessorvido
Energia
Livre
mg dm
-3
mg dm
-3
mg kg
-1
mg kg
-1
J mol
-1
6,50 6,50 6,50 0,00 0,00 0,00 0,00
6,50 6,50 6,50 2,21 0,003 23,00 0,00 -16329,72
LVAd*
6,50 6,50 6,50 7,38 0,01 73,60 0,01 -15647,50
6,50 6,50 6,50 10,20 0,02 138,00 0,02 -15547,06
6,50 6,50 6,50 15,45 0,02 195,00 0,06 -15965,52
6,50 6,50 6,50 24,85 0,04 378,00 0,15 -16127,96
6,50 6,50 6,50 58,30 0,06 582,20 0,30 -17031,09
6,50 6,50 6,50 73,40 0,09 831,00 0,38 -16450,23
6,50 6,50 6,50 98,40 0,14 965,00 0,50 -16281,58
6,00 6,00 6,00 0,00 0,00 0,00 0,00
6,00 6,00 6,00 2,21 0,01 28,00 0,80 -13351,82
LVd*
6,00 6,00 6,00 7,38 0,04 61,00 1,10 -12669,59
6,00 6,00 6,00 10,20 0,06 101,40 1,60 -12786,74
6,00 6,00 6,00 15,45 0,08 169,00 2,40 -13145,21
6,00 6,00 6,00 24,85 0,10 267,00 3,10 -13666,75
6,00 6,00 6,00 58,30 0,16 560,00 3,90 -14588,57
6,00 6,00 6,00 73,40 0,22 754,00 4,70 -14370,58
6,00 6,00 6,00 98,40 0,38 914,00 5,50 -13769,93
R* - repetições
LVAd* = Latossolo Vermelho-Amarelo distrófico
LVd* = Latossolo Vermelho distrófico
94
Apêndice F - Valores de pH, energia livre e concentração de Cu na solução de equilíbrio (CE),
adsorvido e dessorvido para os solos LVAd e LVd sem lodo de esgoto
Solo
pH
R
1*
R
2*
pH
Cobre
Adicionado
CE
Cobre
Adsorvido
Cobre
Dessorvido
Energia
Livre
mg dm
-3
mg dm
-3
mg kg
-1
mg kg
-1
J mol
-1
6,00 6,00 6,00 0,00 0,00 0,00 0,00
6,00 6,00 6,00 2,43 0,10 26,00 0,40 -7891,32
LVAd-T*
6,00 6,00 6,00 5,63 0,31 58,00 0,90 -7171,11
6,00 6,00 6,00 7,78 0,70 116,00 4,80 -5956,52
6,00 6,00 6,00 14,70 1,17 221,00 11,00 -6259,79
6,00 6,00 6,00 32,30 1,93 379,00 35,00 -6968,92
6,00 6,00 6,00 54,20 3,28 611,00 50,90 -6937,49
6,00 6,00 6,00 86,00 5,86 801,40 70,00 -6644,04
6,00 6,00 6,00 104,00 8,49 955,10 90,50 -6197,11
6,00 6,00 6,00 0,00 0,00 0,00 0,00
6,00 6,00 6,00 2,43 0,01 24,20 0,50 -13586,54
LVd - T*
6,00 6,00 6,00 5,63 0,03 56,00 1,10 -12947,43
6,00 6,00 6,00 7,78 0,09 76,90 1,90 -11030,13
6,00 6,00 6,00 14,70 0,15 145,50 2,71 -11340,46
6,00 6,00 6,00 32,30 0,50 318,00 4,10 -10309,66
6,00 6,00 6,00 54,20 1,05 531,50 15,50 -9754,82
6,00 6,00 6,00 86,00 3,25 827,50 51,00 -8102,10
6,00 6,00 6,00 104,00 5,50 985,00 71,60 -7270,91
R* - repetições
LVAd* = Latossolo Vermelho-Amarelo distrófico - testemunha
LVd* = Latossolo Vermelho distrófico – testemunha
95
Apêndice G - Porcentagem de cobre adsorvido e valores experimentais e estimados pelas
equações de Freundlich e Langmuir de cobre adsorvido nas amostras de solo
com calda bordalesa
Solo Cobre
Cobre adsorvido
Adicionado
Solução de
equilíbrio Adsorvido Experimental Freundlich Langmuir
-------------
mg L
-1
--------------- %
-------------
mg kg
-1
---------------
0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
2,21 0,01 99,55 22,00 50,45 18,24
7,38 0,03 99,59 73,50 96,30 53,37
10,20 0,08 99,22 101,20 171,52 134,12
PVA1
15,45 0,13 99,16 153,20 228,24 206,07
24,85 0,20 99,20 246,50 294,10 294,57
58,30 0,45 99,23 578,50 473,98 528,91
73,40 0,70 99,05 727,00 614,72 684,50
98,40 1,70 98,27 967,00 1036,23 994,15
0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
2,21 0,02 99,10 21,90 66,93 36,85
7,38 0,04 99,46 73,40 104,56 72,01
10,20 0,08 99,22 101,20 163,34 137,73
PVA2
15,45 0,11 99,29 153,40 200,49 183,38
24,85 0,19 99,24 246,60 284,99 292,03
58,30 0,40 99,31 579,00 460,15 510,30
73,40 0,70 99,05 727,00 659,64 718,55
98,40 1,40 98,58 970,00 1030,47 987,10
0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
2,21 0,01 99,55 22,00 116,12 89,50
7,38 0,07 99,05 73,10 167,70 150,38
10,20 0,08 99,22 101,20 183,08 169,60
PVA3
15,45 0,11 99,31 153,43 221,61 219,07
24,85 0,15 99,40 247,02 274,24 288,04
58,30 0,27 99,54 580,30 407,04 458,12
73,40 0,48 99,35 729,20 593,99 667,20
98,40 1,15 98,83 972,50 1054,48 1013,78
0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
2,21 0,01 99,55 22,00 21,09 4,88
7,38 0,05 99,32 73,30 57,40 24,09
10,20 0,10 99,02 101,00 88,34 47,47
PVA4
15,45 0,43 97,22 150,20 218,87 186,03
24,85 0,80 96,78 240,50 322,02 314,86
58,30 1,56 97,32 567,40 487,85 517,91
73,40 2,41 96,72 709,90 639,40 680,95
98,40 4,80 95,12 936,00 981,50 955,96
96
Apêndice H - Porcentagem de cobre adsorvido e valores experimentais e estimados pelas
equações de Freundlich e Langmuir de cobre adsorvido nas amostras de solo
sem calda bordalesa
Solo Cobre
Cobre adsorvido
Adicionado
Solução de
equilíbrio
Adsorvido Experimental Freundlich Langmuir
------------- mg L
-1
------------ % ------------- mg kg
-1
------------
0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
2,43 0,10 95,88 18,00 24,46 17,89
5,63 0,37 93,43 50,00 74,11 65,13
7,78 0,73 90,62 87,00 131,82 125,87
PVA1 -T
14,70 1,33 90,95 164,00 219,15 221,75
32,30 2,16 93,31 294,60 330,52 344,37
54,20 3,32 93,87 506,10 475,76 498,80
86,00 4,95 94,24 810,50 667,39 687,98
104,00 7,90 92,40 913,00 991,78 966,89
0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
2,21 0,06 97,29 21,50 45,03 34,71
7,38 0,19 97,43 71,90 104,46 104,22
10,20 0,33 96,76 98,70 156,30 171,45
PVA2 -T
15,45 0,42 97,28 150,30 186,39 211,04
24,85 0,67 97,30 241,80 262,11 308,49
58,30 1,19 97,96 571,10 398,66 466,70
73,40 2,10 97,14 713,00 603,49 653,95
98,40 5,50 94,41 929,00 1218,77 967,88
0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
2,43 0,03 98,77 24,00 63,51 22,95
5,63 0,08 98,58 55,50 109,93 59,62
7,78 0,15 98,07 76,30 156,25 107,88
PVA3 -T
14,70 0,36 97,55 143,40 254,96 234,40
32,30 0,59 98,17 317,10 336,11 348,06
54,20 1,10 97,97 531,00 476,21 537,04
86,00 1,82 97,88 841,80 631,12 714,61
104,00 4,81 95,38 991,90 1086,89 1041,73
0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
2,43 0,03 98,77 24,00 57,63 22,28
5,63 0,06 98,93 48,00 86,78 43,92
7,78 0,15 98,07 76,30 149,08 105,27
PVA4 -T
14,70 0,36 97,55 143,40 249,98 230,43
32,30 0,59 98,17 317,10 334,66 344,47
54,20 1,10 97,97 531,00 483,46 537,50
86,00 1,82 97,88 841,80 650,87 722,89
104,00 4,30 95,87 990,25 1081,40 1038,53
97
Apêndice I - Porcentagem de cobre adsorvido e valores experimentais e estimados pelas
equações de Freundlich e Langmuir de cobre adsorvido nas amostras de solo com
lodo de esgoto (LVAd e LVd) e sem lodo de esgoto (LVAd – T e LVd – T)
Solo Cobre
Cobre adsorvido
Adicionado
Solução de
equilíbrio
Adsorvido Experimental Freundlich Langmuir
------------- mg L
-1
------------ % ----------- mg kg
-1
-----------
0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
2,21 0,00 99,86 23,00 100,93 96,24
7,38 0,01 99,82 73,60 136,79 134,95
10,20 0,02 99,81 138,00 187,66 190,83
LVAd
15,45 0,02 99,84 195,00 232,36 240,20
24,85 0,04 99,85 378,00 331,58 348,97
58,30 0,06 99,90 582,20 506,34 532,97
73,40 0,09 99,87 831,00 758,29 774,79
98,40 0,14 99,86 965,00 1037,70 1009,21
0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
2,21 0,01 99,55 28,00 94,33 97,50
7,38 0,04 99,40 61,00 134,96 141,54
10,20 0,06 99,43 101,40 174,75 184,68
LVd
15,45 0,08 99,51 169,00 225,04 238,89
24,85 0,10 99,60 267,00 288,12 306,16
58,30 0,16 99,73 560,00 451,40 474,49
73,40 0,22 99,70 754,00 608,01 627,09
98,40 0,38 99,62 914,00 1003,71 973,50
0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
2,43 0,10 95,88 26,00 46,18 24,50
5,63 0,31 94,49 58,00 101,19 73,83
7,78 0,70 91,00 116,00 177,98 158,50
LVAd-T
14,70 1,17 92,04 221,00 254,12 250,04
32,30 1,93 94,02 379,00 359,54 378,15
54,20 3,28 93,95 611,00 519,30 559,92
86,00 5,86 93,19 801,40 776,51 802,79
104,00 8,49 91,84 955,10 1004,09 968,19
0,00 0,00 0,00 0,00 0,00 0,00
2,43 0,01 99,59 24,20 115,76 67,99
5,63 0,03 99,47 56,00 140,81 95,89
7,78 0,09 98,84 76,90 177,17 141,66
LVd - T
14,70 0,15 98,98 145,50 219,80 201,06
32,30 0,50 98,45 318,00 300,59 320,55
54,20 1,05 98,06 531,50 451,67 531,64
86,00 3,25 96,22 827,50 698,47 782,46
104,00 5,50 94,71 985,00 1034,62 971,13
ANEXO
99
Anexo A - Resultados das análises químicas dos solos estudados.
Solo pH pH C P Ca Mg K SB
H
+
Al
+3
CTC
e
CTC
T
V m
H
2
O CaCl
2
KCl g kg
-1
mg kg
-
1
------------------------- mmol
c
kg
-1
---------------------
1
----- % ------
PVA1 figo 10 anos
6,70 6,80 6,35 -0,35 14,1 295,2 125,0 33,1 3,7 161,9 10,0 0,7 162,6 171,9 94,2 0,43
PVA2 figo 8 anos
7,60 7,11 7,55 -0.05 11,9 20,2 71,2 18,3 1,2 90,7 10,0 0,8 91,5 100,7 90,0 0,89
PVA3 uva 4 anos
5,60 6,12 5,25 -0,35 15,7 248,4 99,0 13,4 3,3 115,7 20,0 0,8 116,5 135,7 85,3 0,69
PVA4 uva 7 anos
6,00 5,84 5,70 -0,30 12,0 142,6 45,1 10,0 5,3 60,4 38,0 0,9 61,3 98,4 61,4 1,47
PVA1 –Testemunha
6,65 5,41 6,35 -0,30 0,7 2,0 16,2 12,1 5,3 33,6 13,1 0,0 33,6 46,7 72,0 0,00
PVA2 –Testemunha
6,45 5,12 6,21 -0,24 1,2 0,6 21,3 11,6 4,1 37,1 11,1 0,0 37,12 48,22 76,9 0,00
PVA3 –Testemunha
5,92 5,26 5,60 -0,32 1,8 16,0 35,4 13,1 3,3 51,8 20,2 0,0 51,8 72,0 71,9 0,00
PVA4 -Testemunha
5,92 5,23 5,60 -0,32 1,9 14,6 25,2 10,4 3,3 38,8 20,3 0,0 38,8 59,2 65,7 0,00
LVAd
8,00 7,42 7,83 -0,17 13,0 210,0 580,1 5,0 1,5 586,6 10,0 0,0 586,6 596,6 98,3 0,00
LVd
7,95 7,51 7,90 -0,05 17,1 203,0 390,1 4,1 1,1 395,3 10,0 0,0 395,3 405,3 97,5 0,00
LVAd Testemunha
4,74 4,12 7,55 -0,19 1,2 6,8 7,8 3,9 1,1 12,8 37,2 7,8 20,6 50,0 25,6 37,86
LVd Testemunha
4,73 4,64 4,45 -0,28 2,1 12,5 27,6 12,2 0,8 40,5 53,1 3,1 43,7 93,7 43,3 7,19
99
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