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COMISSÃO NACIONAL DE ENERGIA NUCLEAR
INSTITUTO DE RADIOPROTEÇÃO E DOSIMETRIA
MESTRADO EM RADIOPROTEÇÃO E DOSIMETRIA
Ricardo José de Luna Garcia
A INFLUÊNCIA DA ADUBAÇÃO ORGÂNICA NOS MECANISMOS DE
SORÇÃO DO COBALTO E DO CÉSIO EM SOLOS TROPICAIS.
ORIENTADORA
Dra. Maria Angélica Vergara Wasserman
CO-ORIENTADORA
Dra. Ana Cristina de Mello Ferreira
RIO DE JANEIRO
2008
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RICARDO JOSÉ DE LUNA GARCIA
A INFLUÊNCIA DA ADUBAÇÃO ORGÂNICA NOS MECANISMOS DE SORÇÃO
DO COBALTO E DO CÉSIO EM SOLOS TROPICAIS.
Dissertação submetida ao programa de Pós-
Graduação em Radioproteção e Dosimetria
do Instituto de Radioproteção e Dosimetria
da Comissão Nacional de Energia Nuclear
como parte dos requisitos necessários para
obtenção do grau de Mestre em
Radioproteção e Dosimetria.
RIO DE JANEIRO, RJ – BRASIL
Instituto de radioproteção e Dosimetria – Comissão Nacional de Energia Nuclear
Coordenação de Pós-Graduação
2008
ii
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Ficha Catalográfica
Garcia, Ricardo José de Luna
A Influência da Adubação Orgânica nos Mecanismos de
Sorção do Cobalto e do Césio em Solos Tropicais / Ricardo José de Luna
Garcia. – Rio de Janeiro: IRD, 2008.
xii, 96 f. : il., tab..
Orientador: Maria Angélica Vergara Wasserman.
Dissertação (mestrado) – Instituto de Radioproteção e
Dosimetria.
Referências bibliográficas: f. 88
1. Radioecologia. 2. Solos tropicais. 3. Césio. 4. Cobalto. I.
Instituto de Radioproteção e Dosimetria. II. Título.
iii
Ricardo José de Luna Garcia
A INFLUÊNCIA DA ADUBAÇÃO ORGÂNICA NOS MECANISMOS DE SORÇÃO
DO COBALTO E DO CÉSIO EM SOLOS TROPICAIS.
Rio de Janeiro, 29 de fevereiro de 2008
_______________________________________________________
Presidente: Dra. Maria Angélica Vergara Wasserman – IRD/CNEN
_______________________________________________________
Dr. Carlos Eduardo Bonacossa de Almeida – IRD/CNEN
_______________________________________________________
Dr. Daniel Vidal Pérez – EMBRAPA/SOLOS
_______________________________________________________
Dr
a
Elaine Rua Rodriguez Rochedo – IRD/CNEN
iv
Dedico este trabalho a Deus, que
colocou em meu caminho, pessoas
que me ajudaram no
desenvolvimento deste trabalho.
v
Agradecimentos
Agradeço primeiramente a Deus, que me deu oportunidade de chegar até aqui, Ele
colocou em meu caminho a Dra. Maria Angélica Vergara Wasserman, que foi a grande
responsável, para que eu terminasse este trabalho, me dando base para o conhecimento e
me orientando na minha dissertação.
A Dra. Ana Cristina M. Ferreira, minha co-orientadora e responsável pelo Serviço de
Análises Ambientais, no qual estou atualmente trabalhando, agradeço por ter me apoiado na
realização do mestrado. A Dra Elaine Rochedo, pela revisão do trabalho.
Ao Dr. Wanderson, Dr. Claudio Conti e Dra. Maria Izabel, agradeço por me ajudarem
na determinação dos meus resultados analíticos, pois sem eles este trabalho não seria
concluído.
À bolsista DTI Flavia Padilha e às minhas colegas de mestrado Tatiane Pereira e
Michele da Silva, que também tiveram um papel muito importante no meu trabalho, pois
me ajudaram tas atividades de campo e laboratório.
Ao Dr. Daniel Vidal Perez e à Embrapa Solos, pelo apoio e dedicação nas análises
químicas deste estudo.
E não poderia também deixar te agradecer a minha família, minha esposa Danielle e
meus pais Pedro e Vera, que muito me apoiaram a todo o momento neste mestrado, além do
meu filho Matheus, que me deu uma motivação a mais na reta final deste trabalho.
vi
RESUMO
Neste trabalho foram investigados os mecanismos envolvidos na sorção do
137
Cs e do
60
Co
em função das propriedades físico–químicas de alguns tipos de solo brasileiros e das
mudanças promovidas nestas propriedades pela adubação orgânica. Este estudo
experimental foi conduzido em área controlada, onde vasos contendo diferentes tipos de
solos (Latossolo Vermelho Amarelo, o Nitossolo e o Organossolo) e com diferentes doses
de adubo orgânico (0; 2 kg.m
-2
e 4 kg.m
-2
) foram contaminados artificialmente pela rega
com solução radiativa contendo
137
Cs e
60
Co. Nestes solos, com e sem adubo orgânico,
foram realizados, através de experimentos em bateladas, estudos para se avaliar o efeito de
variações no pH na mobilidade potencial do
137
Cs e do
60
Co. A biodisponibilidade efetiva
foi avaliada através do cultivo de rabanete (Raphanus sativus, L.) nesses vasos e da
posterior medida da concentração dos radionuclídeos nas raízes. As análises concomitantes
de metais e nutrientes permitiram elucidar os mecanismos biogeoquímicos que interferem
no padrão de dessorção dos solos e de absorção radicular do
137
Cs e
60
Co. Os principais
resultados revelam que, tanto o
60
Co como o
137
Cs, apresentam uma maior dessorção em
valores extremos de pH, sendo que o
60
Co, apresentou a maior dessorção em pH 0,7 (85%),
enquanto a maior dessorção do
137
Cs foi de 13,4% no mesmo valor de pH. Este estudo
também revelou que a adubação orgânica em solos tropicais reduz a dessorção dos
radionuclídeos estudados. Este trabalho ainda evidenciou que nos Latossolos e Nitossolos
estudados, a adição grandes quantidades de matéria orgânica foi capaz de reduzir os
valores de fator de transferência solo/planta, evidenciando que, também a médio prazo, a
adubação orgânica mantém os radionuclídeos menos disponíveis para a absorção pelas
plantas.
vii
ABSTRACT
In this work were investigated the mechanisms involved in the sorption of
137
Cs and
60
Co
depending on the physicochemical properties of some types of soil Brazilians and changes
in these properties promoted by organic amendment. This experimental study was conduct-
ed in controlled area, where pots containing different types of soils (Histosol, Ferralsol and
Nitisol) and different doses of organic amendment (without amendment; 2kg.m
-2
and 4
kg.m
-2
) were artificially contaminated by irrigation with a radioactive solution containing
137
Cs and
60
Co. In these soils the potential mobility of these radionuclides were studied
through batch experiments in order to evaluate their potential desorption as a function of
variations in pH. To evaluate the effective bioavailability of radionuclides, radish
(Raphanus sativus, L) was cultivated in pots and the measurements of the radioactivity in
the roots were done at the harvest period. The analysis of metals and nutrients in plants and
soil extracts were done in order to elucidate biogeochemical mechanisms that could inter-
fere in the root desorption pattern and absorption of
137
Cs and
60
Co. The main results show
that for both radionuclides greater desorption occurred at extreme values of pH. For
60
Co
the maximum of desorption (85%) occurred at pH 0.7 and for
137
Cs the maximum desorp-
tion was 13.4%, and occurred at the same pH value. It was also possible to observe that the
organic amendment was able to minimize the desorption of the studied radionuclides. This
study also revealed that greater additions of organic matter were able to reduce soil to plant
transfer factor in Ferralsol and Nitisol, showing that even at medium term, the organic
amendment keeps the radionuclides less available for root uptake.
viii
SUMARIO
1 – INTRODUÇÃO 1
2 – OBJETIVOS 7
3 – FUNDAMENTOS TEÓRICOS 8
3.1 – O SOLO 10
3.1.1 – OS MINERAIS 10
3.1.2 – A MATÉRIA ORGÂNICA 14
3.2 – REAÇÕES ENVOLVIDAS NA DINÂMICA DE POLUENTES NO SOLO 16
3.2.1 – ADSORÇÃO E DESSORÇÃO 16
3.2.2 – REDUÇÃO E OXIDAÇÃO 20
3.2.3 – PRECIPITAÇÃO 21
3.3 – MOBILIDADE E BIODISPONIBILIDADE DE POLUENTES 23
3.4 – A TRANSFERÊNCIA SOLO/PLANTA DOS RADIONUCLIDEOS 25
3.5 – O COBALTO 60 29
3.6 – O CESIO 137 31
3.7 – OS TIPOS DE SOLOS USADOS NO EXPERIMENTO 33
4 – MATERIAIS E MÉTODOS 35
4.1 – DESCRIÇÃO DO EXPERIMENTO EM VASOS 35
4.2 – PROCESSAMENTOS USADOS NOS SOLOS PARA O EXPERIMENTO 38
ix
4.3 – CULTIVO E PROCESSAMENTO DAS AMOSTRAS DE RABANETE 39
4.4 – O FATOR DE TRANSFERÊNCIA SOLO/PLANTA 40
4.5 – EXPERIMENTOS EM BATELADA 41
5 – RESULTADOS E DISCUSSÕES 42
5.1 – PROPRIEDADES FÍSICAS QUÍMICAS DOS SOLOS ESTUDADOS 42
5.2 – DESSORÇÃO DO
60
Co EM FUNÇÃO DE VARIAÇÕES NO pH 46
5.3 – DESSORÇÃO DO
137
Cs EM FUNÇÃO DE VARIAÇÕES NO pH 53
5.4 - DESSORÇÃO DOS ELEMENTOS TRAÇOS E MAIORES 58
5.5 – FATOR DE TRANSFERENCIA SOLO/PLANTA 72
6 – CONCLUSÕES 76
7 – ANEXOS 78
8 –- REFERÊNCIAS BIBLIOGRÀFICAS 88
x
LISTAS DE FIGURAS
Figura 3.1: Representação dos horizontes dos solos 9
Figura 3.2: Representação do octaedro de alumínio (a) e da lâmina octaédrica
(b), segundo BRUM (2005) 11
Figura 3.3: Representação de argilo minerais do tipo 2:1 (FARIA, 2000) 12
Figura 4.1: Área experimental IRD/SEAIA 35
Figura 4.2: Montagem dos vasos 37
Figura 4.3: Foto do cultivo de rabanete na área experimental 40
Figura 5.1 – Percentagem de dessorção do
60
Co dos Latossolos e do
Organossolo 49
Figura 5.2: – Percentagem de dessorção do
60
Co dos Nitossolos e do
Organossolo 51
Figura 5.3: Formação de quelantes pelos grupos carboxila dos ácidos húmicos
com o íon Co (figura extraída de GHABBOUR et al.,2007) 52
Figura 5.4: Percentagem de dessorção do
137
Cs dos Latossolos e do
Organossolo 54
Figura 5.5: Percentagem de dessorção do
137
Cs dos Nitossolos e do
Organossolo 55
Figura 5.6: Partição geoquímica do
137
Cs em Latossolo (Lat) e Nitossolo (Nit)
com doses variadas de composto, comparadas com a partição geoquímica do
137
Cs em Organossolo (extraído de WASSERMAN et al (2007). 56
Figura 5.7 – Percentagem de dessorção do Fe dos Latossolos e do Organossolo 60
Figura 5.8 – Percentagem de dessorção do Fe dos Nitossolos e do Organossolo 60
Figura 5.9 – Percentagem de dessorção do Al dos Latossolos e do Organossolo 61
Figura 5.10 – Percentagem de dessorção do Al dos Nitossolos e do
Organossolo 61
Figura 5.11 - Percentagem de dessorção do Mn dos Latossolos e do
Organossolo 62
Figura 5.12 – Percentagem de dessorção do Mn dos Nitossolos e do
Organossolo 63
xi
Figura 5.13 - Percentagem de dessorção de Ca dos Nitossolos e Organossolo 65
Figura 5.14 – Percentagem de dessorção de Mg dos Nitossolos e Organossolo 65
Figura 5.15 – Percentagem de dessorção de K dos Nitossolos e Organossolo 66
Figura 5.16 - Percentagem de dessorção de Ca dos Latossolos e Organossolo 66
Figura 5.17 - Percentagem de dessorção de Mg dos Latossolos e Organossolo 67
Figura 5.18 – Percentagem de dessorção de Cobre dos Nitossolos e
Organossolo 68
Figura 5.19 – Percentagem de dessorção de Zinco dos Nitossolo e Organossolo 69
Figura 5.20 – Percentagem de dessorção de Cobre dos Latossolos e
Organossolo 69
Figura 5.21 – Percentagem de dessorção de Cobre dos Nitossolos e
Organossolo 70
Figura 5.22 – Valores de FT solo/planta do
137
Cs e
60
Co em Organossolos e
Nitossolos e Latossolos com diferentes doses de adubo orgânico. 74
xii
LISTAS DE TABELAS
TABELA 4.1: Delineamento experimental.
37
TABELA 4.2: Descrição das condições operacionais para o experimento de
dessorção em função do pH.
41
TABELA 5.1 – Resultados das análises químicas e físicas dos solos estudados.
42
TABELA 5.2: Valores médios e desvio padrão do fator de transferência solo-
planta do
60
Co e
137
Cs, encontrados neste estudo e na literatura para rabanete e
valores de pH encontrado nos solos.
74
xiii
1 – INTRODUÇÃO
O homem sempre esteve exposto à radiação de origem natural, visto que
radionuclídeos da série do urânio e do tório estão presentes na Terra desde a sua formação
(TAUHATA, 2002). Já em relação os radionuclídeos de origem artificial a sua presença no
meio ambiente se deve a liberações e posterior dispersão de material radioativo originário
dos testes nucleares, de liberações rotineiras e controladas de instalações nucleares e de
acidentes em instalações nucleares, como os que ocorreram em Windscale (Inglaterra,
1957) e Chernobyl (Ucrânia, 1986).
A radioatividade de origem artificial não chega a contribuir com 1% de toda a
radioatividade à qual o homem é exposto (IAEA, 1994). As principais vias de exposição do
homem relativas a radioatividade no meio ambiente são a exposição externa e a exposição
interna, devido, principalmente à ingestão e à, inalação (ROCHEDO, 2003). Segundo
relatório técnico da Agencia Internacional de Energia Atômica, os radionuclídeos mais
importantes para a avaliação de uma possível contaminação agrícola, seriam o
137
Cs e o
90
Sr, devido a similaridades químicas com macronutrientes (potássio e cálcio,
respectivamente), elevada mobilidade no ciclo hidrológico e elevada meia-vida física (30
anos para o
137
Cs e 29 anos para o
90
Sr), o que favorece a absorção destes elementos pelas
plantas e sua ciclagem no sistema solo-planta por um longo período (IAEA, 1989). No
mesmo documento também são considerados como importantes o
60
Co,
54
Mn,
59
Fe,
131
I e o
65
Zn, pois estes, quando são carreados para ambientes aquáticos, podem ser absorvidos por
algas e plânctons, que servem de alimentos para várias espécies aquáticas, o que favorece a
biomagnificação das concentrações de radionuclídeos nestas espécies, podendo constituir
uma importante via de contaminação para o homem. A contaminação do meio aquático
1
também pode atingir o homem devido a processos de irrigação, com a conseqüente
contaminação de áreas agrícolas. Este trabalho irá focar o estudo do
137
Cs e do
60
Co, devido
à importância destes elementos para os ambientes terrestres (
137
Cs) e aquáticos (
60
Co e
137
Cs).
Na maior parte dos acidentes e incidentes, a contaminação atmosférica é a principal
via de contaminação do indivíduo, no entanto, em um segundo momento, a contaminação
dos solos pode vir a ser relevante. Embora o solo possa atuar como barreira física e
geoquímica na retenção de radionuclídeos liberados na atmosfera e posteriormente
depositados em sua superfície, mudanças nas condições físico-químicas dos solos podem
alterar o destino dos radionuclídeos neles depositados. As alterações podem ocorrer em
função do uso da terra, de práticas agrícolas ou da evolução natural de um solo decorrente
da pedogênese. As condições físico-químicas dos solos podem favorecer a dessorção dos
radionuclídeos, possibilitando assim sua migração para camadas mais profundas ou ainda a
assimilação biológica, como pode também favorecer a retenção do material radioativo nos
vários componentes dos solos (WASSERMAN et al. 2007).
Assim, o transporte químico do radionuclídeo no solo, favorecido por práticas
agrícolas ou condições ambientais naturais como o alagamento ou a acidificação de solos
tropicais, pode levar à contaminação de águas subterrâneas, enquanto seu transporte físico,
por meio do arraste ou erosão, pode favorecer a contaminação de ambientes adjacentes,
terrestres ou aquáticos (ROCHEDO & WASSERMAN, 2003).
A contaminação radioativa dos solos requer uma especial atenção, pois não se trata
apenas da exposição externa do homem, mas também de todos os organismos que tiram do
solo seus nutrientes. Deve-se considerar que os radionuclídeos podem ser assimilados pelas
2
raízes das plantas, a partir daí, serem transportados para a parte comestível destes vegetais,
podendo contaminar toda a cadeia alimentar (WASSERMAN et al., 2002b).
Para o homem, a contaminação dos solos pode comprometer não apenas seus hábitos
alimentares, mas também afetar a vida econômica e cultural da região, tanto nos casos de
agricultura de subsistência, como nos casos de monoculturas em escala comercial, cujo
impacto pode afetar inclusive relações comerciais internacionais.
A transferência de radionuclídeos para as plantas é de extrema importância, conforme
já citado anteriormente, devido à possibilidade de contaminação humana por meio da
ingestão (WASSERMAN et al., 2002b).
Nos modelos radioecológicos a transferência dos radionuclídeos do solo para as
plantas é avaliada pelo Fator de Transferência solo-planta (FT) que é o parâmetro mais
utilizado, em modelos de avaliação de dose, este fator descreve o quanto do radionuclídeo
presente no solo pode ser transferido para a planta (WASSERMAN et al., 2001). A
variabilidade de solos e plantas cultivados no planeta determina também uma grande
variabilidade nos valores de FT observados para um único radionuclídeo, o que sugere a
necessidade de se obter valores regionais para este parâmetro, de modo que os modelos
possam ser os mais coerentes possíveis com a realidade do processo no local avaliado.
No que se refere à mobilidade química de um determinado radionuclídeo nos solos,
este processo pode ser avaliado experimentalmente através do contato do solo com diversas
soluções químicas adicionadas em seqüência ou separadamente, que simulem as diferentes
condições ambientais a que este solo possa ser submetido (RISE et al., 1990; EHLKEN et
al., 2002; KALEMBKIEWICZ et al. 2007; QUEVAUVILLER et al., 2002). A
quantificação da concentração do poluente que entrou em solução após o contato com o
reagente permite avaliar a mobilidade química potencial do elemento dentro das condições
3
ambientais simuladas pelo reagente. Esta avaliação normalmente é feita seguindo
protocolos já estabelecidos de análise seqüencial (e.g.: TESSIER et al., 1979; RAURET et
al., 2001; WASSERMAN et al, 2005). Considera-se que, quanto maior for a atividade de
um dado radionuclídeo na fase móvel, maior será sua tendência em seguir o fluxo das águas
no solo, ou seja, maior será seu potencial de migração para camadas mais profundas ou de
ser absorvido pelas raízes das plantas.
Além das condições físico-químicas as quais os solos estão sujeitos (pH, Eh e força
iônica), algumas propriedades dos solos são bastante relevantes para determinar a maior ou
menor mobilidade química dos radionuclídeos: a capacidade de troca catiônica (CTC), a
quantidade de matéria orgânica presentes no solo e a mineralogia predominante. Vários
autores têm evidenciado a importante afinidade do
137
Cs por argilo-minerais, apresentando
menor mobilidade em solos ricos em argilas, quando comparado aos demais tipos de solos.
(D. LUX et al., 1995, BERGAOUI et al., 2005, EL-TAHAWY et al., 1999, CHIU et al.,
1999).
Vários trabalhos também relatam a influência da matéria orgânica no comportamento
geoquímico do
137
Cs (EL-TAHAWY et al., 1999, TAKENAKA et al., 1998, KARADENIZ
et al., 2006, YOSHIDA et al, 2004; PORTILHO, 2005; WASSERMAN et al., 2007).
Segundo PORTILHO (2005) o aumento do teor de matéria orgânica dos solos aumenta a
capacidade de troca catiônica, devido à presença de cargas negativas livres dos ácidos
húmicos e fúlvicos, oriundos da decomposição de matéria orgânica. Essas cargas negativas
dos compostos orgânicos podem competir com as cargas negativas das argilas na retenção
do
137
Cs. Em solos de clima temperado com elevado teor de matéria orgânica, observou-se
maior mobilidade dos radionuclídeos, tornando-os mais disponíveis para a absorção da
planta e para ciclagem solo-planta por um período mais longo do que quando comparado
4
com a retenção efetuada por argilo-minerais (SALBU et al. 1994, COLLE & ROUSSEL-
DEBET, 2000). Estas conclusões foram confirmadas em pesquisas na Ucrânia, Rússia e
Bielorússia (SALBU et al. 1994). Entretanto, dentre as várias contramedidas sugeridas para
reduzir a transferência solo-planta do
137
Cs encontra-se o uso de adubos orgânicos (IAEA,
1994).
Em relação ao
60
Co, a literatura relata que, assim como o
137
Cs, este poluente também
fica retido nas camadas mais superficiais do solo, devido à sua grande afinidade pelos
ácidos húmicos (PRADO et al., 2003, TYLER et al., 2004). As extrações seqüenciais
também verificam a sua baixa mobilidade (KALEMBKIEWICZ et al., 2007), porém é
possível perceber um aumento de concentração em horizontes mais profundos devido à
afinidade química do cobalto com os óxidos de ferro e de alumínio (TYLER et al., 2004).
Apesar do
60
Co e do
137
Cs, apresentarem uma leve semelhança no comportamento
geoquímico, no que se refere a sua baixa mobilidade, referida em vários trabalhos, tem sido
observado que, para o
137
Cs, o fator de transferência (FT) sofre maior influência do tipo de
solo, enquanto que para o
60
Co, este mesmo parâmetro sofre maior influência do tipo de
planta (GERZABEK et al, 1998).
O manejo agrícola dos solos (e.g.: calagem, drenagem, irrigação, incorporação de
matéria orgânica, etc.) promove perturbações geoquímicas que modificam a sua capacidade
de reter nutrientes e outros elementos químicos estáveis ou radioativos. No Brasil a
adubação orgânica tem sido uma das práticas agrícolas recomendadas para culturas de
subsistência, por melhorar, a baixo custo, as propriedades físicas e químicas dos solos. Esta
prática tem sido incentivada pela expansão comercial da agricultura orgânica, indicada
como uma das tecnologias mais apropriadas para a agricultura sustentável. A adubação
5
orgânica tem sido também uma das práticas recomendadas como contramedida para solos
contaminados com
137
Cs.
Considerando que vários parâmetros podem influenciar na mobilidade do
137
Cs e do
60
Co, a avaliação de risco de uma contaminação radiológica ambiental coerente com a
realidade dos possíveis cenários nacionais requer estudos experimentais que considerem
também a amplitude das reações dentro dos possíveis cenários. Assim, este trabalho se
propõe a avaliar a mobilidade química potencial do
137
Cs e do
60
Co em função de variações
de pH passíveis de ocorrer em solos brasileiros, tanto sob condições naturais como
provocadas pelo manejo agrícola dos solos ou, como nas condições extremas de pH,
provocadas experimentalmente. A mobilidade química potencial do
137
Cs e do
60
Co
avaliadas em função de variações de pH serão também avaliadas em solos que receberam
adubação orgânica de modo a se verificar possíveis alterações na mobilidade potencial
decorrente desta prática agrícola. Espera-se com esse trabalho oferecer informações
regionais relevantes para o manejo de áreas agrícolas contaminadas, a gestão de resíduos e
rejeitos e a recuperação de solos contaminados.
6
2 – OBJETIVOS
Esta dissertação tem como objetivo investigar a mobilidade química potencial do
60
Co
e do
137
Cs em função de variações de pH promovidas em solos brasileiros (Latossolo
Vermelho Amarelo, o Nitossolo e o Organossolo) que receberam diferentes doses de adubo
orgânico (0; 2kg.m
-2
e 4 kg.m
-2
). A biodisponibilidade potencial destes elementos e a
absorção radicular observada em condições de equilíbrio químico são discutidas em função
das propriedades dos solos e dos aportes de matéria orgânica,
Mais especificamente este trabalho tratará de:
• Avaliar como
137
Cs e
60
Co se comportam em situações de perturbações
geoquímicas decorrentes de mudanças no pH dos solos, simuladas em
experimentos de batelada nos solos contaminados artificialmente,
considerando a influência a médio prazo da adubação orgânica ocorrida nestes
solos 4 anos antes do presente estudo.
• Determinar o fator de transferência destes radionuclídeos para o rabanete,
avaliando assim o comportamento destes elementos em médio prazo, visto que
a contaminação ocorreu 4 anos antes do plantio.
• Elaborar conceitos que possam ser importantes para a elaboração de um plano
de remediação de áreas no que se refere à contaminação de solos pelos
radionuclídeos estudados.
7
3 – FUNDAMENTOS TEÓRICOS
O solo é o principal produto do intemperismo químico, físico e biológico da rocha.
Suas propriedades e perfil dependem das características do material de origem, do relevo, e
do tempo de exposição da rocha aos agentes climáticos e biológicos. Estes fatores geram
uma grande variabilidade de propriedades químicas e físicas, tanto na distribuição vertical
de suas camadas (horizontes) quanto na sua distribuição espacial. Assim, segundo
REZENDE et al (2007), entre os solos, as propriedades diferem na constituição, cor
(função da mineralogia e regime hídrico), textura (função da granulometria), estrutura
(agregação das partículas), cerosidade (existência ou não de filme de argilas no horizonte
B), porosidade, consistência (função dos argilo-minerais), cimentação (aglomeração das
partículas por agente cimentante), pedoclima (regime hídrico e térmico do solo) e
pedoforma (função do relevo).
Os processos físicos, químicos e biológicos que agem nas rochas alterando os seus
constituintes são os agentes que promovem as transformações nestes corpos minerais,
formando o solo. Esta ação é feita de maneira diferenciada, resultando assim nas diversas
camadas de solo, que por convenção, são chamadas de camadas O1, O2, A, E, B, C, R.
8
Figura 3.1: Representação dos horizontes dos solos
Como podemos observar na Figura 3.1, o horizonte mais próximo da superfície é o
horizonte O1 (ou Oi), constituído pelo material orgânico depositado recentemente; já o
horizonte orgânico O2 (ou Ao) está relacionado à matéria orgânica em estado de
decomposição avançado. A camada A se refere à matéria orgânica misturada com material
mineral dando um aspecto escuro à massa de solo, esta fase tem como característica ser rico
em nutrientes. Por sua vez, a camada E se refere a um horizonte onde ocorrem perdas de
argilas e óxidos de ferro e alumínio, além de apresentar elevada concentração de quartzo.
Este horizonte normalmente apresenta cor clara, devido à eluviação máxima. Já o horizonte
B é o horizonte de acúmulo de argilas e óxidos de ferro e alumínio. Este horizonte possui
características especiais que auxiliam na identificação dos solos (horizonte de diagnóstico).
O horizonte C se refere ao material pouco intemperizado, e o horizonte R, se refere a rocha
de origem (PRADO, 2003).
9
O solo é um sistema trifásico, constituído por uma fase sólida, que ocupa cerca de
50% do total do solo, sendo representada por matéria orgânica (aproximadamente 5%) e
mineral (aproximadamente 45%), uma fase líquida (solução do solo) e uma fase gasosa (ar
do solo), que ocupam os poros (FONTES & FONTES 1992). A fase líquida e a fase gasosa
ocupam o volume restante (aproximadamente 50% do volume total do solo) e,
normalmente sua distribuição é função do regime hídrico, relevo e de propriedades como
textura, porosidade e conteúdo de matéria orgânica. Assim, podem ocorrer situações nas
quais os poros são ocupados por água a maior parte do tempo, em detrimento da fase
gasosa, como ocorre, por exemplo, nos solos hidromórficos (BRADY et al., 1989).
3.1 – O SOLO
3.1. 1 – OS MINERAIS
Os minerais dos solos podem ser classificados em minerais primários ou minerais
secundários. Os minerais primários se referem aos componentes das rochas mais resistentes
ao intemperismo químico e que, por isso, mantém sua composição original, apesar de
fragmentados pela ação do intemperismo físico (LEPSCH, 2002). Os minerais secundários
provêm da decomposição química e dos minerais primários suscetíveis de se alterarem ou
da precipitação dos produtos oriundos destes, como, por exemplo, os argilo-minerais neo-
formados (FONTES & FONTES, 1992).
Os minerais do solo possuem tamanhos variáveis, classificados como matacões
(partículas > 200 mm), calhaus e cascalho (partículas de 200 - 2 mm), areias (partículas de
2 - 0,5 mm), silte (partículas de 0,5 - 0,002 mm) e argila (partículas < 0,002 mm)
10
A fração argilosa é composta principalmente de argilas silicatadas e óxidos
hidróxidos e oxidróxidos de Fe e Al. Esta fração é uma das mais ativas no solo, pois quanto
menor o tamanho das partículas, maior é a sua superfície especifica e maior a quantidade de
carga eletrostática na superfície das partículas, o que aumenta sua capacidade de reter e
trocar íons (KIEHL, 1979).
As argilas se formam pelo arranjo de duas unidades básicas: os tetraedros de silício e
os octaedros de alumínio, dispostos estruturalmente em camadas ou laminas.
A lâmina octaédrica consiste em duas folhas de um aglomerado de oxigênio ou
hidroxilas, ligado ao alumínio, ou ligado ao ferro ou magnésio, que podem substituir o Al
sem alterar a forma (substituição isomórfica), formando uma estrutura octaédrica, conforme
ilustrado na Figura 3.2:
Figura 3.2: Representação do octaedro de alumínio (a) e da lâmina octaédrica
(b), segundo BRUM (2005)
Já a segunda unidade é constituída de tetraedros de sílica, de modo que cada átomo de
silício se mantém eqüidistante do oxigênio ou hidroxilas. Quando necessário, para
balancear a estrutura, o átomo de silício é rearranjado para o meio. Os tetraedros de silício
11
são organizados em uma rede hexagonal, que se repete indefinidamente para formar uma
folha de composição Si
4
O
6
(OH)
4
(GRIM, 1968). Os tetraedros são organizados de forma
que as pontas se orientam para a mesma direção, e as bases se mantêm no mesmo plano
(Figura 3.3).
Segundo KRAUSKOPF (1972), as estruturas básicas das argilas podem ser do tipo
1:1 (uma lamina octaédrica e uma lamina tetraédrica) que corresponde à estruturas mais
simples ou trilaminares do tipo 2:1 (uma lamina octaédrica e duas laminas tetraédricas,
conforme ilustrado na figura 3.3) .
Figura 3.3: Representação de argilo minerais do tipo 2:1 (FARIA, 2000)
Assim, as partículas inorgânicas coloidais do solo são compostas basicamente por
argilo-minerais, óxidos e hidróxidos de ferro, de alumínio e de manganês. Os argilo-
minerais sofrem modificações estruturais durante o processo de intemperismo que
provocam o aparecimento de cargas negativas em suas superfícies. Assim, a presença de
12
um átomo de Al
3+
numa estrutura em que deveria estar um átomo de Si
4+
, resulta no
aparecimento de uma carga negativa. A substituição isomórfica do Si
4+
pelo Al
3+
na rede
cristalina gera uma carga negativa que, por não depender nem do pH nem da concentração
iônica da solução, é chamada de permanente (CAMARGO et al 2001).
Os minerais argilosos possuem capacidade de trocar íons na superfície exterior dos
seus cristais, nos espaços intercamadas, estruturais ou localizados em outros espaços
interiores mais acessíveis por outros íons existentes nas soluções aquosas envolventes. A
capacidade de troca catiônica de um mineral argiloso é função do desequilíbrio de suas
cargas elétricas. Este desequilíbrio deve-se a substituições isomórficas, quebra das lâminas
ou dissociação das hidroxilas dos vértices, gerando cargas negativas em suas superfícies
(MEIRA, 2001).
A troca de íons é um processo estequiométrico segundo o qual cada íon adsorvido
pelo material provoca a liberação de outro anteriormente fixado (MEIRA, 2001),
caracterizando um mecanismo de sorção.
Processos de formação e intemperização dos minerais são responsáveis pelo
surgimento de cargas permanentes ou dependentes do pH. Os solos, por meio de seus
mecanismos de sorção, podem regular o equilíbrio de cátions na solução do solo, que é de
grande importância para a biodisponibilidade de cátions metálicos (ZIMDAHL, 1977).
A atividade das argilas, ou seja, sua capacidade de trocar cátions é função de sua
estrutura e área específica. Assim, a caulinita, de estrutura mais simples (1:1), com área
específica de 10 – 20 m
2
.g
-1
e CTC de 3 – 15 cmol.kg
-1
, apresenta menor atividade do que a
ilita, de estrutura mais complexa (2:1), com área específica de 70 - 120 m
2
.g
-1
e CTC de 10
-40 cmol.kg
-1
, a vermiculita (2:1), com área específica de 300 - 500 m
2
.g
-1
e CTC de 100 -
13
150 cmol.kg
-1
, e a montmorilonita (2:1), com área específica de 700 - 800 m
2
.g
-1
e CTC de
60 - 150 cmol.kg
-1
(REZENDE et al, 2007).
Sendo assim, a fração de argila no solo é de grande importância na retenção de
nutrientes, que são cátions metálicos essenciais para as plantas, evitando que eles se percam
por lixiviação.
Os óxidos de ferro, alumínio, manganês e titânio constituem importantes
componentes dos solos, principalmente nos mais intemperizados, como os solos tropicais
de áreas com relevo mais suave e superfícies geomórficas mais antigas (REZENDE et al,
2007). Os óxidos de ferro e alumínio são ainda menos ativos que a caulinita, no que se
refere à sua CTC. Segundo REZENDE et al. (2007), quanto mais intemperizado for o solo,
menos ativa é a sua fração argilosa. Assim, os Latossolos apresentam baixa atividade em
sua fração argilosa composta essencialmente de óxidos e caulinita, enquanto solos de
regiões mais secas (menos intemperizados) apresentam argilas de elevada atividade.
3.1.2 – A MATÉRIA ORGÂNICA
A matéria orgânica no solo é constituída por resíduos frescos e nos mais variados
graus de decomposição de plantas, animais e microorganismos, e pelas substâncias
húmicas, que é relativamente estável (REICHADT & TIMM, 2004). A composição e a
estrutura do húmus do solo são bastante complexas, mas considera-se que o húmus seja
constituído essencialmente por ácidos húmicos, ácido fúlvicos e humina. Os ácidos fúlvicos
geralmente são solúveis em ácidos e bases, enquanto a humina é insolúvel tanto em meio
básico como em meio ácido e os ácidos húmicos só são solúveis em bases. A composição
14
da matéria orgânica do solo é conseqüência de diversos fatores como o tipo de vegetação,
topografia, clima (em especial temperatura e precipitação) e mineralogia (KIEHL, 1979). O
acúmulo ou a destruição da matéria orgânica no solo é função da atividade dos
microorganismos, que por sua vez, podem ser afetadas pelas condições de aeração,
umidade, temperatura e pH do meio, além do suprimento de nutrientes e energia (KIEHL,
1979).
A condição física de um solo também influencia a dinâmica da matéria orgânica.
Assim, a formação de agregados nos solos protege a matéria orgânica da decomposição
acelerada, enquanto a quebra dos agregados expõe a matéria orgânica à atividade
microbiana, reduzindo o conteúdo de carbono orgânico (COSTA, 2004). Solos que
apresentam um elevado grau de intemperismo, com predomínio na fração argilosa de
minerais com elevada área específica, que favorece maior interação destes minerais com a
matéria orgânica no solo, possibilita maior resistência da fração orgânica à decomposição
pelos microorganismos (MILENIZUK, 1999).
Segundo CAMARGO et al. (2001), a presença da matéria orgânica no solo pode
alterar as relações de sorção do metal das seguintes maneiras: (i) inibindo a adsorção de
íons, devido à sua complexação com moléculas orgânicas ou mesmo pela competição entre
eles pelos mesmos locais de adsorção; (ii) aumentando a retenção do metal devido à
formação de complexos com o material orgânico com alta afinidade pela superfície
adsorvente; ou, (iii) não modificando, de modo perceptível, a retenção do metal se o ligante
complexa fracamente o íon, e o complexo formado tem pouca afinidade com a superfície.
A decomposição da matéria orgânica geralmente favorece a formação de cargas
elétricas negativas, o que aumenta a sua capacidade de reter cátions e evitar perdas por
lixiviação.
15
3.2. – REAÇÕES ENVOLVIDAS NA DINÂMICA DE POLUENTES NO
SOLO.
A maior parte dos poluentes radioativos artificiais, quando liberados na atmosfera, se
deposita na superfície do solo e tende a permanecer na camada arável do solo, ficando,
portanto potencialmente disponível para ser assimilado pelas raízes das plantas. Assim
como metais pesados, os radionuclídeos, quando adicionados aos solos, sofrem inúmeras
reações, que produzem diferentes espécies químicas e determinam sua maior ou menor
mobilidade química. Processos de formação e intemperização dos minerais são
responsáveis pelo surgimento de cargas permanentes ou dependentes do pH, e os solos, por
meio de seus mecanismos de sorção, podem regular o equilíbrio de cátions na solução do
solo, que, por sua vez, regula a biodisponibilidade de cátions metálicos (ZIMDAHL, 1977).
3.2.1 – ADSORÇÃO E DESSORÇÃO
A adsorção pode ser definida como o acúmulo de uma substância na interface
existente entre a fase sólida e a fase líquida, sendo um dos fenômenos mais importante na
disponibilidade e na mobilidade de metais pesados no meio ambiente (SPOSITO, 1982).
Cátions, ânions e moléculas neutras são adsorvidos nas frações minerais e orgânicos do
solo. Esse é o processo mais importante relacionado à disponibilidade de nutrientes e
elementos tóxicos às plantas (CAMARGO et al., 2001). A adsorção controla a
concentração dos íons e complexos na solução do solo, influenciando na absorção de
nutrientes e poluentes pelas raízes das plantas.
16
Segundo CAMARGO et al (2001), os cátions que envolvem as partículas de argila
estão em agitação permanente devido à sua energia térmica e tendem a escapar da
influência das cargas negativas, que por sua vez os atraem para a superfície. A interação
dessas duas forças faz com que se forme uma nuvem catiônica ao redor da partícula, ao
invés de uma monocamada (teoria da camada difusa dupla). Os cátions da nuvem são
retidos pela superfície exclusivamente por forças eletrostáticas não específicas (adsorção
não específica) e, por causa de sua agitação térmica e por sua exposição aos outros cátions
da solução que não estão sob influência do campo elétrico da partícula, podem ser trocados
por estes, daí o nome de troca iônica.
A troca iônica possui como características ser reversível, poder ser controlada pela
difusão iônica, ser estequiométrica e, na maioria dos casos, haver uma seletividade ou
preferência por um determinado íon, que está relacionada com o raio iônico hidratado e
com a energia de hidratação dos cátions de mesma valência.
O grau de adsorção depende da eletronegatividade das partículas do solo e do
potencial de ionização dos íons adsorvidos.
A adsorção dos cátions pelos solos é ponderada para ocorrer principalmente pela
superfície especifica de adsorção. Segundo SPOSITO (1984), no que se refere à
estabilidade, a formação de um complexo, entre o íon e o grupo funcional da superfície das
partículas do solo, pode ser classificada em dois grupos:
• Se o grupo funcional das partículas do solo estiver em contato direto com o cátion,
então este complexo é chamado de complexo de esfera interna.
• Se uma ou mais moléculas proveniente da fase liquida do solo se encontrar ente o
cátion e o grupo funcional, então este complexo será de esfera externa.
17
De um modo geral, os complexos de esfera externa envolvem ligações eletrostáticas,
portanto são menos estáveis, enquanto os complexos de esfera interna envolve ligações
iônicas ou covalentes ou a combinação de ambos, sendo por isso mais estáveis (BOLT,
1991).
A capacidade de argilo-minerais interagir quimicamente com água e solutos é devida
a presença de cargas elétricas em sua superfície. A quantidade de carga e sua distribuição
estão baseadas em grupos funcionais com diferentes reatividades: as interações com as
hidroxilas das cavidades ditrigonal da camada tetraédrica e as interações com os grupos
silanol (SiOH) e aluminol (AlOH), que favorecem reações de complexação. A protonação e
desprotonação dos grupos silanol (SiOH) e aluminol (AlOH) podem gerar cargas, negativas
ou positivas, que são dependentes do pH (MISSANA et al., 2004). As reações de superfície
com estes grupos contribuem significativamente para a dinâmica da sorção de determinados
radionuclídeo nos solos. Ainda, nas argilas do tipo 2:1, os cátions são adsorvidos nas
superfícies das partículas de argila e nas interfaces das camadas tetraédricas e octaédricas
para neutralizar as cargas negativas da estrutura, que foram geradas por substituição
isomórfica ou quebra de bordas (MISSANA et al., 2004). Entretanto, a matéria orgânica
presente no solo pode obstruir a adsorção de radionuclídeos por argilo-minerais
(NAKAMARU et al., 2007).
Outro tipo de mecanismo que envolve o aumento da concentração iônica na
superfície de partículas minerais é a chamada adsorção específica, sendo um dos mais
importantes mecanismos que controla a atividade iônica na solução do solo ou nos corpos
de água. No caso da adsorção específica os íons perdem sua água de hidratação, parcial ou
totalmente, formando complexos de esfera interna com a superfície de óxidos de ferro, de
manganês, de alumínio, aluminossilicatos não cristalinos e mesmo com arestas quebradas
18
de argilo-minerais. Estes compostos apresentam um tipo similar de sítio de adsorção, ou
seja, uma hidroxila
ou uma molécula de H
2
O com valência insatisfeita, ligada a um íon
metálico da rede cristalina (CAMARGO et al., 2001).
Este tipo de ligação formada, sempre com certo grau de ligação covalente, é
altamente dependente do pH, é seletiva, pouco reversível e pouco afetada pela concentração
iônica da solução envolvente. Ela pode diminuir, aumentar, neutralizar ou reverter a carga
do íon a ser adsorvido e ocorre independentemente da carga na superfície da partícula.
Embora a ligação entre metal e matéria orgânica possa ser vista como troca iônica
entre H
+
de grupos funcionais e os íons metálicos, o alto grau de seletividade mostrado
pelas substâncias húmicas por certos metais sugere que eles coordenam diretamente com
aqueles grupos funcionais, formando complexos de esfera interna. Uma seqüência típica de
seletividade tende a ser, em ordem decrescente: Cu > Fe = Al > Mn = Co > Zn
(ALLOWAY, 1995). No entanto, segundo CAMARGO et al. (2001), ainda que esta
seqüência possa ser questionada em função da natureza da matéria orgânica, do método
usado para medir a ligação metálica e do pH do meio em que é feita essa medida, o elevado
grau de seletividade dos compostos orgânicos é reconhecido. Na adsorção ou complexação
de íons por matéria orgânica é importante que se considere a interação metal-ligante e a
constante de estabilidade dos complexos formados.
A reação de sorção entre um metal e o material orgânico (ácidos orgânicos com baixo
peso molecular, ácidos fúlvicos e húmicos) resulta numa estreita associação ao nível
molecular entre o metal e um ou mais grupos funcionais no material húmico ou ligantes
(átomo, grupo funcional ou molécula que está ligado a um átomo central de um composto
de coordenação). A sorção inclui metais na nuvem difusa perto dos grupos funcionais
periféricos ionizados e metais formando complexos de esfera externa e interna,
19
evidenciando que a natureza da ligação numa reação de sorção vai de ligação puramente
eletrostática a fortemente covalente.
O processo de dessorção pode ser considerado o inverso do processo de adsorção, ou
seja, a liberação de um elemento químico retido na interface sólido-líquido, e tem
importância pautada nas taxas de mobilidade de poluentes em solos. A liberação iônica da
superfície para a solução é tão importante quanto o acúmulo, assim, a velocidade de
dessorção tem um papel tão significativo quanto a velocidade de adsorção, apesar de ser
menos estudada. Normalmente a dessorção é um processo mais difícil e geralmente não há
dessorção de todo íon ou molécula envolvida na ligação; ocorrendo algumas interações
aparentemente irreversíveis (MATTIAS, 2006). Segundo MCBRIDE (1989) os metais Pb
2+
e Cu
2+
, tendem a ser rapidamente adsorvidos à matéria orgânica, no entanto sua dessorção
ocorre bem lentamente, devido a alta energia de ativação necessária para quebrar a ligação
metal-ligante formada. O processo de dessorção revela informações importantes para que
sejam implantadas técnicas de remediação dos solos contaminados, bem como para a
avaliação sobre a possibilidade de contaminação de ambientes aquáticos.
3.2.2 – REDUÇÃO E OXIDAÇÃO
As reações de oxi-redução são processos que podem ser catalisados por
microorganismos importantes para a transformação química. De fato muitas bactérias
anaeróbicas costumam ser aceptoras de elétrons, que advêm de suas características
metabólicas (ALEXAKHIN et al, 2001).
A fonte de redução está diretamente ligada com a energia do metabolismo do
microorganismo, a chamada de redução dissimilatória, que ocorre, por exemplo, com a
20
Shewanella putrefascies, que usa o Mn (IV) e Fe (III), como aceptores finais de elétrons.
Existem trabalhos que demonstram que eles também podem reduzir U (VI) para U (IV). A
redução da bactéria Desulfobrio vulgaris também pode reduzir U (VI) para U (IV) em
condições anóxidas. Algumas reduções também ocorrem em microorganismos que não
estão ligados à sua energia metabólica. Estas reduções são chamadas de reduções não
dissimilatórias e fazem parte de um mecanismo especifico de desintoxicação ou de
tolerância química. Por exemplo, Dessulfovibio dessulfuricans reduzem Tc e U
(ALEXAKHIN et al, 2001).
Outras reduções podem guiar a solubilização de certos radionuclídeos, por favorecer
a destruição de matrizes do solo. Por exemplo, o cobalto e césio são solubilizados por
bactérias ferroredutoras e o radio e urânio são solubilizados por bactérias sulfato redutoras
(ALEXAKHIN et al, 2001).
3.2.3 – PRECIPITAÇÃO
Após a redução, os radionuclídeos podem se precipitar como óxidos ou sulfetos (pela
ação das bactérias redutoras de sulfato) ou como fosfatos (através de processos de
fosforilação, que ocorrem em bactérias como as do gênero Citrobacter, conhecidas como
agentes precipitantes de actinídeos tetravalentes, como Th (IV) e Pu (IV)).
Por exemplo, Np(V) pode ser removido pela ação da combinação da Sehanella
putrefaciens, bioreduzindo Np(V) para Np (IV), e a Citrobacter SP que o precipita como
fosfato. Esses processos podem ocorrer no interior dos microorganismos ou nas membranas
celulares.
21
Minerais como as argilas têm um papel importante na solubilidade não só do ferro
como do manganês como ainda de outros elementos que co-precipitam com eles, e ficam
ocluídos (ROSA, 2006).
Em resumo, os processos de precipitação, dissolução, complexação com compostos
orgânicos e, ou, inorgânicos e adsorção e dessorção, que ocorrem na interface sólido–
líquido, são influenciados pelas propriedades físico-químicas dos solos, principalmente pH,
textura e composição mineral (teor e tipos de argilas, teor de óxidos de ferro, alumínio e
manganês), teor de matéria orgânica, capacidade de troca de cátions (CTC), potencial de
oxi-redução, composição da solução do solo e temperatura do ambiente (ALLOWAY,
1990; RANGEL, 2003).
22
3.3 – MOBILIDADE E BIODISPONIBILIDADE DE POLUENTES:
Embora a análise total destes elementos forneça evidências de possíveis
contaminações, o conhecimento das formas químicas do metal no solo é fundamental para
estimar sua mobilidade e biodisponibilidade no ambiente (BROEKAERT et al., 1990). A
disponibilidade dos elementos às plantas e aos microorganismos depende essencialmente de
sua presença na solução do solo em formas possíveis de serem absorvidas. Esta presença é
governada pela composição e reação do solo, pelas condições de oxi-redução e pela cinética
das reações, que dependem de atributos do solo e de suas tendências para formar
precipitados insolúveis e co-precipitados com outros minerais, formarem complexos com a
matéria orgânica e adsorver aos minerais.
O impacto da liberação de radionuclídeos, em solos, depende principalmente da
quantidade e da forma química em que se encontram: solúvel, trocável, ocluso ou fixado
aos minerais, precipitado com outros compostos, na biomassa microbiana ou complexado à
matéria orgânica (MCBRIDE, 1994). Tem-se verificado, por meio de métodos de extração
seqüencial, que a solubilidade dos elementos adicionados ao solo decresce com o tempo.
Em muitos casos, ocorre a passagem de formas químicas mais lábeis (por exemplo, solúvel,
trocável e carbonato) para formas de estabilidade mais elevada, como os complexos de
esfera interna com grupos funcionais das superfícies dos colóides dos óxidos de Fe e Mn e
compostos orgânicos, de menor mobilidade e/ou biodisponibilidade (MCBRIDE, 1989;
ALLOWAY, 1990).
Entretanto, o fato mais importante é o estado físico-químico dos radionuclídeos em
questão. Este fator determina a transferência do radionuclídeo do solo para as plantas e,
direta ou indiretamente, a incorporação na dieta humana. A determinação da especiação
23
química dos isótopos de radionuclídeos é complicada, porque normalmente sua massa na
solução do solo é insignificante, portanto, de difícil detecção. Vários esquemas de extração
para a determinação e a separação das fases geoquímicas do solo têm sido usados (e.g.:
TESSIER et al,1979; LAKE et al, 1984; KELLER & VÉDY, 1994; WASSERMAN et al.,
2005.). Por analogia, frações aquo-solúveis e trocáveis de radionuclídeos são consideradas
como móveis e são facilmente disponíveis para a assimilação pelas raízes das plantas,
enquanto parte da fração de radionuclídeos extraídos com ácidos diluídos é considerado
potencialmente disponível, uma vez que pode ser mobilizado se as condições
edafoclimáticas forem alteradas. A fração resistente ou residual se refere aos elementos
oclusos em estruturas estáveis ou resistentes, que podem ser liberados em condições
naturais considerando escalas de tempo pedológicas ou geológicas.
Todas as fases geoquímicas obtidas pelo uso de diferentes reagentes químicos são
ditas operacionalmente definidas, pois as quantidades de radionuclídeos mobilizadas
dependem da influência de muitos fatores (reagentes usados, razão sólido/líquido,
condições e tratamento do solo) e os resultados correspondentes podem não
necessariamente serem utilizados para uma interpretação quantitativa. Entretanto estes
resultados fornecem uma informação confiável para detectar diferenças relativas no
comportamento dos radionuclídeos em um dado solo, para se avaliar a influência de
problemas de parâmetros ambientais (ALEXAKHIN et al, 2001). A extração seqüencial
tem sido preferida nos estudos de especiação da fase sólida do solo, pois permite a
comparação entre fases quimicamente similares (QUEVAUVILLER, 2002).
24
3.4 – A TRANSFERÊNCIA SOLO/PLANTA DOS RADIONUCLÍDEOS
A liberação de radionuclídeos no ambiente pode ocorrer devido à operação normal de
uma instalação ou devido à liberações acidentais. Em um primeiro momento o material
liberado é disperso no meio ambiente. A partir da atmosfera, em um segundo momento, o
material é depositado no solo e nos outros compartimentos do meio ambiente (corpos
d’água, plantas e animais), por deposição seca (em ausência de chuvas) ou úmida (em
presença de chuvas).
Assim a planta pode ser contaminada externamente tanto pela deposição seca e/ou
úmida sobre a superfície de plantas como por meio de processos físicos de ressuspensão e
respingos de solos contaminados. Esta contaminação é o mecanismo primário para a
contaminação de alimentos por radionuclídeos de meia vida curta.
O radionuclídeo depositado na superfície do solo pode migrar para camadas mais
profundas, por processos de lixiviação ou por infiltração, ficando fora do alcance do
sistema radicular das plantas, porém tornando-se uma fonte inicial de contaminação para
águas subterrâneas e/ou superficiais (ROCHEDO & WASSERMAN, 2003). O arraste de
camadas superficiais dos solos em áreas sujeitas a erosão eólica ou pluvial, pode favorecer
a contaminação de ecossistemas vizinhos, tanto terrestres, como aquáticos.
Por processos de absorção fisiológica, o material radioativo presente no solo pode ser
incorporado às plantas, microorganismos e animais, saindo do sistema por ocasião da
colheita, movimento ou abate dos animais (ZHU & SHAW, 2000).
Durante o período pós-contaminação é difícil distinguir se o processo absorção
vegetal de radionuclídeos sofre maior influência do tipo de solo ou das condições
climáticas ocorridas durante o período de crescimento da planta (ressuspensão e respingo),
pois ambos os fatores influenciam a transferência solo-planta (YERA et al., 1999). A longo
25
prazo, os radionuclídeos sempre sofrem alguma uma migração no solo ou, no caso de solos
agrícolas, são arados, diminuindo a contaminação superficial e, consequentemente, a
contribuição de ressuspensão e respingos, tornando a incorporação pela raiz o processo
mais relevante de contaminação de vegetais.
A biodisponibilidade e mobilidade de metais no solo dependem da concentração na
solução, da natureza da associação com outras espécies iônicas solúveis e da habilidade do
solo em fornecê-los para solução do solo em resposta à absorção pelas plantas
(KRISHNAMURTI & NAIDU, 2002).
O processo de absorção radicular de íons presentes na solução do solo, ocorre por
transporte ativo e passivo: o transporte passivo ocorre na zona radicular, por difusão ou por
fluxo de massa, em função de um gradiente de concentração; o transporte ativo ocorre nas
paredes da membrana celular e necessita ser mediado por um carreador seletivo (similar ao
que ocorre em reações bioquímicas envolvendo determinadas enzimas), para que o íon
penetre o interior da célula (ROSA, 2006).
Existe uma condição de equilíbrio entre os componentes da solução do solo e os
componentes da fase sólida e, nesta interface, ocorrem importantes reações químicas, com
transferência de espécies de uma fase para a outra (MEURER, 2004).
A composição da solução do solo varia muito e depende do material de origem do
solo, do pH, das condições de oxi-redução, do teor de matéria orgânica, da adição de
produtos químicos e do seu manejo. Em geral, os elementos e espécies presentes na solução
do solo, são mais prontamente biodisponíveis, porém os elementos retidos por mecanismos
de adsorção, precipitação, oxi-redução ou complexação podem ser liberados lentamente na
solução, ficando disponíveis para a absorção vegetal ou migração para camadas mais
profundas (OULD-DADA et al., 2001).
26
O pH do solo é um dos principais fatores que regula o comportamento e a
biodisponibilidade dos radionuclídeos nos solos, pois interfere diretamente nos mecanismos
de sorção, precipitação, dissolução e complexação (VAN-BERGEIJK et al., 1992,
KASHPAROV et al., 2000, FRISSEL et al., 2002).
A maior disponibilidade de metais em pHs baixos, que ocorre em solos com carga
variável, tais como os Latossolos, é causada pela possibilidade de predominância de cargas
positivas no perfil, enquanto que em altos valores de pH, a geração de cargas negativas é
favorecida (SILVEIRA, 2002). Em geral, a redução do pH do solo ocasiona menor
adsorção dos metais, tornando-os mais biodisponíveis, por conta da competição com H
+
.
A estimativa de transferência de radionuclídeos entre diferentes compartimentos de
um ecossistema é feita utilizando uma modelagem matemática. Nestes modelos, os valores
que quantificam as interações entre diferentes compartimentos (água, ar, solo, planta, etc.)
são referenciados como parâmetros dos modelos. Em agroecossistemas, o parâmetro que
descreve a transferência de radionuclídeos entre o compartimento solo-planta, é o fator de
transferência (ROCHEDO & WASSERMAN, 2003). Este parâmetro é necessário para a
construção de modelos de transferência ambiental, cuja aplicação se dá na predição da
concentração do radionuclídeo em cultivos agrícola, para posterior estimação dos impactos
ambientais e de dose no homem (BAN-NAI et al., 2002).
O fator de transferência solo-planta (FT) é obtido através da razão entre a atividade
do radionuclídeo na parte comestível da planta (Ap), e a atividade nos primeiros 20 cm do
solo (As) (IUR, 1989). Logo:
)sec/(
)sec/(
solodeopesodekgBqAs
plantadaopesodekgBqAp
FT
=
27
A transferência de radionuclídeos no sistema solos-planta é um processo complexo,
que envolve os parâmetros mais diversos: a quantidade e o tipo de argilo-mineral presente
no solo; a quantidade de Ca
+2
, K
+
e NH
4
+
solúvel e trocável; o tipo de radionuclídeo e sua
interação específica com o solo; a fixação dos radionuclídeos e sua especiação com a fase
sólida; o nível de competição potencial entre as espécies sorvidas na solução do solo; e o
tipo da planta pode ser citado como exemplos (YERA, 1999). A abundância ou escassez de
determinados elementos ou nutrientes na solução do solo, pode afetar a absorção radicular
de radionuclídeos que sejam análogos químicos de nutrientes devido à competição entre
estes elementos químicos (ROSA, 2006).
A Agência Internacional de Energia Atômica (IAEA) tem compilado fatores de
transferência (ou razão de concentração), de vários radionuclídeos (ou elementos) do solo
para as partes comestíveis da planta (BAN-NAI et al., 2002), porém a maioria destes dados
é derivada principalmente de estudo em solos europeus ou norte-americanos. Visto que os
fatores de transferência são influenciados pelas características dos solos, é necessário obter
valores regionais para otimizar as avaliações de risco radiológico (BAN-NAI et al., 2002).
28
3.5 – O COBALTO 60
O cobalto radioativo é um produto de ativação, presente nos efluentes líquidos de
usinas nucleares, bem como no fallout do testes radioativos e de acidentes de usinas termo
nucleares como, por exemplo, no caso do acidente de Chernobyl.
O cobalto possui a valência +2 e +3, sendo que a mais estável é a +2; entretanto é
possível encontrar o cobalto com a valência +1, quando o mesmo se encontra ligado a
alguns compostos orgânicos (COLLE et al., 1996).
A concentração do cobalto na crosta terrestre é da ordem de 23 mg.kg
-1
sendo que esta
concentração é mais alta em rocha ígnea rica em magnésio e mais pobre em rochas
sedimentares calcárias. Já no solo, a concentração deve estar na faixa de 3 a 15 mg.kg
-1
(COLLE et al., 1996).
O cobalto apresenta-se solúvel no meio ácido sob a forma química de Co
+2
; em
condições neutras ou levemente alcalinas, a forma Co(OH)
2
+
é predominante, e, a partir do
pH 8, os hidróxidos de cobalto começam a ser precipitados. A mobilidade do Co diminui
com o aumento do pH, sendo que o Co possui grande afinidade pelos óxidos de Fe e Mn, o
que explica a sua grande mobilidade no meio redutor (COLLE et al., 1996).
Segundo COLLE et al.(1996), cerca de 90 a 80% do conteúdo de cobalto em solos se
apresenta fracamente adsorvido às argilas e aos óxidos de Fe e de Mn, ou complexado por
ácidos húmicos. Somente cerca de 5 a 10% do cobalto pode ser considerado biodisponível.
A migração depende das características dos solos, porém os horizontes ricos em
matéria orgânica tendem a fixar fortemente o cobalto. Estima-se que 5% da fração de Co
possa migrar em direção aos horizontes minerais num período de 2 a 12 meses (COLLE et
al., 1996).
29
A adsorção deste cátion pelo solo é importante para determinar sua biodisponibilidade
e o seu movimento através dos solos. O cobalto é considerado essencial para algumas
espécies vegetais devido ao fato de fazer parte da formação da vitamina B12, que, por sua
vez, é essencial para a formação da hemoglobina, e também na formação de nódulos que
estão diretamente relacionados à fixação de bactérias nos legumes (RAWART et al. 1996).
Sua deficiência ou excesso pode provocar problemas em plantas verdes (RAWART et al.
1996). Assim, o cobalto é requerido por leguminosas como a soja e a alfafa, para a fixação
do nitrogênio (RAWART et al. 1996) e, neste grupo de vegetais, a deficiência em cobalto
promove sintomas de deficiência de nitrogênio.
Em alguns solos ricos em cobalto ou contaminados pelo mesmo, é possível encontrar
plantas com concentração de cobalto em torno de 800 a 1000 mg.kg
-1
(COLLE et al.,
1996).
30
3.6 – O CÉSIO 137
O césio é um metal alcalino presente naturalmente em rochas ígneas e sedimentares
que ocorre em concentrações em torno de 3 mg.kg
-1
nos solos. Sua concentração nas plantas
varia de 0 a 26 mg.kg
-1
(COOK et al., 2007).
Nos solos o césio ocorre tipicamente como isótopo estável (
133
Cs) na forma
monovalente (Cs
+
), e, em concentrações naturais, é assimilado pelas plantas, apesar de não
desempenhar nenhum papel nutritivo, sendo que, em condições de concentrações elevadas
(> 200 mol.L
-1
), o césio pode ser fitotóxico (COOK et al., 2007). O césio apresenta
similaridade química com o potássio, que é um importante nutriente, absorvido por plantas
em grandes quantidades. Devido a esta similaridade, o césio presente nos solos, também
poderá ser absorvido pelas plantas, em especial em solos deficientes de potássio, porque
está sujeito aos mesmos processos de transferência de K. No caso de uma contaminação de
plantas, com
137
Cs, poderá favorecer a contaminação de seres humanos através da ingestão
destes alimentos.
O interesse na distribuição do césio nas plantas e nos solos ocorreu na década de 50,
quando diversos isótopos de césio, foram produzidos em decorrência do desenvolvimento
de tecnologias nucleares, usadas para produção de armamentos e para a geração de energia.
Dos diversos isótopos produzidos, o
137
Cs é um dos mais relevantes para a
radioproteção, pois possui uma meia vida de 30,2 anos e grande mobilidade no ciclo
hidrológico. Grandes áreas foram contaminadas com o
137
Cs devido aos testes nucleares e
devido ao acidente de Chernobyl. No acidente de Chernobyl, na Ucrânia, em 1986, o nível
de atividade do
137
Cs, no solo, próximo do local onde ocorreu o acidente, ficou muito
superior ao conteúdo proveniente do fallout global proveniente dos testes atômicos
(NAKAMARU et al., 2007).
31
A interação entre o
137
Cs e o solo é importante para controlar o processo de
transferência deste radionuclídeo para as plantas. Ambos os componentes orgânicos e
inorgânicos do solo mostram afinidades para o césio e, deste modo, restringem a migração
descendente no solo. Determinados argilo minerais, tais como a illita, absorvem e fixam o
césio; por outro lado, o césio é associado como um complexo de troca de íons em solos
orgânicos (TOSO & VELASCO, 2001).
Medidas experimentais em diversos tipos de solo mostram que a atividade do
137
Cs
decresce exponencialmente com a profundidade (TOSO & VELASCO, 2001). A adsorção
diminui a atividade do Cs na fase líquida do solo, resultando num baixo fluxo difusivo e
uma pequena transferência de massa (NAKAMARU et al., 2007). O césio é submetido a
uma migração horizontal e vertical. A migração horizontal depende principalmente do
“runoff” da água, da quantidade de radionuclídeos das camadas superficiais e de sua
solubilidade na água. Quanto à migração vertical, este depende do estado físico-químico do
césio, do tipo de solo, tipo de clima e das condições ambientais das áreas contaminadas
(AL-MASRI, 2006).
Segundo TAKENAKA et al (1999), o césio depositado nas superfícies das árvores e
plantas penetra nos tecidos das folhas, vindo a ser transferido para outros compartimentos.
Muitos dados analíticos mostram que as capacidades de troca catiônicas (CTC),
advêm da matéria orgânica do solo, vindo a sugerir uma relação entre o
137
Cs adsorvido e a
matéria orgânica presente no solo (TANEAKA et al., 1999).
No homem, a distribuição do césio é heterogênea, seguindo a distribuição do
potássio, concentrando-se principalmente nos nervos e nos músculos.
32
3.7. TIPOS DE SOLOS USADOS NO EXPERIMENTO
Para este experimento selecionaram-se solos representativos de áreas agrícolas
brasileiras, como o Latossolo e o Nitossolo.
O Latossolo representa a classe de solos profundos, com baixo gradiente de textura
entre os horizontes A e B, baixa CTC, baixos teores ou teores nulos de minerais primários,
decorrente do elevado grau de intemperização (PRADO, 2003).
No antigo Sistema Brasileiro de Classificação de Solos, os Latossolos Amarelos (LA)
e os Vermelho-Amarelos (LVA) do Cerrado estavam agrupados sob um único nome:
Latossolo Vermelho-Amarelo. O novo sistema dividiu-os em duas classes. O nome
Latossolo Vermelho-Amarelo ficou reservado para os solos que possuem cor laranjada,
com matiz Munsell entre 2,5 YR e 5 YR (EMBRAPA, 1999). Nos LA e LVA a coloração
amarelada é causada por um mineral chamado goetita, um óxido de ferro. Juntos, LA e
LVA ocupam 22% da área do Cerrado (LOPES, 1984).
Todos ou praticamente todos os LVA e LA do Cerrado são bastante ácidos e pobres
em nutrientes. Contudo, quando corrigidos e adubados, tornam-se muito produtivos
(EMBRAPA, 1999).
Os Nitossolos são solos constituídos por material mineral, que apresentam horizonte
B nítico (reluzente), com argila de atividade baixa ou argila de atividade alta desde que
conjugado ao caráter alumínico, imediatamente abaixo do horizonte A ou dentro dos
primeiros 50 cm do horizonte B. Estes solos apresentam horizonte B bem expresso em
termos de desenvolvimento de estrutura e de cerosidade, mas com inexpressivo gradiente
de textura. Estes solos podem apresentar teor de nutrientes bastante elevados, como a
conhecida terra rocha estruturada (EMBRAPA, 1999).
33
As amostras de Latossolo e Nitossolo foram coletadas no município de Pinheiral,
localizado no Estado do Rio de Janeiro, ocupando, segundo MENEZES (1999 citado em
PORTILHO, 2004), uma área de 81 km
2
, na região do Médio Vale do Paraíba Fluminense
entre as latitudes 22°29’03” S e 22°35’27” S e as longitudes 43°54’49” W e 44°04’05” W e
com uma altitude média em torno de 421 metros.
O Organossolo é um solo pouco evoluído, constituído por material orgânico
proveniente da acumulação de restos vegetais com grau variável de decomposição, em
ambientes mal drenados, ou em ambientes úmidos de elevada altitude, saturados com água
durante os poucos dias do período de alta pluviosidade Apresenta colorações pretas,
cinzentas muito escuras ou marrons, e elevados teores de carbono orgânico, com grande
proporção de resíduos vegetais em decomposição. Normalmente são solos bastante ácidos,
apresentando alta capacidade de troca de cátions e baixa saturação por bases, com
esporádicas ocorrências de saturação media ou alta. Estes solos normalmente se encontram
em áreas baixas de várzeas, depressões e locais ressurgentes (EMBRAPA, 1999).
A distribuição dos Organossolos no contexto dos solos brasileiros é pequena se
comparada com a distribuição de Latossolos e de Nitossolos, mas não se pode descartar a
importância dos solos orgânicos quando se considera como parâmetros tanto o potencial
agrícola quanto o econômico para algumas regiões do país. As amostras de Organossolo
foram coletadas em Santa Cruz, zona oeste do município do Rio de Janeiro, cujos limites são
definidos pelas coordenadas 22º51’23’’S e 22º58’12’’S, 43º36’29’’W e 43°47’44’’W.
34
4 – MATERIAIS E MÉTODOS
4.1. DESCRIÇÃO DO EXPERIMENTO EM VASOS
Os testes para avaliar a dessorção do
137
Cs e
60
Co em função da variação de pH nos
solos, foram realizados em solos provenientes de um experimento em vasos preparados em
2003 para se avaliar o efeito da adubação orgânica na mobilidade de radionuclídeos.
O experimento foi realizado em vasos de 0.25 m
2
contendo Latossolo Vermelho
Amarelo, Organossolo e Nitossolo, dispostos em suportes de concreto da área experimental
controlada do Instituto de Radioproteção e Dosimetria (IRD/CNEN) conforme ilustrado na
Figura 4.1.
Figura 4.1: Área experimental IRD/SEAIA
35
Os vasos foram preparados colocando-se no fundo uma camada de brita e areia com
cerca de 5 cm de altura para facilitar a drenagem da água de irrigação.
Em seguida, vaso por vaso, foram feitas as misturas das amostras de solo com
diferentes doses de composto orgânico conforme apresentado na Tabela 4.1. O Latossolo e
o Nitossolo receberam os seguintes tratamentos: composto orgânico na dose recomendada
para o rabanete (2 kg.m
-2
), o dobro da dose recomendada e sem adição de composto. O
Organossolo foi selecionado como referência de solos naturalmente ricos na matéria
orgânica. Cerca de 40 cm da mistura de solo foi adicionada aos vasos. Este solo foi
fisicamente isolado do material de drenagem com tela plástica com malha de 0,5 cm (ver
Figura 4.2). Na base dos vasos foi colocado um prato equipado com um dreno para facilitar
a coleta da água de drenagem.
Para se avaliar o efeito da adição de matéria orgânica na transferência solo-planta de
radionuclídeos os solos foram contaminados artificialmente com a rega de 1 L de solução
contendo 1,1E+04 Bq.L
-1
de
137
Cs e 7,4E+03 Bq.L
-1
de
60
Co, diretamente na superfície dos
solos de cada vaso.
Esse experimento inicialmente foi realizado em duplicata, porém em maio de 2005 as
duplicatas foram misturadas em um só vaso e foram então contaminadas também com
241
Am e
239
Pu, porém estes elementos ainda estão sendo analisados e não serão abordados
no escopo desta dissertação.
36
TABELA 4.1: Delineamento experimental
Tipo de solo Dosagem do composto orgânico adicionado
Latossolo Vermelho Amarelo 0
Latossolo Vermelho Amarelo 2 kg.m
-2
Latossolo Vermelho Amarelo 4 kg.m
-2
Nitossolo 0
Nitossolo 2 kg.m
-2
Nitossolo 4 kg.m
-2
Organossolo 0
Neste estudo foi utilizado o composto orgânico resultante da varredura de folhas das
ruas do município de Pinheiral, realizada pela Unidade de Compostagem do Material
Orgânico de Pinheiral (UCEMOP) e em convênio com o Colégio Agrícola Nilo Peçanha.
Durante os períodos sem cultivo, os vasos foram cobertos com saco plástico para
protegê-los de possíveis perdas de solos contaminados (respingos e ressuspensão) devido a
intempéries.
Figura 4.2: Montagem dos vasos
37
4.2. PROCESSAMENTOS USADOS NOS SOLOS PARA O EXPERIMENTO
Conforme descrito anteriormente, para este experimento selecionaram-se solos
representativos de áreas agrícolas brasileiras, como o Latossolo e o Nitossolo.
Após a montagem dos vasos, foram coletadas 4 amostras em diferentes
profundidades. É importante lembrar que por se tratar de solos misturados, esta coleta não
tem por finalidade avaliar a distribuição vertical dos radionuclídeos, mas sim realizar uma
amostragem de quatro pontos distintos do vaso, de modo a construir uma media mais
representativa do experimento.
Os solos coletados receberam o seguinte tratamento: logo após a coleta os solos
foram pesados (peso úmido), depois levados à estufa por 3 dias a 80°C, para se obter o peso
seco, e em seguida foram peneirados e colocados em geometria apropriada (potes tipo de
sorvete com capacidade de 250g). Para as determinações por espectrometria gama foram
utilizados detectores de cristal de germânio (Ge) hiper-puro com eficiências relativas de
20%, 25%, 30% ou 40%, dependendo da disponibilidade do laboratório.
Análises pedológicas dos solos foram realizadas segundo protocolo de rotina descrito
no manual da Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária (EMBRAPA, 1997), sendo
determinados os seguintes parâmetros: granulometria, C, pH, CTC, teores de P, K, Ca, Mg,
Si, Fe, Al e mineralogia das argilas. Estes dados permitirão verificar quais são as
características dos solos relacionados à maior ou menor transferência para as plantas como
os potenciais de solubilização de cada um dos radionuclídeos e elementos traços estudados.
38
4.3. CULTIVO E PROCESSAMENTO DAS AMOSTRAS DE RABANETE
Para este experimento, a cultura escolhida foi o rabanete (Raphanus sativus, L.),
pelo fato de ser uma espécie de cultivo fácil, de ciclo curto (30 dias), cuja parte comestível
se desenvolve em contato direto com o solo contaminado, além do fato de ser consumido
em diversos países do mundo (Figura 4.3).
Após a colheita as plantas receberam o seguinte tratamento: separação das folhas e
raízes, lavagem das raízes para retirada do solo, secagem ao ar por três horas e pesagem
para obtenção do peso úmido. Secagem a 105°C, por 24 horas, para obtenção do peso seco
das amostras.
Após a calcinação das amostras secas, (400°C por 24 h), as amostras de cinza foram
misturadas a 3 mL de ácido nítrico, deixando-se evaporar num intervalo entre 150°C e
200°C. Em seguida as amostras foram calcinadas a 400°C por 3 horas, o resíduo diluído a
250 mL de água bidestilada para medida direta do
137
Cs e do
60
Co por espectrometria gama
com cristal de Ge hiper-puro no Serviço de Análise Ambiental do Instituto de
Radioproteção e Dosimetria (SEANA/IRD). Após as análises radiométricas as amostras
foram encaminhadas para a determinação dos elementos estáveis por espectrofotometria de
emissão atômica por indução de plasma (ICP-AES) na EMBRAPA/Solos.
39
Figura 4.3: Foto do cultivo de rabanete na área experimental
4.4. O FATOR DE TRANSFERÊNCIA SOLO/PLANTA
O fator de transferência solo/planta (FT) foi determinado considerando a razão entre
o conteúdo total do radionuclídeo presente na parte comestível da planta, cultivada segundo
recomendações agronômicas regionais, e o conteúdo total do radionuclídeo presente no solo
(IUR, 1989):
FT =A
p
/A
s;
Onde:
A
p
= Atividade na parte comestível da planta (Bq.kg
-1
de peso seco)
A
S
= Atividade nos primeiros 20 cm do solo (Bq.kg
-1
de peso seco).
40
4.5. EXPERIMENTOS EM BATELADA
Os experimentos em batelada (batch) tiveram como objetivo o estudo da dessorção
para diferentes condições dos solos (pH) estudados, utilizando metodologia similar àquela
utilizada para determinação do Kd (COUGHTREY & THORME, 1983).
Foram utilizados cerca de 5 g de solo em contacto por 72 horas com reagentes
capazes de modificar o pH do meio, de acordo com as condições operacionais descritas na
Tabela 4.2. Medidas diretas da atividade do
137
Cs e do
60
Co nos extratos foram feitas por
espectrometria gama com um detector de Ge no Serviço de Análises Ambientais do IRD.
Após as análises radiométricas, os extratos de solo foram encaminhados para a
determinação dos elementos estáveis por espectrofotometria de emissão atômica por
indução de plasma (ICP-AES) na EMBRAPA Solos.
TABELA 4.2: Descrição das condições operacionais para o experimento de
dessorção em função do pH.
Experimento Condições operacionais
m=5g de solo; volume final =250mL
Variações de pH
1 10mL NaNO
3
(0,1M); 2mL HNO
3
(0,5 M); 88mL de H
2
O bidestilada 0 -1
2 10mL NaNO
3
(0,1M); 80mL H
2
O
2
;10mL H
2
O bidestilada 3 -4
3 10 mL NaNO
3
(0,1M); 80mL de Hidroxilamina (0,1M) 3 – 4
4 10mL NaNO
3
(0,1M); 90mL H
2
O bidestilada 3 – 6
5 100mL H
2
O bidestilada. 3 – 7
6 10mL NaNO
3
(0,1M); 50mL NaOH (0,01M); 40mL H
2
O bidestilada. 8 – 11
7 10mL NaNO
3
(0,1M); 90mL NaOH (0,1M). 11 - 13
41
5 - RESULTADOS E DISCUSSÕES
5.1 – PROPRIEDADES FÍSICO-QUÍMICAS DOS SOLOS ESTUDADOS
As principais propriedades físico-químicas dos solos estudados estão descritas na
Tabela 5.1. De acordo com estes resultados podemos observar que estes solos diferem entre
si principalmente no que se refere aos teores de nutrientes (Ca, K, P e Mg), ao conteúdo de
matéria orgânica (MO) e quanto à capacidade de troca catiônica (CTC), ou seja,
principalmente propriedades que podem afetar os mecanismos de sorção e absorção de
radionuclídeos em solos (WASSERMAN et al., 2002, PORTILHO, 2005). De acordo ainda
com os resultados apresentados na Tabela 5.1, podemos observar que todos os solos
estudados são ácidos e a maioria apresenta textura argilosa.
TABELA 5.1 – Resultados das análises químicas e físicas dos solos estudados
PARÂMETROS Latossolo (Lat) Nitossolo (Nit) Organossolo (Org)
P (mg. kg
-1
) 1 12 16
K
+
(cmol.kg
-1
) 0,03 0,04 0,19
Ca
+2
(cmol.kg
-1
) 1,5 1,4 0,5
Mg
+2
(cmol.kg
-1
) 0,3 0,7 nd
Al
3+
(cmol.kg
-1
) 1,6 3 9,3
H
+
(cmol.kg
-1
) 3,5 5,4 26,2
pH (água) 4,9 4,7 4,5
pH (KCl) 3,7 3,7 3,4
MO (%) 3,8 4,7 22,7
Fe
2
O
3
(g.kg
-1
) 49 155 41
MnO (g.kg
-1
) 0,08 0,34 0,08
CTC (cmol.kg
-1
) 5,9 10,6 37,4
137
Cs (Bq.kg
-1
(p.s)± sd) 4810±463 6335±271 5955±307
60
Co (Bq.kg
-1
(p.s)± sd) 2304±32 5689±88 4844±414
% argila 44 50 48
% areia 13 13 38
Textura Argilo-siltosa Argilosa Argilosa
Mineralogia
Predominante
Caulinita Caulinita Caulinita
42
O Latossolo Vermelho Amarelo deste estudo apresentou valores de pH muito baixos,
textura argilo-siltosa, alto teor de matéria orgânica, média CTC e, com exceção do Mg, que
apresentou teor médio, teores muito baixos ou baixos de nutrientes (P, K, Ca),
considerando valores médios observados em solo brasileiros de acordo com SERRAT et al
(2006). Os teores de H
+
encontrados foram elevados segundo os critérios de DA LUZ
(1988) e a acidez de troca (Al
+3
) está na faixa prejudicial ao cultivo de plantas porque o seu
teor de Al
+3
está acima de 0,5 cmol
c
.kg
-1
.
Os Latossolos são formados por perfis de solos que sofreram o processo de
latolização, anteriormente denominado de laterização. A latolização é um processo
pedogenético típico de regiões quentes e úmidas, localizadas nos trópicos e subtrópicos,
onde a sílica e os cátions (Ca
+2
, Mg
+2
, K
+
etc.) são lixiviados, ocasionando concentrações de
óxidos de ferro e alumínio. O principal agente de formação destes solos é o clima. A
constante ocorrência de chuvas possibilita o processo de hidrólise dos minerais silicatados,
formando os argilo-minerais e os sesquióxidos de ferro e alumínio. As altas temperaturas
aceleram tais processos possibilitando a ocorrência de profundas camadas de solos com
horizonte B evoluído (Latossolos). Assim, mais de 95% dos Latossolos são ácidos e
distróficos, com baixo teor de minerais primários e pouca reserva de nutrientes para as
plantas (DE-POLLI et al.,1988),
O Nitossolo deste estudo também apresentou valores de pH muito baixo, textura
argilosa, alto teor de matéria orgânica, alta CTC e, com exceção do Mg, que apresentou
teor médio, teores muito baixo ou baixo de nutrientes (P, K, Ca), considerando valores
médios observados em solo brasileiros de acordo com SERRAT et al (2006). Os teores de
H
+
encontrados foram elevados segundo os critérios de DA LUZ (1988) e a acidez de troca
43
(Al
+3
) está na faixa prejudicial ao cultivo de plantas porque o seu teor de Al
+3
está acima de
0,5 cmol
c
kg
-1
.
Embora os resultados de H
+
e Al
+3
dos solos estudados
possam indicar a correção do
pH com calagem para que o cultivo do rabanete apresentasse melhor produtividade, esta
pratica não foi utilizada para evitar interferência na avaliação das condições originais dos
solos e do efeito da adubação orgânica (PORTILHO, 2005).
Já os Organossolos são solos ricos em matéria orgânica, originada de acumulações em
grau variável de decomposição, depositada em ambientes mal a muito mal drenados, ou em
ambientes úmidos de altitude elevada, que estão saturados com água por poucos dias no
período de alta intensidade pluviométrica, de colorações pretas, cinzentos e elevados teores
de carbono orgânico (IBGE, 2004). O elevado conteúdo de matéria orgânica confere
elevada CTC ao solo evidenciando o elevado poder de sorção destes solos, muito embora,
como se pode observar na Tabela 5.1, o complexo sortivo está saturado principalmente com
H
+
e Al
+3
, em detrimento da sorção de nutrientes essenciais (Ca
+2
, Mg
+2
e K
+
), o que
compromete a fertilidade destes solos.
Apesar do cuidado na padronização da contaminação, o teor total final dos
radionuclídeos nos solos variou, tanto entre os diferentes tipos de solos (Tabela 5.1), como
em profundidade (ver Anexo I): a rega manual dificultou a homogeneização na distribuição
da solução radioativa; além disso, com algumas propriedades dos solos modificadas pela
adubação orgânica, modificando, consequentemente a capacidade de sorção dos solos, a
distribuição vertical dos radionuclídeos e o teor médio do radionuclídeo nos vasos
variaram, mesmo com a mistura provocada pelo revolvimento da terra para o plantio.
Segundo a IUR (1989) este procedimento de contaminação apresenta variações de até 30%
do valor médio esperado no solo, considerando a concentração do elemento radioativo na
44
solução de rega. No entanto, as diferenças observadas nas concentrações dos radionuclídeos
entre os vários vasos foram inferiores a 10% para um mesmo tipo de solo e inferiores a
25% entre solos, conforme os valores médios da concentração de
137
Cs e
60
Co por tipo de
solo e seus respectivos desvios, apresentados na Tabela 5.1.
45
5.2. A DESSORÇÃO DO
60
Co EM FUNÇÃO DE VARIAÇÕES NO pH
Para a compreensão básica dos mecanismos de sorção é necessário avaliar
separadamente os efeitos de parâmetros físico-químicos mais importantes como o pH, a
força iônica e a concentração dos radionuclídeos. Neste estudo apresentamos os resultados
da dessorção de radionuclídeos em função de pH, com força iônica constante, padronizada
pela adição de 10 mL de NaNO
3
0,1M em todas as amostras e com a mesma concentração
de radionuclídeos na solução utilizada para a contaminação dos solos nos vasos. Com a
exceção do experimento que recebeu somente água destilada que não será discutido
juntamente com os experimentos padronizados.
A Figura 5.1 apresenta os resultados da percentagem de dessorção do
60
Co total em
função de variações no pH induzidas por reagentes químicos diversos nos Latossolos com
aporte de matéria orgânica, sem aporte de matéria orgânica e no Organossolo. De acordo
com estes resultados, podemos observar que a maior sorção do
60
Co no Latossolo ocorreu
na faixa de pH entre 5 a 10. Ainda de acordo com esta figura podemos observar que em
ambientes de elevada acidez, a dessorção do
60
Co pode ser superior a 80% do total, tanto
para os Latossolos, independente do teor de matéria orgânica presente neste solo, como no
Organossolo. Em pH < 1, a dessorção pode ser associada à liberação do elemento em
solução devido à destruição de algum componente do solo que seja instável neste valor de
pH em temperatura ambiente, como os ácidos fúlvicos e óxidos de Fe e Mn. Podemos notar
que condições alcalinas também são capazes de mobilizar teores de
60
Co superiores a 20%
do total, principalmente a pH12 (Figura 5.1), indicando que óxidos de Fe e ácidos húmicos
também podem estar desempenhando um papel chave na sorção do
60
Co, visto que estes
compostos são destruídos em pH12 (WASSERMAN et al, 2005). O papel dos ácidos
46
húmicos pode ser melhor visualizado pela maior mobilização do
60
Co observada nos
valores de pH acima de 12 no Organossolo.
Em pH 12, os solos que receberam adubação orgânica apresentaram menor
mobilização de
60
Co em comparação com o solo que não recebeu nenhum aporte extra de
matéria orgânica. Neste caso, a menor dessorção do
60
Co em pH 12 em solos com aporte de
matéria orgânica parece ser indicativo de que a complexação com compostos orgânicos,
modifica a sorção do
60
Co. Os resultados apresentados neste estudo de dessorção do
60
Co
foram bastante coerentes com os resultados obtidos por WASSERMAN et al (2006) no que
se refere à partição geoquímica do
60
Co, no mesmo experimento, porém em anos anteriores.
WASSERMAN et al (2006) onde investigaram o comportamento biogeoquímico do
137
Cs e
do
60
Co através da aplicação do protocolo de extração seqüencial englobando 5 fases físico-
químicas, operacionalmente definidas como: fase ácida [CH
3
COOH + CH
3
COONa 1:1;
elementos trocáveis e prontamente biodisponíveis]; Fase facilmente redutível
[NH
2
OH.HCl (0,1 M); elementos associados aos óxidos de manganês e compostos lábies de
ferro]; Fase oxidável [H
2
O
2
(30%) + HNO
3
; pH2; elementos associados à matéria orgânica
lábil]; Fase alcalina [NaOH (0,1 M); elementos aos compostos de Fe e aos compostos
orgânicos mais refratários]; Fase resistente [água régia a 50°C.30min
-1
; elementos
indisponíveis para processos de transferência]. Segundo estes autores, o
60
Co no Latossolo
encontrava-se principalmente associado aos óxidos de Mn e fracamente adsorvido aos
componentes orgânicos e minerais do solo. Com a adição do composto orgânico, a partição
geoquímica do
60
Co no Latossolo foi modificada, aumentando sua concentração nas fases
oxidáveis e alcalinas (ficando respectivamente associado à matéria orgânica mais lábil e
refratária), reduzindo a fração biodisponível. Ficou assim evidenciado a afinidade do
60
Co
por compostos orgânicos e o papel desses compostos na imobilização do
60
Co nos solos.
47
Na faixa de pH que variou de 3 a 5, duas condições experimentais diferentes
obtiveram valores de pH muito próximos: o experimento 3, com hidroxilamina e o
experimento 2, com água oxigenada (ver Anexo II). Segundo o protocolo de
WASSERMAN et al., 2005, que utiliza os mesmos reagentes também à temperatura
ambiente, o experimento 3 se refere aos elementos associados aos óxidos de Mn e o
experimento 2 se refere aos elementos associados à matéria orgânica facilmente oxidada.
Corroborando estudos anteriores que evidenciam a importância dos óxidos de Mn no
comportamento biogeoquímico do
60
Co (PORTILHO, 2005 e ROSA 2006, WASSERMAN
et al 2007), a maior mobilização do
60
Co ocorreu associada ao experimento com
hidoxilamina, ou seja, o cobalto foi liberado em solução com a provável destruição dos
óxidos de Mn (49, 42 e 7%, respectivamente para Lat, Lat 2 kg.m
-2
e Lat 4 kg.m
-2
). No
entanto, ainda na faixa de pH de 2 a 4, o aumento da dessorção do
60
Co no solo que recebeu
maior aporte de matéria orgânica (23% de
60
Co no Lat com 4 kg.m
-2
, ver Anexo II), em
relação ao solo que não recebeu adubo (14% de
60
Co no Lat experimento com H
2
O
2
, ver
Anexo II), pode indicar que cerca de 10% do
60
Co adicionado se associou aos compostos
orgânicos. Em pH muito alcalino (pH > 12) a dessorção pode ser associada à destruição dos
óxidos de Fe e ácidos húmicos, conforme interpretação de WASSERMAN et al. (2005),
para a extração alcalina, cuja condição experimental é semelhante ao experimento
fortemente alcalino. Assim, a condição de pH > 10 libera em solução elementos antes co-
precipitados com óxidos de Fe ou complexados ou mesmo adsorvidos aos compostos
orgânicos.
Os resultados da dessorção do
60
Co em função do pH evidenciam a imobilização do
60
Co nos Latossolos, principalmente na faixa de pH dos solos aceitável para o cultivo da
maioria espécies vegetais, isto é, na faixa de 5 a 7.
48
Co-60
0
20
40
60
80
100
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
% de Dessorção
Lat
Lat 2 kg.m-2
Lat 4 kg.m-2
Org
Figura 5.1 – Percentagem de dessorção do
60
Co dos Latossolos e do Organossolo.
A Figura 5.2 apresenta os resultados da dessorção do
60
Co em função de variações no
pH induzidas por reagentes químicos diversos nos Nitossolos com aporte de matéria
orgânica, sem aporte extra de matéria orgânica e no Organossolo. Assim como ocorreu no
Latossolo, o Nitossolo, também apresentou a maior sorção de
60
Co na faixa de pH entre 5 a
10. De acordo com os resultados apresentados na Figura 5.2, podemos observar que, em
ambientes de elevada acidez, a dessorção do
60
Co pode ser superior a 80% do total, sendo
que as maiores percentagens de dessorção em meio ácido ocorreram no Organossolo e no
Nitossolo sem adubo orgânico e em pH inferior a 1. Neste valor de pH a dessorção pode ser
associada à liberação do elemento em solução devido à destruição de algum componente do
solo, instável em temperatura ambiente neste valor de pH, como os ácidos fúlvicos e óxidos
de Fe, Mn e Al, conforme discutido anteriormente. A menor dessorção observada em meio
ácido (6 a 2% do
60
Co) ocorreu no experimento com H
2
O
2
, associado à destruição de
matéria orgânica facilmente oxidada, indicando a menor influência da adição da matéria
orgânica lábil na sorção do
60
Co nos Nitossolos. No Organossolo, somente 1% do
60
Co foi
49
liberado em solução no experimento com H
2
O
2
(ver Anexo II), enquanto o experimento
com hidroxilamina, em teoria associado aos óxidos de Mn, liberou importantes teores de
60
Co do Nitossolo (55, 50 e 52%, respectivamente para Nit, Nit 2 kg.m
-2
e Nit 4 kg.m
-2
) do
Organossolo (38%). A maior concentração de óxidos de Mn nas amostras do Nitossolo,
comparada com a concentração no Organossolo e Latossolo, parece evidenciar a
importância deste componente para a dinâmica geoquímica do
60
Co. No entanto, podemos
observar que condições alcalinas também são capazes de mobilizar teores de
60
Co
superiores a 20% do total, principalmente a pH12 e esta mobilização foi maior no
Organossolo (34%) e nos Nitossolos com adubo orgânico (17 e 14% respectivamente para
Nit 2 kg.m
-2
e Nit 4 kg.m
-2
ver Figura 5.2 e Anexo II). Segundo os resultados de extração
seqüencial de WASSERMAN et al. (2007), o
60
Co no Nitossolo encontrava-se
principalmente associado à fase ácida, indicando sua elevada disponibilidade potencial para
absorção radicular e à predominância de
60
Co trocável. O
60
Co também encontrava-se bem
distribuído nas outras fases avaliadas. Estes autores puderam observar que a adição do
composto orgânico modificou a distribuição do
60
Co no solo, reduzindo proporcionalmente
a biodisponibilidade (fase ácida) e aumentando sua concentração nas fases alcalinas e
oxidáveis. No estudo de WASSERMAN et al. (2007) foi observada a correlação
significativa da concentração de
60
Co na fase oxidável com os teores de matéria orgânica
dos solos (n=7; r = 0,850, r
0,995
=0, 834), indicando que a adição de matéria orgânica foi
capaz de imobilizar o
60
Co em suas estruturas, ao invés de deixar fracamente adsorvido e
disponível para a absorção por plantas. O resultado da dessorção do
60
Co em pH > 12
confirma esse processo, visto que a maior dessorção foi observada nos solos com os
maiores teores de matéria orgânica, matriz essa destruída nestes valores de pH.
50
Co-60
0
20
40
60
80
100
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
% de Dessorção
Nit
Nit 2 kg.m-2
Nit 4 kg.m-2
Org
Figura 5.2: Percentagem de dessorção do
60
Co dos Nitossolos e do Organossolo.
No que se refere ao
60
Co, GHABBOUR et al.(2007) e PAL et al., (2007) observaram
que o grupo carboxila dos composto orgânicos parece ser o grande responsável pela fixação
do Co nos solos através da complexação do cobalto por dois grupos ácidos de uma mesma
molécula (caso A) ou pela complexação do cobalto pela carboxila pertencente à outra
molécula (caso B), comportamento este ligado ao efeito do pH na matéria orgânica, como é
possível observar na Figura 5.3:
51
Figura 5.3: Formação de quelantes pelos grupos carboxila dos ácidos húmicos com o
íon Co (figura extraída de GHABBOUR et al. ,2007).
A maior dessorção do
60
Co pela água destilada (experimento 5) ocorreu no Latossolo
sem adubo orgânico (9%) e no Nitossolo com 4 kg.m
-2
de adubo (13%). No Organossolo, a
água destilada foi capaz de mobilizar 3% do
60
Co, conforme anexo II. Nos outros solos do
experimento não foi possível observar nenhuma dessorção. Esses valores indicam a perda
que pode ocorrer por lixiviação, considerando que os valores de pH do experimento 5
ficaram muito próximos dos valores de pH medido in situ.
52
5.3. DESSORÇÃO DO
137
Cs EM FUNÇÃO DE VARIAÇÕES NO pH:
A Figura 5.4 apresenta os resultados da dessorção do
137
Cs em função de variações no
pH induzidas por reagentes químicos diversos nos Latossolos com aporte de matéria
orgânica, sem aporte de matéria orgânica e no Organossolo. De acordo com estes
resultados, podemos observar que nestes solos, a maior sorção do
137
Cs ocorreu na faixa de
pH entre 6 e 10. Podemos observar que em ambientes de elevada acidez (pH < 1), a
dessorção do
137
Cs foi de 13,4 % do total, sendo que este valor corresponde à dessorção
máxima observada para o
137
Cs e ocorreu no Latossolo sem aporte de composto orgânico.
Como observado na discussão do item 5.2, nestes valores de pH ocorre a destruição de
vários suportes minerais e orgânicos, mesmo à temperatura ambiente, não sendo possível
atribuir essa dessorção a nenhum componente em especial, pelo menos com base nas
análises realizadas no escopo deste trabalho. De acordo com os resultados apresentados na
Figura 5.4 podemos notar que cerca de 8% do
137
Cs adicionado foi mobilizado em
condições alcalinas, sendo que a maior dessorção ocorreu nos solos com menor teor de
matéria orgânica. Estes resultados evidenciam aqui o efeito dos óxidos de ferro na retenção
do
137
Cs em Latossolos, visto que, em pH levemente alcalino, esses compostos apresentam
predominância de carga negativa e passam a reter muito mais os cátions, porém, com a
destruição deste suporte, nos valores de pH próximo a 12, esses cátions retidos são
facilmente mobilizados. Se este elemento estivesse associado à matéria orgânica que foi
adicionada, com a destruição da matéria orgânica que também pode ocorrer nos valores de
pH acima de 12, seria esperado que a maior dessorção do
137
Cs ocorresse principalmente
nos Latossolos com os maiores teores de matéria orgânica, fato este que não foi observado.
53
Segundo os resultados de extração seqüencial de WASSERMAN et al. (2007), a
biodisponibilidade do
137
Cs no Organossolo é baixa, e nestes solos o
137
Cs encontra-se
principalmente associado às fases oxidáveis e alcalinas, o que é esperado, face a
representatividade dos compostos orgânicos nos Organossolos. Ainda de acordo com os
resultados de WASSERMAN et al. (2007), foi possível observar que a adição do composto
orgânico modificou a partição geoquímica do
137
Cs em Latossolos, reduzindo
proporcionalmente a biodisponibilidade do
137
Cs (fase ácida) e aumentando sua
concentração na fase alcalina (elementos associados à matéria orgânica e aos óxidos de
ferro). Neste estudo, a dessorção do
137
Cs em meio fortemente alcalino (experimento 7)
mobilizou, no Organossolo, 3,5% do
137
Cs e, nos Latossolos com adubo orgânico, 5,4 e 3,8
% respectivamente, para 2 kg.m-2 e 4 kg.m
-2
, em comparação com 3,4% no Latossolo sem
adubo orgânico (ver Anexo II e Figura 5.4).
Cs-137
0
4
8
12
16
20
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
% de Dessorção
Lat
Lat 2 kg.m-2
Lat 4 kg.m-2
Org
Figura 5.4: Percentagem de dessorção do
137
Cs dos Latossolos e do Organossolo
54
Os resultados apresentados na Figura 5.5 para o Nitossolo evidenciam que muito
pouco
137
Cs foi mobilizado deste solo em uma ampla gama de pH. No Nitossolo sem adubo
orgânico, a maior dessorção do
137
Cs ocorreu no experimento com H
2
O
2
(5,4%), seguida
dos experimentos com acido nítrico (4,3%) evidenciando o papel dos compostos orgânicos.
Cerca de 3,3% do
137
Cs também foi mobilizado com hidroxilamina, ressaltando ainda a
importância do papel dos óxidos de Mn também na sorção do
137
Cs. A retenção do
137
Cs foi
maior no Nitossolo do que no Latossolo, mesmo em meio ácido. Nos Nitossolos que
receberam adubo orgânico na dosagem de 2 kg.m
-2
, a maior dessorção do
137
Cs ocorreu no
experimento mais alcalino (12,1%), seguida do experimento com H
2
O
2
(4,3%), o que
evidencia o papel de compostos orgânicos, muito embora o papel dos óxidos de Fe e Mn
na sorção do
137
Cs não possa ser negligenciado, visto que, 3,5% do Cs foi dessorvido na
presença de hidroxilamina e 2,9% em meio fortemente ácido. De acordo com os resultados
de WASSERMAN et al. (2007), foi possível observar que a adição do composto orgânico
também modificou a partição geoquímica do
137
Cs em Nitossolos (ver Figura 5.6),
reduzindo proporcionalmente a biodisponibilidade do
137
Cs (fase ácida) e aumentando sua
concentração na fase alcalina (elementos associados à matéria orgânica e aos óxidos de
ferro).
Cs-137
0
4
8
12
16
20
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
% de Dessorção
Nit
Nit 2 kg.m-2
Nit 4 kg.m-2
Org
Figura 5.5: Percentagem de dessorção do
137
Cs dos Nitossolos e do Organossolo.
55
0%
20%
40%
60%
80%
100%
Lat controle Lat 2 kg.m-2 Lat 4 kg.m-2 Organossolo Nit controle Nit 2 kg.m-2 Nit 4 kg.m-2
Ácida Facilmente redutível Oxidável Alcalina Resistente
Figura 5.6: Partição geoquímica do
137
Cs em Latossolo (Lat) e Nitossolo (Nit) com
doses variadas de composto, comparadas com a partição geoquímica do
137
Cs em
Organossolo (extraído de WASSERMAN et al (2007).
Foi possível observar que, quando o pH se encontra entre 5 e 6, a percentagem
dessorvida do
137
Cs ficou abaixo do limite de detecção. Esta tendência também foi relatada
em trabalhos feitos por NAKAMARU et al. (2007) e GIANNAKOPOULOU et al.(2007)
para o
137
Cs, nos quais foi observado que quanto mais próximo de 7 for o pH, maiores são
os valores de Kd, que significa, em termos práticos, uma menor dessorção.
Segundo SHIMMACK et al. (1994), tanto a mobilidade do
137
Cs como a do
60
Co
podem ser modificadas pela matéria orgânica, sendo que neste processo o
60
Co é mais
sensível que o
137
Cs. O
60
Co, quando se encontra livre dos sítios ativos orgânicos que o
adsorvem, passa a ter alta mobilidade, enquanto que o
137
Cs, quando se encontra livre da
fase orgânica, pode ser adsorvido em argilo-minerais (SHAWKY, 1999; LUX et al. 1995),
reduzindo sua mobilidade. Ainda assim, a maior dessorção do
137
Cs em pH ácido, ao que se
refere à fase inorgânica, se justifica pela competição ente o Cs
+
e o H
+
, nos sítios ativos na
fase inorgânica (SHIMMACK et al. 1994; KUBICA et al., 2007).
Os resultados obtidos nestes experimentos evidenciam maior sorção do
137
Cs do que
do
60
Co, visto a dessorção máxima do
60
Co ter sido de 85%, enquanto a dessorção máxima
56
do
137
Cs ter sido de 13,4% ambos radionuclídeos mobilizados em pH < 1 e no Latossolo
sem aporte de matéria orgânica.
Vale a pena mencionar que dessorção do
137
Cs pela água destilada (experimento 5) só
ocorreu para o Nitossolo com 2 kg.m
-2
de adubo (1,3%) e para o Latossolo com 4 kg.m
-2
de adubo orgânico (1,1%, conforme Anexo II), enquanto no Organossolo, a água destilada
não foi capaz de dessorver o
137
Cs.
57
5.4. DESSORÇÃO DOS ELEMENTOS TRAÇOS E MAIORES
O Fe, Al e Mn foram solubilizados principalmente em pH < 4 em todos os tipos
de solos, inclusive nos que receberam aporte de composto orgânico (Figuras 5.7 a 5.12).
Segundo BUCKMAN & BRADY (1966) citados em MELLO et al (1983), se o pH de um
solo for igual ou inferior a 5, as concentrações de Fe, Al e Mn na solução do solo
aumentam e atingem níveis tóxicos para as plantas. Os resultados da dessorção do Fe, Al e
Mn no Latossolo, Nitossolo e Organossolo, apresentados nas Figuras 5.7 a 5.12 indicam
que a maior dessorção em pH ácido ocorreu no Organossolo e as menores, nos solos sem
aporte de composto orgânico. Segundo MELLO et al (1983), a matéria orgânica em meio
ácido pode reduzir óxidos, e aumentar a solubilização dos mesmos, o que explicaria os
maiores valores de dessorção do Fe, Al e Mn nos Organossolos e nos solos com adubo
orgânico. Neste estudo, as condições ácidas solubilizaram até 20% do Mn, 15% de Fe e até
quase 5% do Al total observado no solo. Estas porcentagens indicam o potencial tóxico
destes elementos em solos tropicais, principalmente considerando que estes elementos nos
solos tropicais podem apresentar valores superiores a 15% de sua massa, e chegar a valores
extremos de 60%, como no caso do Fe (MELLO et al., 1983). O ambiente de elevada
acidez, além de ser capaz de destruir a matéria orgânica, pode liberar parte do Al adsorvido,
que se transforma em uma espécie hexahidratada, que é um complexo bastante móvel,
sendo esta característica comum ao Fe, Mn e ao Co.
Segundo TYLER (2004), o comportamento o
60
Co apresenta uma boa correlação
com o Fe e o Al. Os dados de dessorção do
60
Co dos Latossolos se correlacionam
significativamente (n=21; r=0,759; p=99,9%; Anexo III), com os dados de dessorção do Fe
dos Latossolos, apresentados na Figura 5.7, e significativamente (n=21; r=0,630; p=99,5%;
Anexo III) com os dados de dessorção do Al, apresentados na Figura 5.9.
58
Os dados de dessorção do
60
Co dos Nitossolos também se correlacionam
significativamente (n=21; p=99,5%), com os dados de dessorção do Fe, Al e do Mn,
apresentados respectivamente na Figuras 5.8, 5.10 e 5.12 (r=0,873, r=0,812 e r=0, 783
respectivamente para o Fe, o Al e o Mn; Anexo III).
A dessorção do Fe e do Al em Latossolos (Figuras 5.7 e 5.9) também se
correlacionam significativamente (p=99,5%), com os dados de dessorção do
137
Cs
(r=0,6932 e r=0,6966, respectivamente para o Fe e o Al; Anexo III).
Em ambiente alcalino o Fe, o Al e o Mn se precipitam sob a forma de hidróxidos,
diminuindo a disponibilidade destes elementos na solução do solo. Esta precipitação pode
carrear outros metais e radionuclídeos, que podem ficar ocluídos nestas estruturas enquanto
elas permanecerem estáveis.
A maior dessorção do Fe ocorreu em pH < 1, tanto para o Latossolo (1,79%), como
para o Nitossolo (1,20%) conforme apresentado nas Figuras 5.7 e 5.8 e no Anexo IV. No
Organossolo, a maior dessorção do Fe ocorreu no experimento com H
2
O
2
, indicando que a
matéria orgânica pode reter concentrações importantes de Fe (14,5%), muito embora a
condição de pH < 1 também libere importante quantidade de Fe (11,4%), indicando a
possibilidade dos óxidos de Fe serem destruídos neste pH. O Organossolo apresenta teor de
óxido de Fe bastante semelhante ao Latosssolo, conforme apresentado na Tabela 5.1, porém
no Organossolo, o Fe apresentou maior mobilidade na gama de valores de pH estudado
(Figura 5.7).
59
Ferro
0
5
10
15
20
25
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
% de Dessorção
Lat
Lat 2 kg.m-2
Lat 4 kg.m-2
Org
Figura 5.7 – Percentagem de dessorção do Fe dos Latossolos e do Organossolo.
Ferro
0
5
10
15
20
25
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
% de Dessorção
Nit
Nit 2 kg.m-2
Nit 4 kg.m-2
Org
Figura 5.8 – Percentagem de dessorção do Fe dos Nitossolos e do Organossolo.
A maior dessorção do Al ocorreu em pH < 1, tanto para o Latossolo sem adubo
orgânico (1,13%), como para o Nitossolo sem adubo orgânico (2,14%) e para o
Organossolo (4,49%), conforme apresentado respectivamente nas Figuras 5.9, 5.10, 5.11 e
no Anexo IV. Este resultado parece indicar a possibilidade de parte dos óxidos de Al
também serem destruídos neste pH. No Organossolo, uma importante dessorção do Al
também ocorreu no experimento com H
2
O
2
, indicando que a matéria orgânica pode reter
concentrações importantes de Al (4,11%). No Latossolo e Nitossolo sem adubo orgânico,
pH > 12 também apresentou as maiores percentagens de dessorção do Al (respectivamente
60
0,84 e 0,56%), quando comparados com a dessorção pelos solos com adubo orgânico,
muito embora o experimento com H
2
O
2
tenha apresentado valores similares. Estes
resultados sugerem tanto a liberação de Al pela decomposição da matéria orgânica, como a
possibilidade de destruição de óxidos de Fe em pH alcalino, visto que, neste caso, a maior
dessorção ocorreu nos solos sem adubo.
Alumínio
0
1
2
3
4
5
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
% de Dessorção
Lat
Lat 2 kg.m-2
Lat 4 kg.m-2
Org
Figura 5.9 – Percentagem de dessorção do Al dos Latossolos e do Organossolo.
Alumínio
0
1
2
3
4
5
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
% de Dessorção
Nit
Nit 2 kg.m-2
Nit 4 kg.m-2
Org
Figura 5.10 – Percentagem de dessorção do Al dos Nitossolos e do Organossolo.
A maior dessorção do Mn ocorreu em pH < 1, tanto para o Latossolo com aporte de 4
kg.m
-2
de adubo (16,3%), como para o Nitossolo com aporte de 4 kg.m
-2
de adubo (16,1%)
61
e Organossolo (21,1%), conforme apresentado nas Figuras 5.11 e 5.12 e no Anexo IV. O
experimento com H
2
O
2
também liberou em solução importantes percentagens do Mn total,
indicando que a matéria orgânica pode conter concentrações importantes de Mn (de 3,8% a
15,30% no caso deste estudo), sendo que as menores percentagens ocorreram no Nitossolo
(ver Anexo IV). A destruição dos óxidos de Mn nas condições operacionais do experimento
com hidroxilamina também deve ser considerada, visto que concentrações importantes de
Mn foram liberadas (de 4,8% a 12,9% no caso deste estudo). Em quase todas as gamas de
pH os solos que apresentaram menor dessorção do Mn foram os Latossolos e nitossolos
sem adubo orgânico (Figuras 5.11 e 5.12).
Manganês
0
5
10
15
20
25
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
% de Dessorção
Lat
Lat 2 kg.m-2
Lat 4 kg.m-2
Org
Figura 5.11 - Percentagem de dessorção do Mn dos Latossolos e do Organossolo
62
Manganês
0
5
10
15
20
25
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
% de Dessorção
Nit
Nit 2 kg.m-2
Nit 4 kg.m-2
Org
Figura 5.12 – Percentagem de dessorção do Mn dos Nitossolos e do Organossolo
No que se refere aos macronutrientes Ca, K e Mg no Nitossolo, Oganossolo e
Latossolo, a maior dessorção ocorreu em pH ácido, sendo que estes valores foram maiores
para os solos com aporte de composto orgânico e no Organossolo (ver Figuras 5.13, 5.14,
5.15, 5.16 e 5.17). Estes resultados são indicativos de que a matéria orgânica em meio de
elevada acidez libera em solução tanto os metais adsorvidos trocáveis, como elementos
estruturais como o Ca e o Mg, visto que em pH < 1, a matéria orgânica pode ser destruída.
A maior dessorção de Ca e Mg observada nos solos que receberam adubo orgânico em
comparação com solos sem aporte de matéria orgânica, também em experimento de
dessorção em pH<1, foi evidenciado igualmente por CORREA & WASSERMAN (2007),o
que confirma a importância do adubo orgânico enquanto agente capaz de imobilizar
temporariamente tanto elementos exógenos como elementos estruturais, minimizando por
um lado, processos de lixiviação e perda de nutrientes e por outro lado minimizando a
contaminação de águas subterrâneas. A dessorção do K no Latossolo não foi apresentada
em figura, pois foi inexistente na gama dos experimentos padronizados, sendo
possivelmente este resultado reflexo do elevado grau de lixiviação que este elemento sofre
63
naturalmente em Latossolos, visto a deficiência de potássio trocável nos Latossolos
Vermelho Amarelo. No entanto, a dessorção do K, apesar de mínima ocorreu no
experimento que continha apenas água bidestilada (de 0,70 a 1,37% - ver Anexo IV).
A dessorção do Ca e K o do Mg no Nitossolo (ver Figuras 5.13, 5.14 e 5.15)
apresentou correlação positiva e significativa (n=21; p=99,5%) com a dessorção do
60
Co
(r=0,739,r=0,684 r=0,722 respectivamente), sugere que os mesmos fatores que governam o
comportamento do
60
Co no Nitossolo podem estar controlando os mecanismos de sorção
destes elementos, principalmente os divalentes, como Ca e o Mg. No Latossolo essas
correlações não foram observadas, possivelmente porque a baixa CTC dos Latossolos
limita a adsorção e dessorção dos elementos estáveis, porém não deve interferir nos
elementos radioativos de concentração em massa desprezível quando comparados a dos
estáveis. Já nos Nitossolos, a maior CTC permite melhor visualização da resposta aos
parâmetros que interferem nos mecanismos de sorção, tanto dos elementos estáveis como
dos elementos radioativos. As únicas propriedades que diferenciam estes solos se referem
aos teores de óxidos de Fe e Mn e a CTC, que foram maiores no Nitossolo do que no
Latossolo. No caso do Fe, Mn e Al nos Latossolos, foi possível observar as correlações
com a dessorção dos radionuclídeos devido ao fato destes elementos, em suas formas de
óxidos (Fe, Mn e Al), serem responsáveis por importantes sítios de troca e pela oclusão de
radionuclídeos em suas estruturas, devido à precipitação e co-precipitação desses óxidos em
meio alcalino. Assim, alterações em suas estruturas sistematicamente provocam uma
resposta nos mecanismos de sorção, tanto do
60
Co como do
137
Cs, devido à afinidade destes
elementos por estes suportes.
64
Cálcio
0
5
10
15
20
25
0 5 10 15
pH
% de Dessorção
Nit
Nit 2 kg.m-2
Nit 4 kg.m-2
Org
Figura 5.13 - Percentagem de dessorção de Ca dos Nitossolos e Organossolo
Magnésio
0
2
4
6
8
10
0 2 4 6 8 10 12 14
pH
% de Dessorção
Nit
Nit 2 kg.m-2
Nit 4 kg.m-2
Org
Figura 5.14 – Percentagem de dessorção de Mg dos Nitossolos e Organossolo
65
Potássio
0
1
2
3
4
5
0 2 4 6 8 10 12 14
pH
% de Dessorção
Nit
Nit 2 kg.m-2
Nit 4 kg.m-2
Org
Figura 5.15 – Percentagem de dessorção de K dos Nitossolos e Organossolo
Cálcio
0
5
10
15
20
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
% de Dessorção
Lat
Lat 2 kg.m-2
Lat 4 kg.m-2
Org
Figura 5.16 - Percentagem de dessorção de Ca dos Latossolos e Organossolo
66
Magnésio
0
2
4
6
8
0 2 4 6 8 10 12 14
pH
% de Dessorção
Lat
Lat 2 kg.m-2
Lat 4 kg.m-2
Org
Figura 5.17 - Percentagem de dessorção de Mg dos Latossolos e Organossolo
A dessorção do Zn e do Cu no Nitossolo (ver respectivamente Figuras 5.18 e 5.19) e
no Latossolo (ver respectivamente Figuras 5.20 e 5.21) não se correlacionaram com a
dessorção dos radionuclídeos, com exceção do Cu com o
137
Cs no Latossolo (n=21;
p=99,9%; r=0,82) e do Cu com o
60
Co no Nitossolo (n=21; p=99,5%; r=0,656). O Zn
manteve a mesma faixa de dessorção tanto no Latossolo quanto no Nitossolo (<10%). O
cobre, por sua vez, obteve maior dessorção no experimento com H
2
O
2
, tanto nos Latossolos
como no Organossolo (40,8% do teor total de cobre (ver Figura 5.17 e Anexo IV),
corroborando a grande afinidade deste elemento por compostos orgânicos, reconhecida pela
comunidade científica. No entanto, no Nitossolo, a maior dessorção ocorreu principalmente
em pH < 1 (entre 16,7 e 18,5%), o que pode ser indicativo da predominância do papel dos
óxidos de Fe e Al no controle destes elementos, visto que estes componentes são
abundantes no Nitossolo e se correlacionaram significativamente com o Cu (r=0,819 e
r=0,949, respectivamente para n=21 e p=99,9%). A importante dessorção do cobre em pH
> 12 também confirma o papel de compostos orgânicos e dos óxidos de Fe e Al na sorção
do Cu, bem como na sorção do
60
Co. A ausência de correlação significativa entre o Cu e Co
67
no Nitossolo, possivelmente se deve ao papel fundamental dos óxidos de Mn no
comportamento do Co e do papel menos relevante deste composto nos mecanismos de
sorção do Cu. A adubação orgânica modificou de modo significativo a dessorção do Cu de
origem natural no Latossolo, visto que, sem adubo, o Cu neste solo não apresentou
dessorção detectável em nenhum valor de pH. No Latossolo, a adubação orgânica na
dosagem de 4 kg.m
-2
aumentou significativamente a concentração total de Zn (489% maior
do que no solo sem adubo) e a concentração total de Cu em relação à dosagem de 2 kg.m
-2
,
(1610% maior do que no solo sem adubo) enquanto que, no Nitossolo, o teor desses
elementos era naturalmente maior e a contribuição devido ao aporte de adubo orgânico não
ficou em evidência (ver dados da concentração total de metais no Anexo V). Parece claro
que a aplicação de adubo orgânico pode modificar a longo prazo os mecanismos de sorção
em solos com baixa capacidade de troca catiônica, e reter elementos exógenos, que, como o
Cu, apresentam grande afinidade por compostos orgânicos.
Cobre
0
10
20
30
40
50
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
% de Dessorção
Nit
Nit 2 kg.m-2
Nit 4 kg.m-2
Org
Figura 5.18 – Percentagem de dessorção de Cobre dos Nitossolos e Organossolo
68
Zinco
0
5
10
15
20
25
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
%de Dessorção
Nit
Nit 2 kg.m-2
Nit 4 kg.m-2
Org
Figura 5.19 – Percentagem de dessorção de Zinco dos Nitossolo e Organossolo.
Cobre
0
10
20
30
40
50
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
%
de
D
es
so
rç
ão
Lat 2 kg.m-2
Lat 4 kg.m-2
Org
Figura 5.20 – Percentagem de dessorção de Cobre dos Latossolos e Organossolo
69
Cobre
0
10
20
30
40
50
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
% de Dessorção
Nit
Nit 2 kg.m-2
Nit 4 kg.m-2
Org
Figura 5.21 – Percentagem de dessorção de Cobre dos Nitossolos e Organossolo
A dessorção mínima observada para macro e micro nutrientes em pH alcalino
pode ser devido à precipitação do Fe, do Al e do Mn sob a forma de hidróxidos, carreando
outros metais e radionuclídeos, que podem ficar ocluídos nestas estruturas enquanto elas
permanecerem estáveis. Assim como observamos para os radionuclídeos, os macros e
mícronutrientes apresentaram maior sorção no pH próximo do neutro e a maior dessorção
foi observada em pH acido. Estes resultados indicam que os solos em condições agrícolas
dentro dos padrões recomendáveis (pH entre 5,5 e 6,5) estão menos sujeitos à mobilização
de radionuclídeos e outros metais de origem exógena.
Em relação aos elementos estáveis em Latossolos, o
137
Cs apresentou correlação
positiva e significativa com o Cu, com o Fe e com o Al, enquanto que, nos Nitossolos, o
137
Cs não apresentou correlação relevante com nenhum dos elementos estáveis, indicando
que, nestes solos, o mecanismo de sorção do
137
Cs se diferenciou dos demais elementos.
Nos Latossolos, vimos que o aporte de matéria orgânica pode aumentar o teor de alguns
nutrientes e modificar os mecanismos de sorção destes solos; já no Nitossolo, esses efeitos
foram menos evidente em função dos maiores teores destes elementos nos solos e da maior
70
capacidade de troca do complexo sortivo. Por esta razão, elementos exógenos como o Cs e
o Co radiativos e os nutrientes adicionados em grande quantidade no Latossolos se
comportaram de modo semelhante. Nestes solos, o principal suporte são os óxidos de Fe e
Al, mas a adição de grande quantidade de composto orgânico pode modificar esta
tendência, em função da afinidade de elementos como o Cs e o Cu por compostos
orgânicos. Nos Nitossolos esses mecanismos não puderam ser identificados posto que a
concentração naturalmente elevada dos metais nestes solos, mascara os impactos a curto
prazo da adubação orgânica para os metais.
71
5.5 – FATOR DE TRANSFERENCIA SOLO/PLANTA:
De um modo geral os valores de Fator de Transferência solo/planta (FT) observado
para
137
Cs em solos de clima temperado é baixo e tende a reduzir com o tempo devido ao
fenômeno de fixação do
137
Cs que ocorre nas camadas internas das argilas do tipo 2:1.
Porém, em alguns solos de clima temperado, tem-se observado que a adição de matéria
orgânica aumenta a transferência do
137
Cs às plantas (STAUNTON et al., 2002). Uma das
possíveis explicações para este comportamento, segundo STAUNTON et al. (2002), se
deve à associação do
137
Cs com compostos orgânicos, impedindo a fixação do
137
Cs na
camada interna das argilas tipo 2:1. Este comportamento poderia impedir o uso da
adubação orgânica em situação de contaminação em áreas agrícolas. Porém, em estudos
prévios em Latossolos, Nitossolos e Organossolos, PORTILHO (2004) observou que a
adubação orgânica reduziu a transferência solo/planta do
137
Cs, ao contrário do observado
nos solos de clima temperado. Segundo PORTILHO (2004), na maioria dos solos agrícolas
brasileiros, a argila do tipo 2:1 está ausente, ou ocorre como o mineral traço, cimentado
pelos óxidos livres, evitando a adsorção específica do
137
Cs. Assim, na ausência do material
orgânico, o
137
Cs fica fracamente adsorvido às partículas de solos e, portanto, disponível
para processos de transferência. Porém, com a adição de matéria orgânica ocorrem reações
nos solos capazes de imobilizar o
137
Cs em compostos orgânicos lábeis ou mais refratários,
ao invés de ficar fracamente adsorvido como visto no item 5.3.
No presente estudo os valores de Fator de transferência solo/planta (FT) obtidos no
experimento em vasos refletem a conseqüência, a médio prazo, da adubação orgânica na
transferência solo/planta, visto que a contaminação ocorreu em 2003 e o cultivo do rabanete
deste estudo ocorreu em 2006. De acordo com estudos em solos de clima temperado, este
72
tempo seria suficiente para ocorrer importante redução nos valores de FT devido à fixação
do
137
Cs. Os valores usados para o calculo do FT apresentados na Figura 5.22 estão no
Anexo VI.
De acordo com os dados apresentados na Figura 5.22 podemos observar a tendência
que o Latossolo e o Nitossolo apresentaram para reduzir em quase 2 ordens de grandeza os
valores de FT do
60
Co em solos que receberam o dobro da dose recomendada de adubo
orgânico, comparados aos solos que não receberam nenhum adubo. No Nitossolo os valores
de FT para o
137
Cs não foram afetados pela adubação orgânica e estes valores foram
menores que os valores observados no Organossolo, um solo naturalmente rico em matéria
orgânica. No Latossolo, os valores de FT para o
137
Cs também não foram afetados pela
adubação orgânica e estes valores foram maiores que os valores observados no
Organossolo, como possível reflexo da baixa fertilidade destes solos, o que favorece a
transferência solo/planta deste elemento (WASSERMAN et al, 2007).
Na Tabela 5.2 são apresentados os valores de FT do
60
Co e
137
Cs, obtidos neste estudo
para o rabanete e os valores observados na literatura e os respectivos valores de pH dos
solos. De acordo esta tabela, podemos observar que os valores de FT para
60
Co, obtidos
recentemente, comparados aos valores de FT obtidos 3 anos antes (WASSERMAN et al.,
2006) apresentaram uma redução importante. Este comportamento indica que podem
ocorrer eficientes mecanismos de sorção do Co, mesmo com baixos teores de matéria
orgânica, porém, estes valores continuam elevados considerando valores reportados na
Literatura para o
60
Co (Tabela 5.2).
73
0,01
0,1
1
10
Nts Nts 2 kg.m-2 Nts 4 kg.m-2 Org Lat Lat 2 kg.m -2 Lat 4 kg.m -2
Fator de transferência
Co-60
Cs-137
Figura 5.22 – Valores de FT solo/planta do
137
Cs e
60
Co em Organossolos e Nitossolos e
Latossolos com diferentes doses de adubo orgânico.
TABELA 5.2: Valores médios e desvio padrão do fator de transferência solo-planta do
60
Co e
137
Cs, encontrados neste estudo e na literatura para rabanete e valores de pH
encontrado nos solos.
Solo
60
Co ± SD
137
Cs ± SD
pH Referência
Latossolo Vermelho
Amarelo
14E+00 ± 2,4E+00 4,4E-01± 1,2E-01 3,7 WASSERMAN et al
(2006)
Nitossolo
11E+00 ± 5,0E+00
3,0E-01 ± 3,2E-01 3,7 WASSERMAN et al
(2006)
Organossolo
2,6E+00 ± 1,0E-01
1,1E-01± 0,2E-01 3,4 WASSERMAN et al
(2006)
Latossolo 8,27E+00 1,18E+00 3,7 Este estudo
Nitossolo
6,35E+00 1,32E-01
3,7 Este estudo
Organossolo
2,03E+00 2,32E-01
3,4 Este estudo
Andosol
1,8E-03±1,1E-03 3,9E-02±2,6E-02
5,8 BAN-NAI, (2002)
Cambissolo
Eutrófico
1,4E-02±3,2E-02 2,2E-02±2,6E-02
8,1 GERZABEK et al (1998)
Cambissolo
Distrófico
3,9E-02±6,8E-02 1,2E-01±1,2E-01
5,1 GERZABEK et al (1998)
Cambissolo
Distrófico
(Elevado teor de K)
3,2E-02±4,2E-02 7,0E-03±1,6E-02
5,3 GERZABEK et al (1998)
Com relação ao
137
Cs, enquanto os valores de FT diminuíram para o Nitossolo, no
Latossolo e no Organossolo eles aumentaram com o tempo, sendo esse um indicativo de
que a tendência de fixação do
137
Cs observada em solos de clima temperado, não está sendo
74
observada aqui. Vários autores relatam que a quantidade de argila é diretamente
proporcional a sorção de Cs, (CHIU et al., 1999; MISSANA et al., 2004; BERGAOUI et
al., 2005), porém, como os solos estudados possuem teores de argila semelhantes, e o tipo
de argila presente nestes solos não possui a estrutura 2:1, podemos acreditar que o principal
motivo para a menor retenção do
137
Cs em Latossolo, e conseqüentemente maior
transferência para plantas, seja principalmente o baixo conteúdo de K trocável, aumentando
assim a probabilidade do
137
Cs ser assimilado ao invés do K.
75
6 – CONCLUSÕES
Neste estudo foi possível observar que a maior sorção do
60
Co em Latossolo,
Nitossolo e Organossolo ocorreu na faixa de pH entre 5 a 10. Porém, em ambientes de
elevada acidez, a dessorção do
60
Co pode ser superior a 80% do total, tanto para os
Latossolos, independente do teor de matéria orgânica presente neste solo, como no
Organossolo. Condições alcalinas (pH > 12) também são capazes de mobilizar teores
importantes de
60
Co (> 20% do total), indicando que os óxidos de Fe e Al e os ácidos
húmicos também podem estar desempenhando um papel chave na sorção do
60
Co, visto que
estes compostos são destruídos em pH12. Os solos que receberam adubação orgânica
apresentaram menor mobilização de
60
Co em comparação com o solo que não recebeu
nenhum aporte extra de matéria orgânica. Este comportamento foi refletido na transferência
do
60
Co para plantas, visto que o menor fator de transferência do
60
Co ocorreu nos solos que
receberam 4 kg.m
-2
de adubo orgânico.
Os resultados obtidos nestes experimentos evidenciam maior sorção do
137
Cs do que
do
60
Co, visto a dessorção máxima do
60
Co foi de 85%, enquanto a dessorção máxima do Cs
foi de 13,4%, ambos radionuclídeos mobilizados em pH < 1 e no Latossolo sem aporte de
matéria orgânica. Os valores de Fator de transferência solo/planta foram uma ordem de
grandeza menor para o
137
Cs em relação ao
60
Co, refletindo a maior sorção observada para o
Cs nos solos deste estudo. Essa maior sorção foi atribuída essencialmente ao papel dos
óxidos de Fe e Al e outros argilo-minerais do complexo coloidal dos solos.
Estes resultados indicam que em caso de contaminação simultânea com
137
Cs e
60
Co
em solos tropicais, condições extremas de pH devem ser evitadas para minimizar os
processos de transferência no solo. Porém, devido à afinidade dos dois elementos pela
76
matéria orgânica, quanto maior for o aporte orgânico, menor será a dessorção destes
poluentes em pH ácido e alcalino.
Assim como foi observado para o Co, os macros e micronutrientes tiveram a sua
sorção máxima na faixa de pH de 5 a 10, sendo que a maior dessorção foi observada em pH
acido: na faixa de pH de 2 a 4 a dessorção pode ser devida principalmente ao mecanismo de
troca catiônica devido a forças eletrostáticas não específicas; assim, o excesso de H
+
desloca das superfícies das partículas os cátions retidos e os libera em solução. Em meio
ácido, os óxidos de Fe e Al apresentam predominantemente cargas positivas, o que facilita
dessorção de cátions em solução. Em pH inferior a 1, a dessorção pode ser associada à
liberação do elemento em solução devido à destruição de componentes do solo instável
neste valor de pH em temperatura ambiente, como os ácidos fúlvicos e os óxidos e
hidróxidos de Fe, Al e Mn.
Em pH muito alcalino a dessorção mínima que ocorreu para os macros e
micronutrientes pode ser associada à destruição dos óxidos de Fe, Al e ácidos húmicos,
liberando em solução elementos antes co-precipitados aos primeiros ou complexados ou
mesmo adsorvidos aos compostos orgânicos.
A aplicação de adubo orgânico pode modificar, a médio prazo, os mecanismos de
sorção em solos com baixa capacidade de troca catiônica, e reter elementos exógenos que
apresentem grande afinidade por compostos orgânicos.
77
7 – ANEXOS
ANEXO I – ATIVIDADE NOS SOLOS DOS VASOS DA ÁREA EXPERIMENTAL
(Bq/kg peso seco)
ORIGEM
PROFUNDIDADE
COLETADA
60
Co erro
137
Cs erro
Latossolo ( 0 - 5)
4,50E+02 2,55E+01 4,22E+02 2,48E+01
Latossolo ( 5 - 10)
6,51E+02 3,57E+01 1,37E+03 7,69E+01
Latossolo ( 10 - 15)
6,91E+02 3,78E+01 1,76E+03 9,89E+01
Latossolo (15 - 20)
5,73E+02 3,09E+01 9,95E+02 5,51E+01
Organossolo ( 0 - 5)
1,34E+03 1,71E+02 1,72E+03 2,19E+02
Organossolo ( 5 - 10)
1,58E+03 1,13E+02 1,99E+03 1,44E+02
Organossolo ( 10 - 15)
1,41E+03 1,65E+02 1,89E+03 2,21E+02
Organossolo (15 - 20)
1,55E+03 1,93E+02 2,18E+03 2,73E+02
Nitossolo ( 0 - 5)
8,84E+02 1,14E+02 7,94E+02 1,03E+02
Nitossolo ( 5 - 10)
1,94E+03 2,03E+02 2,51E+03 2,62E+02
Nitossolo ( 10 - 15)
8,17E+02 1,01E+02 6,86E+02 8,53E+01
Nitossolo (15 - 20)
1,40E+03 1,74E+02 1,51E+03 1,89E+02
Latossolo 2 kg.m
-2
( 0 - 5)
6,73E+02 6,21E+00 6,90E+02 7,06E+00
Latossolo 2 kg.m
-2
( 5 - 10)
1,31E+03 8,43E+00 1,53E+03 1,34E+01
Latossolo 2 kg.m
-2
( 10 - 15)
1,28E+03 6,73E+00 1,35E+03 9,23E+00
Latossolo 2 kg.m
-2
(15 - 20)
1,47E+03 9,65E+00 1,90E+03 1,33E+01
Nitossolo 2 kg.m
-2
( 0 - 5)
1,66E+03 5,22E+01 1,66E+03 5,60E+01
Nitossolo 2 kg.m
-2
( 5 - 10)
1,56E+03 4,89E+01 1,64E+03 5,26E+01
Nitossolo 2 kg.m
-2
( 10 - 15)
6,04E+02 1,98E+01 6,11E+02 2,13E+01
Nitossolo 2 kg.m
-2
(15 - 20)
1,49E+03 4,64E+01 1,56E+03 5,00E+01
Latossolo 4 kg.m
-
( 0 - 5)
8,73E+02 6,26E+00 1,45E+03 1,40E+01
Latossolo 4 kg.m
-
( 5 - 10)
1,31E+03 9,71E+00 2,17E+03 2,21E+01
Latossolo 4 kg.m
-
( 10 - 15)
1,17E+03 8,94E+00 1,95E+03 1,44E+01
Latossolo 4 kg.m
-
(15 - 20)
7,94E+02 7,10E+00 1,31E+03 1,11E+01
Nitossolo 4 kg.m
-2
( 0 - 5)
1,17E+03 6,54E+00 1,43E+03 8,46E+00
Nitossolo 4 kg.m
-2
( 5 - 10)
1,52E+03 7,89E+00 1,76E+03 1,04E+01
Nitossolo 4 kg.m
-2
( 10 - 15)
1,68E+03 1,02E+01 1,91E+03 1,67E+01
Nitossolo 4 kg.m
-2
(15 - 20)
1,53E+03 9,79E+00 1,78E+03 1,58E+01
78
ANEXO II – Teor de Dessorção do
137
Cs e do
60
Co no Solo
ORIGEM EXPERIMENTO PH INICIAL
137
Cs (Bq.kg
-1
)
ERRO
% DESSORÇÃO
Lat 1 0,7 1,52E+02 1,78E+01
13,4
Lat 2 2,99 1,15E+02 1,51E+01
10,1
Lat 3 3,65 1,32E+02 1,62E+01
11,6
Lat 4 4,19 nd nd
0,0
Lat 5 4,44 nd nd
0,0
Lat 6 9,44 9,37E+01 1,52E+01
8,2
Lat 7 12,77 3,89E+01 1,20E+01
3,4
Lat 2 kg.m
-2
1 0,73 1,50E+02 1,86E+01
11,0
Lat 2 kg.m
-2
2 3,20 1,17E+02 1,56E+01
8,5
Lat 2 kg.m
-2
3 3,75 5,41E+01 6,26E+00
4,0
Lat 2 kg.m
-2
4 4,43 nd nd
0,0
Lat 2 kg.m
-2
5 4,40 nd nd
0,0
Lat 2 kg.m
-2
6 10,07 7,03E+01 1,51E+01
5,1
Lat 2 kg.m
-2
7 12,73 7,43E+01 1,46E+01
5,4
Lat 4 kg.m
-2
1 0,65 8,29E+01 1,62E+01
4,8
Lat 4 kg.m
-2
2 3,84 6,01E+01 1,17E+01
3,5
Lat 4 kg.m
-2
3 4,03 2,96E+01 4,77E+00
1,7
Lat 4 kg.m
-2
4 5,86 nd nd
0,0
Lat 4 kg.m
-2
5 6,37 1,97E+01 5,31E+00
1,1
Lat 4 kg.m
-2
6 9,82 4,51E+01 5,47E+00
2,6
Lat 4 kg.m
-2
7 12,8 6,48E+01 5,55E+00
3,8
Org 1 0,47 7,52E+01 1,24E+01
3,9
Org 2 2,56 9,32E+01 3,15E+00
4,8
Org 3 3,38 nd nd
0,0
Org 4 3,95 nd nd
0,0
Org 5 3,55 nd nd
0,0
Org 6 6,36 nd nd
0,0
Org 7 11,85 6,75E+01 5,80E+00
3,5
Nit 1 0,49 5,88E+01 1,37E+01
4,3
Nit 2 2,62 7,44E+01 1,23E+01
5,4
Nit 3 3,53 4,50E+01 5,14E+00
3,3
Nit 4 3,67 nd nd
0,0
Nit 5 4,27 nd nd
0,0
Nit 6 9,06 nd nd
0,0
Nit 7 12,52 nd nd
0,0
Nit 2 kg.m
-2
1 0,50 3,95E+01 1,05E+01
2,9
Nit 2 kg.m
-2
2 2,55 5,82E+01 1,32E+01
4,3
Nit 2 kg.m
-2
3 3,59 4,72E+01 1,09E+01
3,5
Nit 2 kg.m
-2
4 4,25 nd nd
0,0
Nit 2 kg.m
-2
5 4,29 1,83E+01 nd
1,3
Nit 2 kg.m
-2
6 9,74 nd nd
0,0
Nit 2 kg.m
-2
7 12,26 1,65E+02 1,90E+01
12,1
Nit 4 kg.m
-2
1 0,40 6,82E+01 1,47E+01
4,0
Nit 4 kg.m
-2
2 2,33 nd nd
0,0
Nit 4 kg.m
-2
3 3,46 3,23E+01 8,95E+00
1,9
Nit 4 kg.m
-2
4 3,83 nd nd
0,0
79
Nit 4 kg.m
-2
5 3,82 nd nd
0,0
Nit 4 kg.m
-2
6 9,58 nd nd
0,0
Nit 4 kg.m
-2
7 12,41 1,85E+01 2,72E+00
1,1
80
Origem Experimento pH inicial
60
Co (Bq.kg
-1)
erro % dessorção
Lat 1 0,7 5,00E+02 3,34E+01
85
Lat 2 2,99 8,13E+01 1,23E+01
14
Lat 3 3,65 2,88E+02 2,40E+01
49
Lat 4 4,19 1,47E+02 1,00E+01
25
Lat 5 4,44 5,20E+01 5,43E+00
9
Lat 6 9,44 1,00E+02 1,42E+01
17
Lat 7 12,77 1,82E+02 1,87E+01
31
Lat 2 kg.m-2 1 0,73 1,02E+03 5,73E+01
77
Lat 2 kg.m-2 2 3,2 2,10E+02 2,00E+01
16
Lat 2 kg.m-2 3 3,75 5,55E+02 2,43E+01
42
Lat 2 kg.m-2 4 4,43 1,84E+02 1,10E+01
14
Lat 2 kg.m-2 5 4,4 4,34E+01 5,18E+00
3
Lat 2 kg.m-2 6 10,07 1,59E+02 1,77E+01
12
Lat 2 kg.m-2 7 12,73 3,52E+02 2,59E+01
27
Lat 4 kg.m-2 1 0,65 8,44E+02 4,89E+01
81
Lat 4 kg.m-2 2 3,84 2,38E+02 2,05E+01
23
Lat 4 kg.m-2 3 4,03 6,89E+01 6,20E+00
7
Lat 4 kg.m-2 4 5,86 nd nd
0
Lat 4 kg.m-2 5 6,37 nd nd
0
Lat 4 kg.m-2 6 9,82 nd nd
0
Lat 4 kg.m-2 7 12,8 1,57E+02 6,43E+00
15
Org 1 0,47 1,21E+03 5,99E+01
82
Org 2 2,56 1,85E+01 1,74E+00
1
Org 3 3,38 5,61E+02 3,50E+01
38
Org 4 3,95 8,73E+01 1,38E+01
6
Org 5 3,55 4,81E+01 1,90E+01
3
Org 6 6,36 nd nd
0
Org 7 11,85 5,06E+02 1,09E+01
34
Nit 1 0,49 1,02E+03 5,36E+01
81
Nit 2 2,62 6,81E+01 1,12E+01
5
Nit 3 3,53 6,89E+02 1,21E+01
55
Nit 4 3,67 1,80E+02 6,23E+00
14
Nit 5 4,27 nd nd
0
Nit 6 9,06 7,16E+01 1,12E+01
6
Nit 7 12,52 nd nd
0
Nit 2 kg.m-2 1 0,5 8,91E+02 4,92E+01
67
Nit 2 kg.m-2 2 2,55 nd nd
0
Nit 2 kg.m-2 3 3,59 6,68E+02 4,02E+01
50
Nit 2 kg.m-2 4 4,25 nd nd
0
Nit 2 kg.m-2 5 4,29 nd nd
0
Nit 2 kg.m-2 6 9,74 nd nd
0
Nit 2 kg.m-2 7 12,26 2,23E+02 2,07E+01
17
Nit 4 kg.m-2 1 0,4 1,05E+03 5,48E+01
71
Nit 4 kg.m-2 2 2,33 nd nd
0
Nit 4 kg.m-2 3 3,46 7,62E+02 4,45E+01
52
Nit 4 kg.m-2 4 3,83 1,90E+02 6,33E+00
13
Nit 4 kg.m-2 5 3,82 1,90E+02 6,33E+00
13
81
Nit 4 kg.m-2 6 9,58 nd nd
0
Nit 4 kg.m-2 7 12,41 2,09E+02 4,81E+00
14
experimento Condições operacionais para 10g de solo
1
10mL NaNO
3
0,1M + 2mL HNO
3
+ 88mL de H
2
O bidestilado
2
10mL NaNO
3
0,1M + 80mL H
2
O
2
+ 10mL H
2
O bidestilado
3
10 mL NaNO
3
0,1M + 80mL de Hidroxilamina 0,1M
4
10mL NaNO
3
0,1M + 90mL H
2
O bidestilado
5
100mL H
2
O bidestilado
6
10mL NaNO
3
0,1M + 50mL NaOH 0,001M + 40mL H
2
O bidestilado
7
10mL NaNO
3
0,1M + 90mL NaOH 0,1M
82
ANEXO III – Valores de correlação dos macro e micronutrientes e dos
radionuclídeos nos solos.
n pH Zn Cu Fe Mn Al Ca K Mg
60
Co no Nitossolo 21 -0,537 0,580 0,657 0,873 0,812 0,783 0,739 0,684 0,767
137
Cs no Nitossolo 21 0,005 0,509 0,419 0,239 0,258 0,332 0,201 0,289 0,221
60
Co do Latossolo 21 -0,390 0,113 0,475 0,759 0,520 0,630 0,474 -0,329 0,305
137
Cs do Latossolo 21 -0,339 0,428 0,897 0,693 0,350 0,697 0,318 -0,419 -0,049
60
Co no Organossolo 7 -0,155 0,394 -0,043 0,351 0,610 0,498 0,527 0,464 0,685
137
Cs no Organossolo 7 -0,016 -0,108 -0,015 -0,038 -0,237 0,124 -0,274 -0,450 -0,144
83
ANEXO IV – Teor de Dessorção dos Metais nos Solos (%) e valor de pH:
Solo pH
Zn Cu Fe Mn Al Ca K Mg
Nit 0,49
2,25E+00 1,67E+01 1,20E+00 6,37E+00 2,14E+00 6,08E+00 1,51E+00 2,49E+00
Nit 2,62
3,44E+00 1,11E+01 7,36E-02 5,07E+00 7,69E-01 6,43E+00 1,58E+00 2,30E+00
Nit 3,53
8,51E-01 nd 1,82E-01 4,80E+00 2,09E-01 5,60E+00 1,42E+00 2,03E+00
Nit 3,67
nd 1,11E-01 6,17E-02 3,91E+00 3,65E-02 4,75E+00 nd 1,54E+00
Nit 4,27
nd 1,85E-02 1,46E-02 1,00E-01 1,20E-02 1,35E-01 6,11E-01 nd
Nit 9,06
nd nd 1,15E-02 1,15E+00 3,95E-03 7,42E-01 nd 5,55E-02
Nit 12,52
1,26E+00 2,08E+00 2,79E-01 1,64E-01 5,58E-01 2,46E-01 nd nd
Nit 2 kg.m
-2
0,5
4,97E+00 1,85E+01 8,70E-01 1,56E+01 1,98E+00 1,12E+01 3,40E+00 5,61E+00
Nit 2 kg.m
-2
2,55
3,26E+00 1,96E+00 1,21E-02 3,84E+00 1,94E-01 4,23E+00 2,38E+00 1,40E+00
Nit 2 kg.m
-2
3,59
1,95E+00 7,49E-01 4,07E-01 1,29E+01 4,52E-01 1,05E+01 3,47E+00 3,93E+00
Nit 2 kg.m
-2
4,25
nd 2,08E-02 3,75E-03 1,15E+00 5,59E-03 2,12E+00 nd 5,99E-01
Nit 2 kg.m
-2
4,29
9,89E-02 6,24E-02 1,03E-02 2,20E-01 1,26E-02 3,46E-01 5,84E-01 nd
Nit 2 kg.m
-2
9,74
nd nd 6,52E-03 4,77E-02 5,16E-03 3,18E-01 nd nd
Nit 2 kg.m
-2
12,26
1,76E+00 4,59E+00 1,41E-02 2,08E-02 2,17E-01 2,54E-01 nd nd
Nit 4 kg.m
-2
0,4
3,12E+00 1,69E+01 9,91E-01 1,61E+01 1,80E+00 1,95E+01 3,04E+00 9,35E+00
Nit 4 kg.m
-2
2,33
9,82E-01 2,62E+00 1,45E-02 3,35E+00 2,15E-01 6,74E+00 1,65E+00 2,21E+00
Nit 4 kg.m
-2
3,46
3,66E+00 nd 3,32E-01 1,01E+01 3,17E-01 1,72E+01 2,82E+00 6,18E+00
Nit 4 kg.m
-2
3,83
nd 1,18E-01 6,27E-03 7,28E-01 3,92E-03 3,21E+00 nd 1,08E+00
Nit 4 kg.m
-2
3,82
nd nd 1,26E-02 2,08E-01 1,44E-02 8,29E-01 6,20E-01 nd
Nit 4 kg.m
-2
9,58
4,69E-01 2,17E-01 1,75E-01 1,11E-01 1,96E-01 9,15E-01 nd 1,63E-01
Nit 4 kg.m
-2
12,41
2,03E+00 5,58E+00 1,16E-02 3,38E-02 2,40E-01 4,77E-01 nd nd
Lat 0,7
9,86E-01
nd
1,79E+00 9,65E+00 1,13E+00 2,12E+00 nd 4,41E-01
Lat 2,99
6,50E+00
nd
1,56E+00 8,97E+00 8,40E-01 2,22E+00 nd 3,83E-01
Lat 3,65
8,64E-01
nd
4,98E-01 7,35E+00 1,85E-01 1,92E+00 nd 1,94E-01
Lat 4,19
3,86E-01
nd
3,13E-01 5,47E+00 5,70E-02 1,67E+00 nd nd
Lat 4,44
nd
nd
1,95E-01 5,53E-01 2,18E-01 2,52E-01 1,00E+00 nd
Lat 9,44
nd nd 4,75E-02 1,06E+00 2,15E-02 1,97E-01 nd nd
Lat 12,77
2,25E+00
nd
4,22E-01 3,17E-01 8,41E-01 2,74E-01 nd nd
Lat 2 kg.m
-2
0,73
3,65E+00 2,21E+01 1,54E+00 1,21E+01 1,11E+00 3,92E+00 nd 2,21E+00
Lat 2 kg.m
-2
3,2
1,35E+01 2,29E+01 1,16E+00 1,44E+01 8,47E-01 4,19E+00 nd 1,78E+00
Lat 2 kg.m
-2
3,75
3,06E+00 nd 4,00E-01 1,11E+01 1,41E-01 3,76E+00 nd 1,39E+00
Lat 2 kg.m
-2
4,43
nd 1,70E+00 1,78E-01 6,93E+00 2,80E-02 2,77E+00 nd 8,22E-01
Lat 2 kg.m
-2
4,4
nd 3,40E+00 5,30E-02 4,87E-01 6,58E-02 2,96E-01 1,37E+00 nd
Lat 2 kg.m
-2
10,07
4,57E-01 nd 2,10E-01 2,20E+00 1,82E-01 8,98E-01 nd nd
Lat 2 kg.m
-2
12,73
2,54E+00 1,42E+01 3,36E-01 1,93E+00 5,29E-01 1,32E+00 nd nd
Lat 4 kg.m
-2
0,65
2,14E+00 4,32E+00 1,73E+00 1,63E+01 5,02E-01 3,43E+00 nd 6,80E+00
Lat 4 kg.m
-2
3,84
2,64E+00 4,70E+00 5,06E-01 1,45E+01 2,78E-01 3,44E+00 nd 5,74E+00
Lat 4 kg.m
-2
4,03
1,12E+00 nd 2,85E-01 1,19E+01 1,03E-02 3,01E+00 nd 3,90E+00
84
Lat 4 kg.m
-2
5,86
nd 2,46E-01 6,77E-02 6,54E+00 1,07E-02 1,59E+00 nd 2,17E+00
Lat 4 kg.m
-2
6,37
nd 2,11E-01 2,87E-01 3,78E-01 1,78E-01 1,52E-01 7,03E-01 0,00E+00
Lat 4 kg.m
-2
9,82
nd 1,06E-01 9,12E-02 3,44E+00 3,96E-02 1,09E+00 nd 1,64E+00
Lat 4 kg.m
-2
12,8
5,61E-01 2,07E+00 1,44E-01 1,65E+00 1,38E-01 5,56E-01 nd 2,43E-01
Org 0,47
1,10E+01 1,05E+01 1,14E+01 2,11E+01 4,49E+00 1,59E+01 1,56E+00 3,74E+00
Org 2,56
1,17E+01 4,08E+01 1,45E+01 1,53E+01 4,11E+00 1,34E+01 1,43E+00 1,87E+00
Org 3,38
5,02E+00 nd 5,33E+00 1,12E+01 4,63E-01 1,31E+01 1,15E+00 1,16E+00
Org 3,95
2,93E+00 1,72E-01 2,40E+00 7,66E+00 1,71E-01 1,08E+01 2,58E-01 9,83E-01
Org 3,55
nd 1,59E+00 1,54E-01 1,03E+00 4,06E-02 1,90E+00 6,17E-01 nd
Org 6,36
3,41E+00 nd 1,41E+00 6,10E+00 6,03E-02 8,14E+00 2,72E-01 7,72E-01
Org 11,85
8,88E-01 7,12E+00 1,43E+00 2,78E+00 6,46E-01 5,98E+00 nd 9,16E-02
85
ANEXO V – Valores concentração total dos macro e micronutrientes nos solos.
Zn Cu Fe Mn Al Ca K Mg
origem
mg. kg
-1
mg. kg
-1
mg. kg
-1
mg. kg
-1
mg. kg
-1
mg. kg
-1
mg. kg
-1
mg. kg
-1
Lat
55 nd 26694 75 79414 3744 1485 1089
Lat 2 kg.m
-2
38 2 25724 74 76219 4528 1602 1196
Lat 4 kg.m
-2
270 36 38771 222 234766 22814 1661 1929
Nit
99 68 80763 413 90542 5106 2747 2704
Nit 2 kg.m
-2
90 60 75263 422 82733 5730 2790 2375
Nit 4 kg.m
-2
107 63 77123 451 86811 5741 2798 2721
Org
61 36 18500 100 163514 1998 6453 1952
86
ANEXO VI – Valores Utilizados Para o Cálculo do Fator de Transferência:
Origem
60
Co (solo)
60
Co (rabanete)
Bq.kg
-1
erro Bq.kg
-1
erro
Nit 1,26E+03 5,21E+02 8,00E+03 6,42E+01
Nit 2 kg.m
-2
1,33E+03 4,87E+02 1,25E+03 1,78E+01
Nit 4 kg.m
-2
1,48E+03 2,16E+02 2,19E+02 7,80E+00
Org 1,47E+03 1,13E+02 2,99E+03 6,12E+01
Lat 5,91E+02 1,06E+02 4,89E+03 1,07E+02
Lat 2 kg.m
-2
1,18E+03 3,51E+02 7,48E+03 5,71E+01
Lat 4 kg.m
-2
1,04E+03 2,45E+02 1,80E+02 6,47E+00
Origem
137
Cs (solo)
137
Cs (rabanete)
Bq.kg
-1
erro Bq.kg
-1
erro
Nit 1,37E+03 8,38E+02 1,81E+02 1,38E+01
Nit 2 kg.m
-2
1,37E+03 5,06E+02 1,88E+02 9,17E+00
Nit 4 kg.m
-2
1,72E+03 2,03E+02 1,52E+02 2,16E+01
Org 1,94E+03 1,95E+02 4,50E+02 1,53E+02
Lat 1,14E+03 5,70E+02 1,35E+03 2,10E+02
Lat 2 kg.m
-2
1,37E+03 5,04E+02 4,59E+02 3,87E+01
Lat 4 kg.m
-2
1,72E+03 4,05E+02 3,36E+03 4,98E+01
87
8 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÀFICAS
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