554942277-Fundamentos-Da-Quimica-Do-Solo

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FUNDAMENTOS 
 
DE QUÍMICA 
DO SOLO 
 
Sexta Edição 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
2017 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
FUNDAMENTOS 
 
DE QUÍMICA 
DO SOLO 
 
 
Sexta Edição 
 
 
 
 
COMISSÃO EDITORIAL 
 
Carlos Alberto Bissani 
Prof. Dr. Departamento de Solos, UFRGS 
 
Danilo Dufech Castilhos 
Professor Dr. Departamento de Solos, UFPEL 
 
Egon José Meurer 
Professor Dr. Departamento de Solos, UFRGS 
 
Marino J. Tedesco 
Professor Dr. Departamento de Solos, UFRGS 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
FUNDAMENTOS 
 
DE QUÍMICA 
 
DO SOLO 
 
Sexta Edição 
 
 
 
 
 
Editor 
 
EGON JOSÉ MEURER 
 
Professor Dr., Departamento de Solos, Programa 
de Pós-Graduação em Ciência do Solo 
Universidade Federal do Rio Grande do Sul 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Porto Alegre, 2017 
 
 
 
 
© dos Autores 
6
a
 Edição: 2017 
 
 
 
 
Pedidos desta Obra: 
 
 
email: egon.meurer@ufrgs.br 
 
 
 
CIP - CATALOGAÇÃO INTERNACIONAL NA PUBLICAÇÃO 
 
F981 Fundamentos de Química do Solo. 6ª. Ed. / Egon José Meurer, 
Editor. Porto Alegre: 2017 
266p.: il. 
 
1. Solo : química do solo: I. Meurer, Egon José 
CDD: 631.4 
CDU: 631.4 
 
 
 
Catalogação na publicação 
Biblioteca Setorial Da Faculdade de Agronomia da UFRGS 
ISBN 85-7727-020 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
APRESENTAÇÃO 
 
 
 
A primeira edição de Fundamentos de Química do Solo foi editada no 
ano de 2.000, a segunda em 2.004, a terceira edição em 2.006 e a quarta em 
2010. A receptividade das edições anteriores no meio acadêmico e fora dele, 
incentivaram-me a publicar mais esta edição. Nesta quinta edição procurou-se 
manter a forma e a linguagem da primeira edição desde que é o Livro Texto da 
disciplina de Química do Solo do Curso Engenheiro-Agrônomo da Faculdade de 
Agronomia da Universidade Federal do Rio Grande do Sul. 
 
Esta obra aborda, em linguagem e terminologia adequadas a um curso 
de graduação, conteúdos de fundamentos da química aplicados à Ciência do 
Solo. O texto apresenta uma introdução aos conceitos básicos dessa Ciência, 
seguido do entendimento da fase sólida (mineral e orgânica) e líquida (solução 
do solo). Na sequência são abordados os fenômenos de sorção que ocorrem em 
solos, as reações em solos ácidos, alagados e afetados por sais. O último 
capítulo trata da contaminação e poluição do solo e do ambiente. 
 
Fundamentos de Química do Solo pode ser indicado para outros 
cursos relacionados às áreas do conhecimento que enfatizem a produção de 
alimentos e a preservação do ambiente. 
Novamente agradeço a colaboração dos Colegas dos Departamentos 
de Solos da Universidade Federal do Rio Grande do Sul, da Universidade 
Federal de Pelotas e da Universidade Federal de Santa Maria. 
 
 
Egon José Meurer 
Porto Alegre, 2017 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
PARTICIPANTES 
 
 
 
 
 
Alberto V. Inda Junior Prof. Dr. Departamento de Solos UFRGS 
Carlos Alberto Bissani Prof. PhD. Departamento de Solos UFRGS 
Carlos Alberto Ceretta Prof. Dr. Departamento de Solos UFSM 
Claudia das Neves Costa Prof. Dra. Colégio Politécnico - UFSM 
Christina V.S. Lima Bióloga, M.Sc. Doutoranda do PPGCS - 
 UFRGS 
Danilo Rheinheimer Prof. Dr. Departamento de Solos UFSM 
Egon José Meurer Prof. Dr. Departamento de Solos UFRGS 
Egon Klamt Prof. PhD. Aposentado do Departamento de 
 Solos UFRGS / Consultor do IICA 
Elvio Giasson Prof. PhD. Departamento de Solos UFRGS 
Felipe C. Carmona Eng. Agr. M.Sc. Dr. IRGA/RS 
Flávio A. de O. Camargo Prof. Dr. Departamento de Solos UFRGS 
Ibanor Anghinoni Prof. PhD.Departamento de Solos UFRGS 
Leandro Souza da Silva Prof. Dr. Departamento de Solos UFSM 
Ledemar Carlos Vahl Prof. Dr. Departamento de Solos UFPel 
Paulo César do Nascimento Prof. Dr. Departamento de Solos UFRGS 
Pedro Alberto Selbach Prof. PhD. Departamento de Solos UFRGS 
Rogério Oliveira de Sousa Prof. Dr. Departamento de Solos UFPel 
Rosele C. Dos Santos Bióloga, M.Sc. Doutoranda do PPGCS - 
 UFRGS 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
ÍNDICE 
 
 Página 
CAPÍTULO 1 INTRODUÇÃO AO ESTUDO DOS SOLOS 11 
 E. GIASSON 
 Conceito de solo 11 
 O perfil do solo 14 
 Composição do solo 17 
 Algumas características e propriedades importantes 20 
 Para saber mais 25 
 Questões 27 
CAPÍTULO 2 COMPOSIÇÃO DA FASE SÓLIDA MINERAL DO SOLO 29 
 A.V. INDA JR., E.KLAMT E P.C. NASCIMENTO 
 Fase sólida mineral do solo 29 
 Principais classes de minerais 31 
 Minerais não silicatados 32 
 Minerais silicatados 33 
 Óxidos, hidróxidos e oxihidróxidos 48 
 A formação e transformação dos argilominerais 51 
 Origem das cargas elétricas nos minerais 52 
 Para saber mais 54 
 Questões 58 
CAPÍTULO 3 COMPOSIÇÃO DA FASE SÓLIDA ORGÂNICA DO SOLO 61 
 L.S. SILVA, F.A.O. CAMARGO e C. A. CERETTA 
 Composição e estrutura da matéria orgânica 62 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 Funções da matéria orgânica 68 
 Reações da matéria orgânica 71 
 Matéria orgânica e sistemas de manejo 79 
 Para saber mais 82 
 Questões 85 
CAPÍTULO 4 A SOLUÇÃO DO SOLO 87 
 E. J. MEURER e I. ANGHINONI 
 Conceito 85 
 Composição da solução do solo 88 
 Moléculas orgânicas dissolvidas na solução do solo 91 
 Concentração e atividade química de um íon 93 
 Especiação da solução do solo 96 
 Obtenção da solução do solo 102 
 Para saber mais 105 
 Questões e exercícios 111 
CAPÍTULO 5 FENÔMENOS DE SORÇÃO EM SOLOS 113 
 E. J .MEURER, R.D. RHEINHEIMER e C.A.BISSANI 
 Origem das cargas elétricas do solo 114 
 Modelos de distribuição das cargas elétricas partículas 116 
 Complexos de superfície 119 
 Capacidade de troca de cátions e de ánions 121 
 Fatores que afetam a CTC do solo 124 
 Adsorção específica (Quimissorção) de íons 132 
 Modelos descritivos da adsorção de íons em solos 137 
 Ponto de Carga Zero (PCZ) 141 
 Floculação e dispersão das partículas do solo 144 
 Para saber mais 146 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 Questões 153 
CAPÍTULO 6 SOLOS ÁCIDOS E SOLOS AFETADOS POR SAIS 155 
 C. A. BISSANI, E. J. MEURER e FELIPE C. CARMONA 
 Solos ácidos 155 
 Acidez ativa e acidez potencial do solo 160 
 A correção dos solos ácidos 161 
 Efeito da calagem na disponibilidade dos nutrientes para 165 
 Utilização do gesso agrícola em solos ácidos 167 
 Solos afetados por sais 168 
 Para saber mais 172 
CAPÍTULO 7 SOLOS ALAGADOS (REAÇÕES DE REDOX) 177 
 R. O. SOUSA, F.A.O. CAMARGO e L.C. VAHL 
 Alterações decorrentes do alagamento 178 
 Efeitos adversos do alagamento 188 
 Fatores que afetam a redução do solo 194 
 Para saber mais 198 
 Questões 200 
CAPÍTULO 8 CONTAMINANTES E POLUENTES DO SOLO E DO 201 
 AMBIENTE 
 C. N.COSTA, E.J.MEURER, C. V.S.LIMA, R. C. DOS 
 SANTOS 
 Principais contaminantes e poluentes de águas e solos 202 
 Os elementos-traço em solos 206 
 O solo como meio de descarte de poluentes 215 
 Mecanismos que atuam na inativação de íons poluentes 215 
 Para saber mais 227 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Questões 241 
REVISÃO DE MATEMÁTICA E QUÍMICA 267 
BIBLIOGRAFIA CITADA E CONSULTADA 293 
Capítulo 1
INTRODUÇÃO AO ESTUDO
 DOS SOLOS
Elvio Giasson
Desde muito o homem reconheceu o solo como um elemento
fundamental para sua sobrevivência. Os solos e o estudo dos solos tiveram sua
importância já reconhecida há muito tempo, quando o homem parou de buscar
seu alimento na natureza através da coleta, da caça e da pesca e passou a usar
a terra para produzi-lo, deixando de ser nômade. Começou, assim, a
interessar-se em estudar os solos e as culturas, a fim de poder contar com uma
produção segura de alimentos. Evidências arqueológicas indicam o início da
agricultura há cerca de 7.000 anos na Mesopotâmia e há 6.500 anos no
México.
O CONCEITO DE SOLO
O entendimento do que é o solo depende do nível de conhecimento
sobre o mesmo. Desta forma, diferentes conceitos de solo têm existido, tendo
significado e abrangências diferentes conforme a atividade e o conhecimento
defrequência, na formação
dos silicatos, e geralmente outros cátions, com raios iônicos semelhantes ao do
silício e ao do alumínio, podem substituí-los nas lâminas tetraedrais e octaedrais.
O mais comum é o Si4+ ser substituído por Al3+, na lâmina tetraedral, e o Al3+ ser
substituído por Mg2+ e Fe2+, na lâmina octaedral. No tetraedro de silício, assim
como no octaedro de alumínio, as cargas dos íons Si4+ (tetravalente) e do Al3+
(trivalente) são compensadas pelas cargas negativas dos átomos de oxigênio que
a eles se ligam. Assim, se na substituição isomórfica um íon de menor carga
substituir um de maior carga, haverá desbalanceamento de cargas no mineral,
havendo, nesse caso, um excesso de carga negativa, que se manifesta na
superfície do mineral.
As cargas negativas que se originam nos silicatos pela substituição
isomórfica, durante a sua formação, são cargas permanentes, não sendo
afetadas por mudanças do pH do solo, pois se originam na estrutura do mineral.
A existência de cargas negativas nos argilominerais do solo é, provavelmente,
uma de suas propriedades mais importantes, pois, em função disso, o solo pode
reter (adsorver) e trocar cátions com a solução do solo, como Ca2+, Mg2+, K+,
NH4
+ entre outros, que são indispensáveis à nutrição das plantas. Essa
Alberto V. Inda Jr., Egon Klamt e Paulo César do Nascimento 53
propriedade, que é abordada com mais detalhes no Capítulo 5, é denominada de
capacidade de troca de cátions do solo (CTC). Outros minerais do solo,
principalmente óxidos de ferro e alumínio, têm a propriedade de apresentar
cargas positivas e negativas, conforme o pH do solo (cargas dependentes de
pH), como também será visto no Capítulo 5.
Composição da fase sólida mineral do solo54
PARA SABER MAIS
a) Rochas
As rochas são classificadas quanto à origem em: rochas ígneas, sedimentares ou
metamórficas.
As rochas ígneas, também designadas como magmáticas, constituem aproxima-
damente 80% do volume da litosfera e resultam da solidificação do magma, proveniente
do interior da Terra. Ocorrem dois tipos principais de rochas ígneas: (i) extrusivas ou
vulcânicas, originadas pelo extravasamento do magma à superfície da crosta terrestre,
como por exemplo o basalto e o riolito; (ii) intrusivas ou plutônicas, produzidas pela
cristalização de magmas que não atingiram a superfície da crosta terrestre, como por
exemplo o granito e o gabro.
O resfriamento do magma mais rápido em superfície comparativamente ao que
ocorre em subsuperfície diferencia as rochas ígneas quanto a textura. Assim, rochas
ígneas extrusivas apresentam cristais pequenos não visíveis a olho nu (textura afanítica),
enquanto rochas ígneas intrusivas constituem minerais grandes (textura fanerítica),
favorecidos pelo lento resfriamento do magma.
As rochas ígneas podem ser classificadas conforme o teor de silício em: (i) ácidas
(> 65% SiO2); (ii) intermediárias ou neutras (55 a 65% SiO2); iii) básicas (35 a 55%
SiO2); e (iv) ultrabásicas (carga que irá se manifestar na superfície do mineral, sendo compensada
por cátions da solução do solo. Vê-se que a vermiculita tem uma alta carga na camada,
o que explica a alta CTC que apresenta. Pode-se, portanto, escrever, especificando a
carga líquida (x = 1,1): 
M1,1 (Si+4
5,7 Al+3
2,3 ) (Al+3 0,5 Mg2+
4,8 Fe3+
0,7)O20 (OH)4
Conhecendo-se a carga líquida desse mineral, podemos calcular a sua CTC. A
massa molecular da vermiculita, para a fórmula acima, é:
Alberto V. Inda Jr., Egon Klamt e Paulo César do Nascimento 57
Si4+
5,7 = 5,7 x 28,1 = 160,17
Al3+ 2,3 = 2,3 x 27,0 = 62,10
Al3+ 0,5
= 0,5 x 27,0 = 13,50
Mg2+
4,8 = 4,8 x 24,3 = 116,64
Fe3+
0,7 = 0,7 x 55,8 = 39,06
O2- 20 = 20,0 x 16,0 = 320,00
(OH)4
- = 4,0 x 17,0 = 68,00
 -------------------------------------------------------------------------
Total = 779,50 gramas. 
Assim, se em 779,50 gramas tem-se 1,1 mol de carga em 1.000,0 gramas, ter-se-á X.
Efetuando-se, tem-se que X = 1,41 mol de carga por quilograma de vermiculita, (1.410
milimol de carga por quilograma), que se expressa, como 141,1 cmolc kg-1. Assim, a CTC
desse mineral será de 141,1 cmolc kg-1.
Composição da fase sólida mineral do solo58
QUESTÕES
1. De onde se originam os minerais presentes em solos?
2. Do que depende a composição mineralógica do solo?
3. Por que solos das regiões tropicais têm composição mineralógica diferente de solos
originados em condições temperadas?
4. Quais são os cinco elementos encontrados em maiores quantidades nos solos?
5. O que caracteriza um mineral primário? E um mineral secundário? Dê um exemplo
de cada.
6. Em que frações do solo ocorrem, principalmente, os minerais primários? E os
minerais secundários?
7. Quais são os minerais secundários comuns em solos?
8. O que diferencia minerais não silicatados de minerais silicatados?
9. Relacione três minerais não silicatados com a influência dos mesmos no solo.
10. Qual a unidade fundamental de formação de um mineral silicatado? Faça um
desenho esquemático de sua estrutura.
11. Como o tetraedro de silício pode estar presente nos minerais silicatados que
ocorrem em solos?
12. Quais os representantes mais importantes da classe dos tectossilicatos? Descreva
algumas de suas características.
13. Descreva sinteticamente as características e estrutura dos filossilicatos.
14. Quais são os principais minerais deste grupo?
15. Descreva e desenhe esquematicamente um filossilicato do tipo 1:1
16. Descreva e desenhe esquematicamente um filossilicato do tipo 2:1.
17. Quais as principais características estruturais da caulinita? Por que ela confere
boas propriedades físicas nos solos onde ela ocorre?
18. Por que a caulinita apresenta baixa capacidade de troca de cátions ?
19. A mica é um filossilicato do tipo 2:1? Porque? Qual a sua importância para a
nutrição das plantas?
20. Quais as principais características estruturais das esmectitas? Por que elas não
conferem boas propriedades físicas nos solos onde ela ocorre?
21. Qual a diferença entre uma vermiculita e uma esmectita? Por que?
22. O que são minerais 2:1HE? Onde é comum encontrar-se este mineral?
23. Qual a característica da alofana? Onde ocorre? Qual a grande desvantagem deste
mineral nos solos onde ocorre? Por que?
24. Onde ocorre o mineral pirita? Qual problema que este mineral pode ocasionar em
solos? Por que?
25. Quais elementos, particularmente, podem formar óxidos, hidróxidos ou oxidróxidos
estáveis em solos intemperizados? Por que?
Alberto V. Inda Jr., Egon Klamt e Paulo César do Nascimento 59
26. Em que fração do solo predominam os óxidos de ferro?
27. Que condições favorecem a formação da goethita? Que cor este mineral confere
aos solos? Em que região do RS ocorrem com maior freqüência esse mineral?
28. Que condições favorecem a formação da hematita? Que cor este mineral confere
aos solos? Cite algumas regiões ou classes de solos que 
esse mineral ocorre com maior freqüência.
29. Cite dois óxidos de ferro que ocorrem em condições de má drenagem.
30. Por que a magnetita pode ser detectada em solos com a utilização de um imã?
31. Qual o óxido de alumínio encontrado com freqüência em solos tropicais?
32. Os óxidos de manganês são oxidantes naturais de quais elementos?
33. Qual a utilidade, no estudo de solos, dos óxidos de titânio. Por que? 
34. Qual o destino dos fosfato naturais cristalinos? E, o destino dos não cristalinos? No
Brasil que tipos de jazidas de fosfatos ocorrem? Onde?
35. Descreva detalhadamente as substituições isomórficas que ocorrem na formação
dos minerais. Qual a importância deste fenômeno para a fertilidade do solo e nutrição
das plantas?
36. Calcule a carga e a CTC do mineral cuja formula unitária é:
Ca2 [Si8] [Al3 Fe0,3 Mg0,7] O20 (OH)4.
37. Supondo que um solo tenha uma CTC de 26,8 cmoc kg-1 e ele contém 10% do
mineral vermiculita, que porcentagem da CTC deste solo é devido a esse mineral?
Capítulo 3
COMPOSIÇÃO DA FASE
 SÓLIDA ORGÂNICA DO SOLO
Leandro S. Silva, Flávio A. de O. Camargo 
& Carlos A. Ceretta
INTRODUÇÃO
A matéria orgânica, juntamente com os componentes inorgânicos da
fase sólida (fração mineral), exerce um papel fundamental na química do solo.
Ela é gerada a partir da decomposição dos resíduos de plantas e animais,
sendo formada por diversos compostos de carbono em vários graus de
alteração e interação com as outras fases do solo (mineral, gasosa e solução). 
O conteúdo de matéria orgânica no horizonte superficial dos solos minerais
varia de 0,5 a 5%. Apesar de compor menos de 5% da base seca da maioria
dos solos, apresenta uma alta capacidade de interagir com outros componen-
tes, alterando assim propriedades químicas, físicas e biológicas do solo as
quais afetam o crescimento e desenvolvimento das plantas. 
A matéria orgânica do solo faz parte de um equilíbrio do ciclo do
carbono total na terra (sistema terrestre, oceanos e atmosfera) e, recentemen-
te, tem atraído grande interesse devido ao fenômeno do aquecimento global
(efeito estufa) e à perspectiva de se utilizar o solo como reservatório do
carbono liberado à atmosfera (CO2) pela atividade humana. É um componente
bastante sensível às condições ambientais e às mudanças nas práticas de
manejo agrícola; por este motivo deve ser levada em consideração na
avaliação do potencial produtivo do solo e na escolha das práticas de manejo
a serem empregadas. Neste capítulo serão abordados alguns dos principais
aspectos com relação à composição, às funções e reações da matéria orgânica
no solo.
Composição da fase sólida orgânica do solo62
COMPOSIÇÃO E ESTRUTURA DA MATÉRIA ORGÂNICA DO SOLO
Na natureza, a matéria orgânica é produzida principalmente pelas
plantas, pela da conversão do CO2 atmosférico em compostos contendo
carbono, durante o processo de fotossíntese. O termo “matéria orgânica do
solo” (MOS) refere-se a todos os compostos que contêm carbono orgânico no
solo, incluindo os micro-organismos vivos e mortos, resíduos de plantas e
animais parcialmente decompostos, produtos de sua decomposição e
substâncias orgânicas microbiologicamente e/ou quimicamente alteradas. Esse
conceito é muito abrangente, determinando uma composição extremamente
complexa, em função da mistura de diferentes compostos e à grande variedade
de processos naturais de degradação e síntese que ocorrem na sua formação
(Figura 3.1).
As limitações analíticas e a natureza complexa e dinâmica da MOS
dificultam a sua caracterização, bem como o entendimento dos processos que
regulam seu comportamento no solo. Inicialmente os estudos sobre MOS
fundamentavam-se na sua separação dos demais constituintes do solo e sua
relação com a mineralização de nutrientes (N, S e P) e demais fatores associa-
dos à fertilidade do solo; estes são fortemente dependentes da suscetibilidade
dos diferentes compostos orgânicos à decomposição microbiana e a proteção
física da MOS, especialmente àquela ligada na fração argila. 
Os principais constituintesda matéria orgânica são o carbono (52-
58%), oxigênio (34-39%), hidrogênio (3,3-4,8%) e nitrogênio (3,7-4,15). A
complexidade da MOS pode ser inferida pelas definições mostradas a seguir,
bem como pelos processos envolvidos na sua dinâmica e mostrados na figura
3.1. 
a) Resíduos orgânicos ou liteira - é o material orgânico presente
na superfície do solo formado por tecidos de plantas e animais não decompos-
tos e pelos produtos de sua decomposição parcial. A liteira não é componente
da MOS, devendo por isso ser excluída quando da amostragem de solo para
fins de avaliação da fertilidade. Entretanto, a liteira é importante em ecossiste-
mas florestais e de pastagem natural. Com a difusão do sistema plantio direto,
os resíduos orgânicos, que anteriormente eram incorporados com o preparo do
solo, passam a ser mantidos na superfície do solo representam muito mais do
 Leandro Souza da Silva, Flávio A. de Oliveira Camargo, Carlos A. Ceretta 63
que a ciclagem de nutrientes, sendo fundamentais à conservação do solo. 
b) Fração “leve” - é a fração composta de resíduos de plantas em
vários estágios de decomposição e localizados no interior do solo. Sua
composição química é comparável à liteira, pois mantém identidade com o
material de origem, e a quantidade no solo é variável, de 2 a 30% da MOS,
sendo influenciada por fatores climáticos e pelo tipo de manejo e caracterís-
ticas do solo, especialmente a textura e demais variáveis que afetam a taxa de
decomposição (pH, temperatura, umidade, entre outros). 
A liteira e a fração leve da matéria constituem a fração particulada da
matéria orgânica do solo. 
c) Biomassa microbiana - é a matéria orgânica presente no solo
como tecido microbiano vivo. A biomassa microbiana é composta principalmen-
te por bactérias, actinomicetos, fungos, protozoários, algas, podendo o seu
número alcançar cerca de 1.000.000.000 por grama de solo. 
A biomassa microbiana pode atuar, primeiramente, como um agente
de decomposição dos resíduos adicionados ao solo onde concorre com as
plantas pelos nutrientes, podendo, inclusive, causar imobilização temporária,
principalmente de N. Em outra etapa, funciona como um compartimento que
libera rapidamente os nutrientes às plantas no processo de mineralização dos
resíduos e morte dos organismos. Em geral, corresponde de 2 a 5% da MOS
total. No sistema plantio direto a biomassa microbiana é favorecida pelo
aumento do teor de MOS, devido ao não revolvimento do solo, a ênfase à
rotação de culturas e a implantação de plantas de cobertura de solo em
períodos onde o solo não é utilizado para culturas comerciais.
d) Substâncias não-húmicas ou biomoléculas - deste grupo
fazem parte diversos compostos orgânicos que se encontram no solo e que
pertencem a conhecidas classes de bioquímicos, como os carboidratos, os 
aminoácidos, as gorduras, as resinas e os ácidos orgânicos de baixo peso
molecular (Figura 3.2).
Composição da fase sólida orgânica do solo64
Figura 3.1 Esquema dos processos de formação da MOS a partir dos
resíduos de plantas e animais (modificiado de Hodges, 1998; Hatcher & Spi-
ker, 1988). 
São compostos produzidos continuamente pelo ciclo dos organismos vivos no
solo (sintetizados pelos micro-organismos ou liberados pelas raízes das
plantas), apresentando composição e estrutura química bastante conhecidas.
São exemplos de biomoléculas os ácidos orgânicos simples (ácido cítrico, ácido
oxálico), os aminoácidos (glicina, lisina), os carboidratos (monossacarídeos
como glicose e galactose, e polissacarídeos, como as hemiceluloses e a
celulose), a lignina, além de outros compostos de fósforo (fosfato inositol) e
enxofre.
As biomoléculas tem influência nas reações ácido-base, na complexa-
 Leandro Souza da Silva, Flávio A. de Oliveira Camargo, Carlos A. Ceretta 65
ção de metais e na agregação das partículas do solo. Sua quantidade no solo
é variável (5 a 25%) mas, de maneira geral, persistem apenas por curtos
períodos de tempo no solo devido a facilidade com que são atacadas pelos
micro-organismos
Figura 3.2 Exemplos de biomoléculas encontradas em solos
e) Substâncias húmicas ou húmus estável - praticamente todos
os compostos de carbono gerados na decomposição dos resíduos orgânicos
sofrem processos de ressíntese chamados de humificação, formando um
material genericamente conhecido como “húmus” (Figura 3.1). Neste grupo,
estão presentes compostos orgânicos, com peso molecular relativamente alto,
com diâmetro de partículas que variam de 1 a 0,001 μm, de coloração escura
e gerados em reações secundárias de síntese. Essas substâncias apresentam
uma alta complexidade química e estrutural, por isso a sua fórmula molecular
não é bem definida. Constituem quase a totalidade da MOS e, devido à sua
grande reatividade, são a fração envolvida na maioria das reações químicas no
Composição da fase sólida orgânica do solo66
solo. 
O húmus formado no processo de humificação pode encontrar-se no
solo intimamente associado a outros constituintes e mesmo dentro de agrega-
dos. Portanto, além dos processos bioquímicos, a sua estabilização pode
envolver reações , como adsorção e precipitação com partículas de natureza
inorgânica. Devido a essa complexidade química, essas substâncias não são
facilmente atacadas pelos micro-organismos do solo. Assim, decompõem-se
muito lentamente, acumulando-se na natureza como MOS. 
Tabela 3.1 Algumas propriedades químicas das substâncias hú-
micas (Stevenson, 1982)
SUBSTÂNCIAS HÚMICAS
Ácido Fúlvico Ácido Húmico Humina
amarelo
claro
amarelo
castanho
castanho
escuro
cinza
preto
preto
 Aumenta a intensidade da cor 
 Aumenta o grau de polimerização
45% Aumenta o teor de carbono 62%
2.000 Aumenta o peso molecular 300.000 ?
48% Decresce o teor de oxigênio 30%
1.400 Decresce a acidez trocável 500
 Decresce o grau de solubilidade 
O termo “substâncias húmicas” também é usado como um nome
genérico e operacional para descrever materiais e frações obtidas com base em
características de solubilidade da MOS em meio ácido e alcalino (Figura 3.3). 
O fracionamento químico da MOS, utilizando-se ácidos e bases, permite
separar a matéria orgânica do solo em três frações principais com distintas
características fisico-químicas: Humina: uma fração insolúvel em meio alcalino
 Leandro Souza da Silva, Flávio A. de Oliveira Camargo, Carlos A. Ceretta 67
(não é separada da fração mineral); Ácido húmico: material orgânico que pode
ser extraído do solo e é solúvel em meio alcalino, mas é insolúvel em meio
ácido; Ácido fúlvico: material orgânico que permanece na solução após a
extração em meio alcalino e remoção dos ácidos húmicos pela acidificação da
solução. 
Figura 3.3 Esquema do fracionamento químico da MOS (adap-
tado de Stevenson, 1994 ).
As frações de substâncias húmicas, extraídas do solo com base nas
suas características de solubilidade em ácido ou base, são formadas de uma
mistura heterogênea e bastante complexa de moléculas orgânicas, polimeriza-
das e com massa molecular bastante variável.
A caracterização dessas frações normalmente inclui análises de sua
composição química (teores de C, O, H, N e S), número de grupamentos
acídicos funcionais, grau de polimerização, razão de absorbância (E4/E6),
caracterizações espectroscópicas (Ressonância Magnética Nuclear e Paramag-
nética Eletrônica, Infra-Vermelho), entre outras, as quais são utilizadas para
inferir sobre os processos envolvidos na formação da MOS, bem como sobre
Composição da fase sólida orgânica do solo68
eventuais efeitos da MOS nas características do solo.Tabela 3.2 Composição elementar de substâncias húmicas de
solos brasileiros (Adaptado de Dick et al, 2009)
Elemento Ácido Húmico Ácido Fúlvico
........................g kg-1 ....................
C 520-540 420-490
H 44-51 23-48
N 46-72 10-35
C / N 7-15 12-49
O 350-390 400-530
COOH cmol kg-1 150-570 520-1120
OH fenólica cmol kg-1 210-570 30-570
As substâncias húmicas têm alto peso molecular; o ácido húmico tem
peso molecular que pode variar de 3.000 a 1.000.000 enquanto que o peso
molecular do ácido fúlvico está na faixa de 500 a 5.000. Entretanto o ácido
fúlvico é mais reativo pela maior quantidade grupos carboxílicos (COOH) e
fenólicos (OH) que contém. Algumas propriedades químicas das substâncias
húmicas podem ser observadas na Tabela 3.1 e na Tabela 3.2.
FUNÇÕES DA MATÉRIA ORGÂNICA
Na maioria dos solos, o teor de MOS varia de 0,5 a 5,0% nos
horizontes minerais superficiais, podendo apresentar maiores valores em solos
orgânicos. Apesar de encontrar-se em pequena quantidade em comparação com
a fração mineral, a MOS é importante para os sistemas de produção agrícola
devido aos efeitos que produz nas propriedades químicas, físicas e biológicas
do solo (Tabela 3.3) e no crescimento e desenvolvimento das plantas. As
 Leandro Souza da Silva, Flávio A. de Oliveira Camargo, Carlos A. Ceretta 69
principais propriedades e características químicas, físicas e biológicas do solo
afetadas pela matéria orgânica são:
a) Químicas
A MOS tem acentuado efeito sobre a fertilidade do solo. É fonte de
nutrientes para as plantas, principalmente N, S e P quando mineralizada pelos
micro-organismos.Como a matéria orgânica é a principal fonte de nitrogênio no
solo o seu teor é utilizado como um dos critérios de recomendação de adubação
nitrogenada para as culturas nos estados de SC e RS. A MOS apresenta cargas
elétricas de superfície e contribui para a capacidade de troca de cátions (20 a
70% da CTC da maioria dos solos tropicais, Capítulo 5). Devido à capacidade de
liberar ou receber íons H+, oferece resistência às modificações do pH do solo
(“poder tampão da acidez”, Capítulo 6). Pela sua alta reatividade, regula a
disponibilidade de vários micronutrientes essenciais (Cu2+, Mn2+, Zn2+, entre
outros), bem como a atividade de metais pesados e de elementos fitotóxicos,
como a do Al3+ em solos ácidos. Afeta, também, a mobilidade, volatilidade,
biodegradabilidade e conseqüente fitotoxidade de outras moléculas orgânicas
ou inorgânicas adicionadas ao solo (metais pesados, herbicidas, inseticidas,
resíduos de indústrias ou de sistemas de produção animal, entre outras).
 b)Físicas
Os compostos orgânicos que constituem a MOS participam das ligações
entre as partículas individuais do solo, atuando como agentes cimentantes das
unidades estruturais (agregados). A formação e estabilização dos agregados
afeta a aeração, permeabilidade e capacidade de retenção de água pelo solo. 
A presença de poros no solo oferece melhores condições à infiltração de
água e melhor troca de gases entre o solo e a atmosfera. 
A maior estabilidade que a MOS promove aos agregados também
dificulta a dispersão e o arraste das partículas pelas águas das chuvas,
aumentando a resistência do solo à erosão. A coloração escura que a MOS impri-
me ao solo também favorece o seu aquecimento em regiões temperadas. A co-
bertura do solo por resíduos orgânicos evita grandes variações de temperatura
e umidade nas camadas superficiais durante o dia (importante para germinação
de sementes) e diminui o impacto das gotas das chuvas nos processos de
Composição da fase sólida orgânica do solo70
desagregação das partículas.
Tabela 3.3 Principais processos relacionados a MOS e seus
efeitos no solo (adaptado de Baldock & Nelson, 2000)
Processo Efeito no solo
Mineralização de nutrientes Fertilidade dos solos e neces-
sidade de adubação
Troca de cátions Disponibilidade de nutrientes
para as plantas
Químicos Poder tampão Acidez do solo e necessidade
de calagem (calcário)
Reação com metais Disponibilidade de micronu-
trientes e elementos tóxicos
Estruturação do solo Agregação, aeração, infiltra-
ção de água no solo
Físicos Retenção de água Disponibilidade de água para
as plantas
Cor Aquecimento do solo
Fonte de energia e nutrientes
para os micro-organismos
Atividade biológica, taxas de
decomposição e mineralização
Biológicos Atividade enzimática Estimulação ou inibição de
enzimas extracelulares 
Desenvolvimento de plantas Estimulação ou inibição pela
produção de fitohormônios ou
de compostos orgânicos tóxi-
cos
c) Biológicas
Os compostos de carbono da MOS servem como fonte de energia e
nutrientes para os organismos do solo, desde que sua atividade está diretamen-
te relacionada à disponibilidade de carbono. Alguns dos compostos orgânicos da
MOS têm, também, efeito fisiológico direto sobre as plantas, quer favoráveis,
como a auxina, quer fitotóxicos, como certos compostos fenólicos.
 Leandro Souza da Silva, Flávio A. de Oliveira Camargo, Carlos A. Ceretta 71
REAÇÕES DA MATÉRIA ORGÂNICA EM SOLOS
A matéria orgânica do solo pode ser encontrada sob diferentes formas
e localização no solo, principalmente como matéria orgânica particulada 
(material orgânico pouco decomposto), matéria orgânica associada a minerais
do solo e matéria orgânica dissolvida. 
A matéria orgânica associada aos minerais do solo é formada por
substâncias húmicas, principalmente, que se ligam às supefícies dos minerais
por seus grupos funcionais (Figura 3.4) formando complexos organominerais
que conferem maior estabilidade a matéria orgânica do solo.
A matéria orgânica dissolvida é composta por uma variedade de
compostos orgânicos, desde ácidos simples e polissacarídeos a complexos
formados com as substâncias húmicas. Em muitos casos a matéria orgânica
dissolvida pode acarretar impactos negativos ao ambiente por apresentar muita
mobilidade no solo, arrastando metais pesados e xenobióticos para lençóis e
cursos de água.
Os processos e as reações ligados a MOS na química do solo são funda-
mentais para compreender a fertilidade e disponibilidade de nutrientes para as
plantas e as reações com as substâncias e compostos contaminantes ou
poluentes do ambiente. A MOS, principalmente as substâncias húmicas, apre-
senta grande reatividade em comparação com os outros componentes do solo.
As substâncias húmicas são consideradas polieletrólitos de ácidos fracos
e possuem capacidade de interagir com os íons ou moléculas presentes na
solução do solo dentro de uma ampla faixa de pH. Elas atuam como ácidos de
Lewis devido à ocorrência, na sua estrutura, de grupos com insuficiência de elé-
trons (grupos funcionais de superfície - Figura 3.4).
Os grupos funcionais são átomos ou grupo de átomos que caracterizam
uma classe de compostos orgânicos e que determinam as suas propriedades. A
capacidade que estes grupos apresentam de perder ou receber íons H+
(dissociação ou protonação) é a responsável pela geração das cargas da MOS
conforme mostrado na reação (3.1). A protonação da MOS ocorre somente em
pH inferior a 3,0 e assim, em pH dos solos agrícolas a MOS está dissociada,
gerando cargas negativas no solo.
Composição da fase sólida orgânica do solo72
Figura 3.4 Principais grupos funcionais de superfície da MOS (adap-
tado de Sparks, 2003).
A reatividade da MOS depende da natureza do grupo funcional e da
conformação estrutural do grupamento na molécula (Figura 3.5). A dissociação
de prótons dos grupos funcionais carboxílicos (COOH) inicia em valores de pH
do solo igual ou maior do que 3,0, e aumenta com o aumento do pH. A quan-
tidade de cargas atinge um valor máximo ao redor de pH 9,0, com dissociação,
também, de grupos OH fenólicos.
 (3.1)
pH menor do que 3,0 pH maior do que 3,0
 Leandro Souza da Silva, Flávio A. de Oliveira Camargo, Carlos A. Ceretta 73
Amaior reatividade da MOS, em comparação com os minerais, deve-se,
também, à sua alta área superficial específica (ASE) que pode chegar a 800-
900 m2 g-1, e a uma alta carga de superfície, que varia entre 400 e 800 cmolc
kg-1. Ao contrário dos argilominerais, que podem apresentar cargas negativas
permanentes, a MOS apresenta somente cargas pH-dependentes e predo-
minantemente negativas na faixa de pH dos solos (pH 3 - 7).
Principais reações da matéria orgânica em solos
Troca de cátions - as cargas negativas geradas na superfície da MOS
pela dissociação dos grupos funcionais de superfície (principalmente os carboxí-
licos - COOH), são balanceadas por cátions (Ca2+, Mg2+, K+, entre outros) que
se encontram na solução do solo (Capítulo 4). A ligação entre esses cátions e
a superfície orgânica é reversível (não é específica), pois envolve interações de
natureza eletrostática que são relativamente fracas. Dessa forma, um
determinado íon que se encontra retido na MOS pode ser trocado estequiome-
tricamente por outro, ou seja, por íons com carga numa proporção equivalente
ao que estava retido de modo a manter a neutralidade eletrônica do sistema,
como mostrado em (3.2).
 (3.2)
Assim, diversos cátions, que são essenciais à nutrição das plantas, podem estar
prontamente disponíveis devido à facilidade com que são liberados para a so-
lução do solo à medida que são absorvidos. Da mesma forma, os elementos
adicionados pelos adubos não são perdidos com a água das chuvas, pois
permanecem adsorvidos na superfície das partículas orgânicas e minerais. A
maior ou menor contribuição da MOS para a CTC do solo depende do seu teor
e da contribuição dos componentes da fração mineral. 
A soma dos cátions trocáveis adsorvidos por unidade de massa da MOS
caracteriza a capacidade de troca de cátions (CTC) da MOS e também é expres-
sa em cmolc dm-3 de solo. Maiores detalhes sobre a troca de cátions encontram-
Composição da fase sólida orgânica do solo74
se no Capítulo 5.
Figura 3.5 Modelo do ácido húmico onde aparecem diversos grupos
funcionais, estruturas aromáticas e alifáticas (adaptado de Schulten
& Schnitzer, 1993).
Complexação de metais - outros cátions que se encontram na solução
do solo podem apresentar uma ligação estável com a MOS (específica), pois
possuem uma maior afinidade com a superfície, devido a interação de caráter
covalente, uma ligação relativamente mais forte. Quando essa ligação ocorre em
dois ou mais pontos da molécula orgânica, forma um complexo metálico
genericamente conhecido como quelato, como ilustrado na reação (3.3.). 
A complexação de íons metálicos que são tóxicos (Cd, Pb, Cr, Ni, entre
outros) pelas substâncias húmicas, pode ter um efeito benéfico ou maléfico, pois
afeta o destino destes metais no solo e nas águas.
Por exemplo, o ácido húmico pode atuar como um agente redutor e
reduzir o Cr(VI), que é a sua forma mais tóxica, para o Cr(III). A complexação
 Leandro Souza da Silva, Flávio A. de Oliveira Camargo, Carlos A. Ceretta 75
de metais pode reduzir a atividade desses elementos na solução do solo,
atenuando sua capacidade de produzir efeitos de toxidez para as plantas ou de
contaminar as águas superficiais e subterrâneas. Por outro lado, as substâncias
húmicas podem, também, servir como transportadores de metais tóxicos,
formando complexos estáveis, porém solúveis, o que incrementa o seu trans-
porte em águas. A importância desse tipo de reação de complexação pode ser
expressa pelo aumento da solubilidade de cátions essenciais às plantas (Zn2+,
Cu2+, Mn2+, entre outros), que se encontram em formas inorgânicas pouco
solúveis no solo. Por outro lado, estas reações de complexação podem formar,
também, complexos com esses micronutrientes que podem ser pouco disponíve-
is para as plantas. 
 
 
 
 
 
 
 (3.3)
A determinação das constantes de estabilidade (Kcond) dos complexos
substâncias húmicas-metais fornece informações sobre a afinidade dos ligantes
orgânicos pelos metais e também pode indicar o destino destes metais pesados
no ambiente. 
A reação de complexação de um metal M pelas substâncias húmicas 
pode ser representada por: 
M + L = M L 
 (3.4)
e a constante de estabilidade por:
 [ ML ]
Kcond = (3.5)
 [M] [ L] 
onde Kcond é a constante condicional de estabilidade; ML o complexo substância
húmica-metal, M o metal e L o ligante orgânico (substâncias húmicas). Quanto
Composição da fase sólida orgânica do solo76
maior o valor da constante Kcond maior a afinidade do metal (M) pelo ligante (L). 
Schnitzer e Hansen (Sparks, 1995) calcularam as constantes condicionais de
estabilidade Kcond para complexos de ácido fúlvico-metal e encontraram que a
ordem de estabilidade foi:
 Fe3+ > Al3+ > Cu2+ > Ni2+ > Co2+ > Pb2+ > Ca2+ > Zn2+ > Mn2+ > Mg2+
isto é, o ácido fúlvico contido na MOS, forma preferencialmente, complexos mais
estáveis com o Fe, Al e Cu, em relação aos outros metais. 
Na Tabela 3.4 apresentam-se valores da constante condicional de
estabilidade K
cond
 para complexos de alguns metais com o ácido húmico e o
ácido fúlvico. O cobre, por exemplo, forma complexo mais estável (e preferenci-
almente) com ácido húmico (K
cond = 10
8,65) do que com o ácido fúlvico (K
cond
= 10
4,0 ). No Apêndice, no final do Livro, encontram-se maiores detalhes sobre
as constantes de estabilidade (formação).
Tabela 3.4 Valores da constante de estabilidade Kcond de alguns
metais com o ácido húmico e com o ácido fúlvico em pH 5,0-5,5
Metal Ácido Húmico Ácido Fúlvico
log Kcond log Kcond
Cu2+ 8,65 4,0
Pb2+ 8,35 4,0
Cd2+ 6,25 -
Zn2+ 5,72 3,6
Poder de tamponamento da acidez
A atividade química dos íons H+ na solução do solo é expressa pelo pH
(logaritmo negativo da atividade de H+) e constitui a acidez ativa do solo. Se um
íon H+ na solução do solo é neutralizado pela adição de OH- (quando se faz a
 Leandro Souza da Silva, Flávio A. de Oliveira Camargo, Carlos A. Ceretta 77
aplicação de calcário ao solo para corrigir o pH, por exemplo), os grupos funcio-
nais da MOS (carboxílicos, principalmente) liberam H+ (dissociam-se, como
ilustrado na reação 3.6 - o que constitui parte da acidez potencial do solo) e o
pH não se modifica sensivelmente. Esta propriedade que a matéria orgânica
apresenta de resistir à mudança de pH é denominada de poder tampão. 
 
 
 
 
 (3.6)
Quanto maior o teor de MOS de um solo, maior será sua capacidade de resistir
a mudanças no seu pH. Isso tem implicação prática na recomendação da quan-
tidade de corretivo necessária (calcário) para corrigir os efeitos da acidez exces-
siva do solo no crescimento das culturas (maiores informações no Capítulo 6).
Interação com argilominerais
A interação das moléculas orgânicas com os minerais presentes no solo
ocorre pela associação dos grupos funcionais da MOS com os da superfície
mineral por diferentes mecanismos químicos (Tabela 3.4 ). Esses mecanismos
ocorrem simultaneamente, com diferente energia, que depende do tipo de
material orgânico e das propriedades da superfície mineral. 
A interação da MOS com minerais influencia desde a formação e diferenciação
de horizontes, até as propriedades químicas e físicas do solo. Outro processo
importante que resulta da interação MOS-minerais é a agregação. A união das
partículas individuais em agregados estáveis só é possível graças à ação
cimentante das moléculas orgânicas (Figura 3.6). Da mesma forma, a interação
com os argilomineraispreserva os compostos orgânicos da biodegradação, con-
tribuindo para regular a taxa de decomposição da MOS e seu teor nos solos,
constituindo a proteção física da MOS.
Composição da fase sólida orgânica do solo78
Tabela 3.4 Mecanismos de associação entre grupos funcionais
da matéria orgânica e minerais do solo (adaptado de Sposito, 1989) 
Mecanismo Grupo Funcional
Troca de cátions Amino, anel NH, N heterocíclico
Protonação Amino, N heterocíclico, carbonil, carbo-
xilato
Troca de ânions Carboxilato
Pontes de água Amino, carboxilato, carbonil, OH alcóo-
lica
Pontes de cátions Carboxilato, aminas, carbonil, OH
alcóolica
Troca de ligantes Carboxilato
Pontes de hidrogênio Amino, carbonil, carboxil, OH fenólica 
Interações de van der Waals Unidades orgânicas neutras
Reações com outras moléculas orgânicas
A MOS interage não só com os minerais, como também com compostos
orgânicos adicionados ao solo pela ação do homem, pela aplicação de her-
bicidas, inseticidas, fungicidas, rejeitos industriais e urbanos e dejetos de origem
animal. Essas interações são importantes porque controlam sua persistência no
solo, a velocidade de degradação, a toxicidade e a disponibilidade para
organismos vivos e mobilidade no solo e no ambiente. A dinâmica no solo e os
mecanismos dessas interações dependem das propriedades físicas e químicas
das moléculas presentes, do pH, da temperatura, do potencial redox, da umi-
dade, entre outras. 
 Leandro Souza da Silva, Flávio A. de Oliveira Camargo, Carlos A. Ceretta 79
Figura 3.6 Representação esquemática de um polímero orgâni-
co adsorvido diretamente à superfície do mineral de argila formando
um macroagregado (adaptado de Canellas et al., 1999).
Como discutido antes, o húmus do solo apresenta carga líquida negativa 
em pH acima de 3,0, podendo, assim, adsorver compostos orgânicos que
contenham grupos funcionais positivamente carregados, como por exemplo, os
dois grupos protonados NH2 no herbicida s-triazina. 
Muitas estruturas moleculares da matéria orgânica não apresentam 
cargas elétricas. Estas estruturas não iônicas podem, porém, reagir fortemente 
com partes não carregadas de compostos orgânicos por meio de interações de
van der Waals (Sposito, 1989). 
No capítulo 8 aborda-se com mais detalhes algumas reações da matéria
orgânica com moléculas orgânicas.
MATÉRIA ORGÂNICA E SISTEMAS DE MANEJO DE SOLO
A MOS é um componente da fase sólida, que afeta a capacidade produtiva
do solo em função dos diversos efeitos, que afetam a disponibilidade de
nutrientes, capacidade de troca de cátions, amenização do efeito de elementos
e compostos tóxicos, capacidade de infiltração e retenção de água, aeração e
atividade biológica. A sua participação deve-se às suas características de
superfície, que controlam diversas reações importantes no solo e contribuem
para determinar seu comportamento frente às práticas de manejo agrícola e
alterações no ambiente. 
Composição da fase sólida orgânica do solo80
O teor de MOS em um determinado local será resultante de um balanço
entre taxas de adição e de perda. As adições de material orgânico correspondem
principalmente à quantidade de resíduos de plantas e animais que retornam ao
solo, e suas perdas ocorrem principalmente pela oxidação do carbono (formação
de CO2), pela erosão ou por percolação. Dessa forma, apesar da grande
dinâmica que envolve os processos de formação e decomposição da MOS,
atinge-se um determinado ponto de equilíbrio entre as taxas de adição e de
perda, denominado de “estado estável”, a partir do qual o seu teor apresenta-se
estável ao longo do tempo (ex.: solos de floresta e de campo nativo). Se nesse
local for implantado um novo sistema de produção agrícola, com mudanças no
tipo e quantidade de resíduos vegetais (definido pelo sistema de
rotação/sucessão de culturas empregado) ou ainda pelo maior ou menor
revolvimento do solo (definido pelo sistema de preparo do solo), o teor de MOS
será alterado até que se atinja um novo “estado estável”, ou seja, um novo
ponto de equilíbrio entre as novas taxas de adição e de perda de carbono no
solo. 
Sistemas de manejo conservacionistas
Num sistema de manejo em que se empregam operações com intenso
revolvimento do solo, como o sistema convencional, baseado em sucessivas
lavrações e gradagens, a taxa de perda de carbono normalmente será maior que
a taxa de adição, resultando no decréscimo dos teores de MOS originais, o que
geralmente vem acompanhado da degradação do solo. Com o surgimento de
sistemas conservacionistas de preparo do solo, especialmente cultivo mínimo e
plantio direto, os resíduos orgânicos passaram a ser mantidos na superfície do
solo, diminuindo sua decomposição, ou seja, favorecendo o acúmulo de MOS,
o que normalmente está associado à recuperação da capacidade produtiva do
solo.
Não é por acaso que o aumento dos conteúdos de MOS geralmente está
associado a uma melhoria das características químicas, físicas e biológicas,
tendo em vista as propriedades e funções que a MOS exerce no solo. Além de
conhecidos efeitos, tem sido atribuído ao aumento da MOS em sistemas
conservacionistas a redução da atividade do Al3+ na solução do solo, amenizando
seu efeito tóxico sobre as plantas. O efeito da MOS sobre a atividade do Al3+ é
 Leandro Souza da Silva, Flávio A. de Oliveira Camargo, Carlos A. Ceretta 81
devido principalmente a reações de complexação por grupos funcionais da
superfície. Seus efeitos sobre a agregação do solo também contribuem
diretamente para a melhoria de características físicas, como a densidade,
porosidade, aeração, capacidade de infiltração e retenção de água, as quais são
fundamentais à capacidade produtiva do solo. Tudo isso associado ao aumento
da atividade microbiana do solo pela maior disponibilidade de carbono.
Em síntese, a MOS depende fundamentalmente do balanço entre a
quantidade de carbono adicionado e da taxa de decomposição, o que deve ser
levado em consideração, entre outros aspectos, na escolha das práticas
agrícolas que determinam o uso e manejo do solo.
Composição da fase sólida orgânica do solo82
PARA SABER MAIS
a) Ácidos orgânicos podem reduzir a adsorção (fixação) de fósforo no
solo
A adição de matéria orgânica ao solo pode reduzir a adsorção/precipitação de
fosfato pelo solo devido a liberação de ácidos orgânicos. Estes ácidos podem competir
pelos sítios de adsorção de fósforo no solo (óxidos de Fe e Al, teor e tipo de argila) ou
podem formar compostos com o P na solução do solo ou, ainda, complexar o Al e o Fe
que fixam (adsorvem) o fósforo. Estas observações são relatadas por Andrade et al.
(2003) em estudo de laboratório, com Latossolos brasileiros, nos quais adicionaram
ácidos orgânicos (ácidos cítrico, oxálico e salicílico e ácidos húmicos, que são
encontrados na matéria orgânica do solo). Os efeitos dos ácidos na redução da
adsorção/precipitação do fosfato seguiu a ordem: citrico > oxálico > húmicos >
salicílico. A diminuição da fixação do fosfato deve ter ocorrido pelo bloqueio dos sítios
de adsorção pelos ácidos orgânicos adicionados aos solos. 
 
b) Os ácidos orgânicos presentes na MOS podem diminuir a toxidez do
Al para as plantas
Durante o processo de decomposição dos resíduos animais e vegetais pelos
micro-organismos do solo, são produzidos vários ácidos orgânicos como lático, acético,
cítrico, malêico, oxálico, tartárico e succínico. Estes ácidos participam de reações
importantes no solo, como complexação e associação com metais alterando sua
mobilidade e solubilidade, adsorção e tamponamento do pH. 
Estudos realizados por Miazawa et al., (1992) em solução nutritiva, em casa de
vegetação, demonstraram que o crescimento das raízes das plantas foi severamente
afetado em concentrações de Al3+ na solução maiores do que 2 μM. Constataram que
os complexos Al-ácidos orgânicos foram menos tóxicos para raízes de trigo do que as
formas iônicasdo Al. A formação de complexos de Al com os ácidos orgânicos presentes
na MOS do solo pode constituir-se em uma estratégia de proteção dos sítios extracelula-
res das raízes sensíveis à toxicidade do alumínio.
c) Matéria orgânica e aumento da capacidade de troca de cátions (CTC)
em solo com argila de atividade baixa sob plantio direto
O sistema de manejo afeta a matéria orgânica do solo, o que pode ter expressivo
efeito na CTC de solos com argila de atividade baixa, como naqueles em que a argila
dominante é a caulinita. Em estudo, realizado por Ciotta com outros pesquisadores
(2003), foi avaliado o efeito da utilização durante 21 anos do sistema plantio direto
(SPD) sobre os estoques de carbono orgânico (CO), bem como a sua relação com o
 Leandro Souza da Silva, Flávio A. de Oliveira Camargo, Carlos A. Ceretta 83
aumento da CTC de um Latossolo bruno (629 g kg-1 de argila), em Guarapuava, PR. O
SPD promoveu acúmulo de CO na camada superficial do solo (0-6cm), o que refletiu-se
num aumento de 2,63t ha-1 no estoque de CO, na camada de 0-20cm, em comparação
ao preparo convencional. A baixa taxa de acúmulo de CO (0,12t ha-1 ano-1) foi
relacionada à alta estabilidade física da matéria orgânica neste solo argiloso e oxídico.
Apesar do pequeno acúmulo de CO no solo sob SPD, este teve reflexo positivo na CTC
do solo, com um aumento médio, na camada de 0-8cm, de 15,2mmolc kg-1 na CTC
efetiva e de 20,7mmolc kg-1 na CTC a pH 7,0, em comparação ao solo em preparo
convencional. Os resultados obtidos reforçam a importância do SPD quanto ao seu
efeito nos estoques de matéria orgânica e, em consequência, na CTC de solos tropicais
e subtropicais com predominância de argila de atividade baixa (Marlise Nara Ciotta;
Cimélio Bayer; Sandra Mara Vieira Fontoura; Paulo Roberto ErnanI; Jackson Adriano
Albuquerque - Ciência Rural vol.33 no.6, 2003).
d) Sistema de Plantio Direto (SPD)
O Sistema Plantio Direto (SPD) é um sistema de manejo do solo onde a palha e
os restos vegetais são deixados na superfície do solo. O solo é revolvido apenas no
sulco de plantio onde são depositadas sementes e fertilizantes. As plantas infestantes
são controladas por herbicidas. Não existe preparo do solo além da mobilização no sulco
de plantio. Considera-se que para o sucesso do sistema são fundamentais a rotação de
culturas e o manejo integrado de pragas, doenças e plantas invasoras.
 O SPD reduz a erosão, melhora as condições físicas e de fertilidade do solo,
aumenta o teor de matéria orgânica, nutrientes e água armazenada no solo, reduz a
oscilação térmica, aumenta a atividade biológica e diminui o consumo de combustíveis.
Desde 2001, o SPD brasileiro é indicado pela FAO (Fundo das Nações Unidas para a
Agricultura) como modelo de agricultura.
O SPD é um sistema de manejo muito eficiente no controle da erosão. A palha
sobre a superfície protege o solo contra o impacto das gotas de chuva, reduzindo a
desagregação e o selamento da superfície, garantindo maior infiltração de água e menor
arraste de terra. As perdas de nutrientes, proporcionais às perdas de terra e água, são
também menores no SPD. O SPD se beneficia com a cobertura do solo pela palha e com
a pouca mobilização da superfície. Com o aumento da cobertura de 30% para 80%, a
temperatura da superfície é reduzida até em 4o C e a oscilação da temperatura do solo
durante o dia também diminui, com benefícios para o desenvolvimento das plantas.
Com uma cobertura morta de cerca de 70%, a evaporação do solo reduz se para cerca
de 1/4. Assim, a retenção de água é maior, podendo representar uma economia até de
30% de água em algumas áreas de produção irrigada ou a manutenção da produtivida-
de em áreas de sequeiro quando ocorrem veranicos.
Composição da fase sólida orgânica do solo84
e) Sistema de Integração Lavoura-Pecuária
Os sistemas de integração lavoura-pecuária tem-se revelado uma alternativa aos
atuais sistemas intensivos de produção agrícola, pouco sustentáveis do ponto de vista
ambiental. Perdas de diversidade de espécies (tanto da fauna quanto da flora),
contaminação e poluição do ambiente por uso indiscriminado de insumos agrícolas
(fertilizantes, corretivos, pesticidas, herbicidas, entre outros) são algumas das muitas
preocupações acerca da agricultura moderna. Em contrapartida, sistemas de integração
lavoura-pecuária em plantio direto (ILP-PD) podem resultar em ganhos econômicos e
ambientais, uma vez que a agricultura conservacionista é potencializada pela
diversidade do sistema integrado, onde se criam novas rotas de ciclagem de nutrientes
e novos processos ecossistêmicos emergem (Anghinoni et al., 2011)
O termo Integração lavoura-pecuária (ILP) é utilizado para designar a alternância de
cultivo de grãos e pastejo de animais em pastagens de gramíneas e/ou leguminosas
(Moraes et al.,1998). A ILP conserva características muito peculiares em cada região
que se faz presente. Na região centro-oeste brasileira predomina o uso de pastagens
tropicais, da família das braquiárias, já na região sul do Brasil são utilizadas forrageiras
subtropicais, como aveia e azevém (Nicoloso, 2005).
A base para sustentabilidade dos sistemas ILP-PD está baseada no manejo das
plantas (forrageiras e culturas comerciais) e dos animais (carga animal ajustada) de
forma adequada, não causando restrições ao ambiente radicular (por exemplo, pela
compactação do solo), bem como produzindo quantidades de resíduos suficientes para
o estabelecimento e consolidação do plantio direto.
Os sistemas ILP-PD causam mudanças nos atributos físicos, químicos, biológicos e na
matéria orgânica do solo, afetando o sistema radicular e o rendimento das culturas que
vem na sequência do pastejo. Por manter os teores de matéria orgânica em níveis
adequados, além de proporcionar maior qualidade, sustentabilidade e capacidade de
produção de solos agrícolas, o sistema ILP-PD, em intensidades moderadas de pastejo,
é considerado um dos sistemas de manejo mais eficientes em melhorar a estrutura do
solo. Em áreas sob pastejo, a deposição de dejetos pelos animais pode constituir-se em
importante fator de reciclagem e de concentração de carbono, de nitrogênio e de outros
nutrientes no solo. 
 Leandro Souza da Silva, Flávio A. de Oliveira Camargo, Carlos A. Ceretta 85
QUESTÕES
1. A partir de quais materiais é gerada a matéria orgânica do solo?
2. Por que recentemente a matéria orgânica do solo tem atraído maior interesse sob o
ponto de vista ambiental?
3. Na natureza qual a principal fonte produtora da matéria orgânica ? Por qual
processo?
4. O termo “matéria orgânica do solo (MOS)” refere-se a qual compostos?
5. Por que a composição da matéria orgânica do solo é muito complexa?
6. O que é liteira?
7. O que compõe a “fração leve” da matéria orgânica?
8. Conceitue biomassa microbiana e justifique sua importância.
9. O que são substâncias não-húmicas ou biomoléculas ? Enumere cinco exemplos de
biomoléculas.
10. Defina substâncias húmicas. 
11. Estabeleça três diferenças entre ácido húmico e ácido fúlvico. 
12. Por que o ácido fúlvico é mais reativo que o ácido húmico?
13. Cite três importantes funções da matéria orgânica em solos
14. Como a MOS pode afetar a nutrição das plantas?
15. Que propriedades físicas do solo são afetadas pela MOS?
16. De que forma a MOS afeta as propriedades biológicas do solo?
17. Por que a matéria orgânica do solo, comparada com os minerais, apresenta maior
reatividade no solo?
18. Quais os principais grupos funcionais de superfície da matéria orgânica?
19. Explique e exemplifique como a MOS afeta a troca de íons com a solução do solo
e como isto pode afetar a nutrição das plantas e a qualidade do ambiente.
20. Defina “quelato” e apresente um exemplo de um complexo metálico na forma de
quelato com a MOS.
21. Por que a complexação de metais pelas substância húmicas pode ter um efeito
positivo ou negativo na nutrição das plantase na contaminação ou poluição do
ambiente?
22. Explique o poder de tamponamento da MOS do solo. Como esta propriedade pode
afetar a necessidade de aplicação de calcário em solos para aumentar o pH para um
valor apropriado para o crescimento das plantas (pH em torno de 6,0) ?
23. A MOS pode ligar-se aos minerais do solo. Como isto pode afetar propriedades do
solo?
24. A matéria orgânica do solo pode reagir com outras moléculas orgânicas adicionadas
ao solo pelo homem. Explique. 
Composição da fase sólida orgânica do solo86
25. Um Latossolo, cuja densidade é 0,95 g cm-3, tem 35 g de matéria orgânica por
quilograma de solo. Quantos quilogramas de matéria orgânica encontram-se na camada
de 0-20 cm de profundidade numa área correspondente a um hectare deste Latossolo
(área superficial de um hectare = 10.000 m2).
26. Com base na quantidade encontrada na questão anterior, explique porque uma
algumas gramas de matéria orgânica por quilograma de solo podem afetar acentuada-
mente as propriedades do solo.
Capítulo 4
A SOLUÇÃO DO SOLO
Egon J. Meurer & Ibanor Anghinoni
CONCEITO
A solução do solo pode ser definida como a fase aquosa (líquida)
associada com a fase sólida do solo que ocupa o seu espaço poroso. A
solução do solo é um sistema aberto, dinâmico, que troca matéria e energia
com suas vizinhanças e sua composição é resultante das inúmeras reações
que ocorrem com as outras fases que constituem o solo. A solução do solo
contém, assim, além da água, substâncias minerais e orgânicas dissolvidas,
e gases, que são encontrados no solo. O estudo da solução do solo fornece
informações que permitem analisar e avaliar os processos químicos que
ocorrem no solo de importância para a agricultura e para o ambiente. 
Existe uma condição de equilíbrio entre os componentes da solução
do solo e os componentes da fase sólida e, nesta interface, fase sólida-fase
líquida, ocorrem importantes reações químicas, com transferência de
espécies de uma fase para a outra. O estudo e caracterização da composi-
ção da solução do solo podem ser utilizados para predizer transformações
e reações de sorção, dissolução e precipitação que podem ocorrer no solo.
A análise química da solução do solo permite identificar as formas e
quantidades de elementos químicos que estão sendo adicionados ao solo e,
também, a quantidade deles que está sendo transferida para outros com-
partimentos do ambiente, através do lençol freático. 
 Solução do Solo86
O equilíbrio dinâmico da solução do solo 
A solução do solo interage com as fases sólida e gasosa, com as 
plantas, microorganismos e fauna do solo, como ilustrado na Figura 4.1.
Observa-se que a solução do solo é o meio de onde as plantas absorvem os
nutrientes necessários ao seu crescimento e desenvolvimento (1) e onde ex-
sudam os seus resíduos (2). Os íons na solução do solo podem ser adsorvi-
dos a componentes orgânicos ou inorgânicos do solo (3) e os íons adsorvi-
dos podem ser dessorvidos (liberados) para a solução do solo (4). Se a so-
lução do solo se encontra supersaturada com algum elemento, ele pode pre-
cipitar na forma de um mineral, até o equilíbrio ser restabelecido (5); se a
solução do solo fica abaixo da concentração de equilíbrio em relação a al-
gum mineral, ele pode se dissolver da fase sólida até o equilíbrio ser resta-
belecido (6). Os íons da solução do solo podem ser transferidos (lixiviados)
através do perfil do solo para lençol freático ou carregados pelas águas su-
perficiais que escorrem sobre terreno ou ainda, pela evapotranspiração e
pelo dessecamento do solo, transportados para as camadas superficiais do
solo (7); fertilizantes são freqüentemente adicionados ao solo e sua dissolu-
ção pode levar a formação de novos produtos e reações (8). Os microorga-
nismos também podem remover íons da solução do solo (9) e quando eles
morrem e a matéria orgânica é decomposta, os íons são novamente libera-
dos para a solução do solo (10). Gases podem ser liberados para atmosfera
do solo (11) ou podem estar dissolvidos na solução do solo (12).
COMPOSIÇÃO DA SOLUÇÃO DO SOLO
A composição da solução do solo varia muito, no espaço e no tempo.
A sua composição depende do material de origem do solo, do pH, das
condições de oxi-redução, do teor de matéria orgânica, da adição de produ-
tos químicos (fertilizantes, inseticidas, fungicidas, herbicidas) e do seu ma-
nejo. Os principais íons que podem estar presentes na solução de solos oxi-
dados, com pH próximo a neutralidade, com teores médios de matéria 
Egon J. Meurer e Ibanor Anghinoni 87
Figura 4.1 Interação da solução do solo com a fase sólida, lí-
quida e gasosa, com as plantas e microorganismos (Adaptado de
Lindsay, 1979).
orgânica, são o Ca2+, Mg2+, K+1, Na+1, Fe+2, Cl-1, NO3
- , SO4
2- 
 e Si(OH)4. 
Em solos ácidos, ocorrem ainda Al3+ e H+. Íons que ocorrem em menores
concentrações na solução do solo são o B, Co, Cr, Cu, Hg, Mn, Mo, Ni, Pb,
Zn. Em geral a quantidade de cátions e ánions presentes na solução do solo
é menor do que 10-2 mol L-1. A composição da solução do solo varia, tam-
bém, com o clima: em áreas de regiões temperadas a sua composição é
diferente da composição da solução dos solos que ocorrem em regiões tro-
picais, onde as temperaturas são mais altass e os processos de intemperiza-
ção dos solos são mais acentuados. No Tabela 4.1 apresenta-se um resumo
dos íons de maior interesse encontrados na solução de solos, agrupados de
acordo com algumas de suas características.
 Solução do Solo88
Tabela 4.1 Íons de maior interesse encontrados na solução
de solos agrupados de acordo com suas principais características
(Adaptado de Wolt, 1994)
 ÍONS COMENTÁRIOS
Ca2+ , Mg2+, K+, Na+
NH4
+ , H+ , Al3+
 
 PRINCIPAIS CÁTIONS
Ocorrem predominantemente como cátions trocáveis no solo. Seus teores no
solo são facilmente alterados pela calagem, irrigação, acidificação. O Al em
solos ácidos é fitotóxico; em solos corrigidos com calcário, os teores de Ca e
Mg são altos 
PRINCIPAIS ÂNIONS
NO3
-, SO4
2-
Cl- , HCO3
- , CO3
2-
Geralmente seus teores na solução do solo são inferiores aos dos cátions tro-
cáveis. O NO3
- pode aparecer em maiores concentrações em solos com maio-
res teores de matéria orgânica. 
 
ÂNIONS POUCO SOLÚVEIS
H2PO4
- , HPO4
2-
H2AsO4- , AsO2
H3BO3 , H2BO3
-
Si(OH)4, MoO4
-
São fortemente retidos pelos óxidos do solo; os boratos são os mais solúveis
do grupo. Molibdato e sílica são mais solúveis em pH mais altos; fosfato é
mais solúvel em pH ligeiramente ácido
ALUMÍNIO E METAIS DE TRANSIÇÃO
Al3+ , Al0H2+,
Al(OH)2+
Fe(OH)2
+ , Fe2+, Mn2+
Cu2+, Zn2+ 
Hidróxidos insolúveis tendem a se acumular em solos. Ferro e manganês são
mais solúveis em solos reduzido ou inundados
São fortemente complexados pela matéria orgânica
ÍONS TÓXICOS
Cd2+ , Al3+
Pb2+, Hg2+ , Hg
Be2+ , AsO4
3- , CrO4
2-
Comportamento no solo semelhante aos metais de transição. Al3+ é tóxico às
plantas; os demais são geralmente tóxicos aos animais; Cd2+ é relativamente
solúvel e disponível às plantas e sua retenção no solo é relativamente inde-
pendente do pH; os demais íons são menos disponíveis às plantas com o au-
mento do pH, exceto, talvez, para o As. Os últimos três íons ainda são pouco
estudados em solos.
 ELEMENTOS ATIVOS EM REAÇÕES DE OXI-REDUÇÃO
C, N, O, S
Fe, Mn, 
Se, Hg
Participam e são modificados por reações de oxi-redução resultantes da ativi-
dade de microorganismos em solos; o O2 é o principal receptor de elétrons;
Fe3+ , Mn 3,4+, nitrato, sulfato, são receptores de elétrons quando o suprimen-
to de oxigênio é baixo 
Egon J. Meurer e Ibanor Anghinoni 89
A composição da solução do solo varia com o sistema de ma-
nejo e com o sistema de cultura
Na Tabela 4.2 mostra-se a composição da solução de dois solos do
estado do Rio Grande do Sul. O Latossolo foi submetidoa dois sistemas de
manejo (sistema de plantio direto e sistema convencional) durante um pe-
ríodo de nove anos. O Argissolo foi submetido a dois sistemas de cultura
conduzidos há mais de dez anos (aveia/milho e guandú/milho).
Observa-se que tanto o sistema de cultivo como o sistema de culturas
podem modificar acentuadamente a composição e a concentração dos cáti-
ons e ânions em solução. Por exemplo, entre sistemas de cultivo (direto e
convencional) o teor de carbono orgânico dissolvido (COD) é duas vezes
maior no sistema plantio direto do que no sistema convencional. Também, 
no caso dos sistemas de cultura, constata-se que o sistema que inclu-
iu uma leguminosa (Guandú), o teor do COD foi, também, maior do que o
dobro do encontrado no sistema somente com gramíneas (Aveia/Milho). O
teor de carbono orgânico dissolvido indica, de uma maneira geral, a quanti-
dade de biomoléculas, ácidos fúlvicos e ácidos húmicos (e seus complexos)
dissolvidos na solução do solo. 
Moléculas orgânicas dissolvidas na solução do solo
A fonte de carbono para as plantas é o CO2 atmosférico, incorporado
ao tecido vegetal pela fotossíntese. O carbono orgânico dissolvido na solu-
ção do solo, é um componente que afeta a composição química, as formas
(especiação) e a atividade dos ions que se encontram na solução do solo. O
termo “carbono orgânico dissolvido (COD)” compreende uma variedade de
moléculas orgânicas de baixo peso molecular, dissolvidas na solução, e
moléculas de alto peso molecular, suspendidas como colóides em suspen-
são, resultantes da atividade bioquímica de organismos vivos, incluindo os
exsudatos das plantas, e dos produtos da decomposição microbiana da ma-
téria orgânica. 
 Solução do Solo90
Tabela 4.2 Valores de pH e teores de alguns íons na solução de dois
solos do Estado do Rio Grande do Sul, sob dois sistemas de culturas e de
manejo.
Sistemas de Manejo Sistemas de Culturas
Plantio
Direto1
Plantio Con-
vencional1
Aveia/Milho2 Guandú/Milho2
pH 5,4 5,5 5,5 5,5
Ca 1 0,5 1,4 2,1
Mg 0,6 0,3 0,8 1,3
K 0,8 0,4 0,9 1,7
Na 0,2 0,17 0,34 0,45
NH4 0,55 0,16 0,16 0,17
Al 0,14 0,1 0 0,1
COD3 4,4 2 2,4 5,3
NO3 1,5 0,45 3,65 5,15
PO4 0,004 0,0026 0,0032 0,004
SO4 0,1 0,15 0,24 0,42
1. Latossolo Vermelho Distrófico típico (Salet et al.,1999)
2. Argissolo Vermelho Distrófico típico (Giongo, 1997)
3. COD = carbono orgânico dissolvido
Estas moléculas podem estar carregadas, positivamente ou negativa-
mente, ou neutras. Assim, elas podem ser adsorvidas nos sítios de troca da
fase sólida do solo, formar complexos com óxidos de ferro e alumínio
(Capítulo 5); os compostos orgânicos sem carga (neutros) podem ser adsor-
vidos em sítios hidrofóbicos da matéria orgânica do solo.
Egon J. Meurer e Ibanor Anghinoni 91
Paralelamente, ao lado das moléculas orgânicas naturais, ocorrem,
também, na solução do solo, moléculas orgânicas sintéticas provenientes de
inseticidas, fungicidas, herbicidas, efluentes e lodos de indústrias
petroquímicas e outras similares, que são denominadas de substâncias xe-
nobióticas. A quantidade de moléculas orgânicas naturais na solução do solo
varia muito, dependendo da atividade da biota do solo. Uma grande varie-
dade de moléculas orgânicas de baixo peso molecular (biomoléculas - Capí-
tulo 3) ocorrem na solução do solo. Elas são exsudadas continuamente pe-
las raízes das plantas e microorganismos e são degradadas rapidamente. Os
ácidos orgânicos de baixo peso molecular mais freqüentes são os ácidos
acético, cítrico, fórmico, oxálico, málico, tartárico. Compostos orgânicos
mais complexos, como os ácidos fúlvicos e húmicos, também são encontra-
dos na solução do solo e são os principais agentes complexantes orgânicos
(ligantes) de metais. 
As reações das moléculas orgânicas dissolvidas na solução com cáti-
ons presentes no solo tem muita importância, considerando que as reações
de complexação podem aumentar a disponibilidade de nutrientes paras as
plantas, como a do Fe2+, por exemplo, diminuir a fitoxidade de outros, co-
mo, por exemplo, a complexação do Al3+, e aumentar a mobilidade de ele-
mentos tóxicos do meio ambiente, como metais pesados. 
CONCENTRAÇÃO E ATIVIDADE QUÍMICA DE UM ÍON
É muito comum expressar as quantidades dos íons presentes na
solução do solo em termos de concentração, utilizando-se como unidades o
mg L-1, o mmol L-1 e o μg L-1. Essas unidades têm sido utilizadas
satisfatoriamente para expressar a disponibilidade dos nutrientes para as
plantas. Entretanto, em situações que requerem uma melhor compreensão
das reações químicas que ocorrem na solução do solo, é mais adequado
expressar a atividade do íon na solução e não sua concentração. Concen-
tração e atividade, são portanto, conceitos diferentes e têm significado dife-
 Solução do Solo92
rentes. 
Numa solução com vários íons (ou moléculas) ocorrem repulsões e
atrações entre eles, e, quanto maior o número de íons presentes na solu-
ção, menor será a energia livre (potencial químico) de um íon para realizar
uma reação química (se você se encontra em uma sala com poucas pesso-
as, você terá liberdade para se movimentar; entretanto, à medida que mais
pessoas entram na sala, sua liberdade de movimentação ficará cada vez
mais restrita, isto é, sua atividade será menor). Assim, na solução do solo
as interações entre os íons e moléculas faz com que ocorra uma diminuição
no potencial químico dos íons, isto é, que ocorra uma diminuição na sua
atividade química. A atividade química de um íon na solução pode ser calcu-
lada pela seguinte expressão:
a = c . γ (4.1)
onde a expressa a atividade, c a concentração do íon na solução e γ o coe-
ficiente de atividade. A equação simplificada de Debye-Hückel permite
calcular o valor de γ:
 
log γ = -A Z2 I1/2 (4.2)
onde A é igual a 0,509 para a água a 25 o C, Z é a carga (valência) do íon e
I a força iônica da solução, que é calculada por:
I = ½ Σ ci Zi
2
(4.3)
onde ci é a concentração do íon i na solução e Z, como antes, a valência
do íon (Σ indica o somatório do produto da concentração pela valência, de
cada íon presente na solução). Nos casos em que as soluções são muito
diluídas, pode-se considerar a concentração igual a atividade, pois as inte-
rações entre os íons podem ser desprezadas. Na Tabela 4.3 apresentam-se
os valores de concentração e da atividade química de alguns íons na solução
Egon J. Meurer e Ibanor Anghinoni 93
de um Latossolo do estado do Rio Grande do Sul, onde pode ser observado
as diferenças entre esses dois valores.
Tabela 4.3 Concentração e atividade química de alguns íons na so-
lução do solo de um Latossolo Vermelho distrófico típico do estado do
Rio Grande do Sul cultivado no sistema de plantio direto (Salet, 1997).
Íons Concentração Atividade*
 mmol L-1 
 
Ca++ 70 50
Mg++ 47 34
K+ 96 90
Na+ 14 13
NH4
+ 71 66
Al+++ 15 1.5 x 10 -3
NO3
- 464 407
SO4
2- 12 7
H2PO4
- 16 15
Zn++ 6 1.3 x 10 -4
Cu++ 2 1.1 x 10 -5
(*) Em termodinâmica a atividade é definida com um valor sem dimensão, pois é uma
medida de desvio do potencial químico do íon no estado padrão. 
Entretanto, é freqüente a atividade ser expressa como unidade de
concentração (mmol L-1) na literatura da Ciência do Solo.
O entendimento sobre o significado da atividade de um íon explica,
por exemplo, porque solos que apresentam uma mesma concentração de
alumínio na solução podem provocar efeitos tóxicos diferenciados nas plan-
tas. 
 Solução do Solo94
ESPECIAÇÃO DA SOLUÇÃO DO SOLO
Em amostras da solução do solo pode-se determinar a cocentração
total dos cátions e ânions utilizando-se técnicas analíticas como espectome-
tria, cromatogafia e colorimetria. Estes procedimentos não informam, po-
rém, sob que formas (espécies) os íons ocorrem na solução, isto é, se estão
comoíons livres (não ligados a outros) ou ligados a outros íons, formando
diferentes compostos e complexos, ou seja, não informa a especiação des-
tes íons (especiação é o processo em que se determina sob qual ou quais
formas uma substância, espécie ou elemento, ocorre em uma amostra, em
função das interações existentes com os outros componentes da solução).
Os cátions e ânions da solução do solo podem formar diferentes espécies
devido a reações de hidrólise, de complexação e de oxi-redução.
Reações de hidrólise 
Uma reação de hidrólise ocorre quando há transferência de prótons
(H+) entre a molécula de um substância e a molécula de água. Um conceito
mais simples de hidrólise pode ser: uma reação química pela qual uma
substância é dividida ou decomposta pela água. 
Um exemplo de hidrólise, é a reação do cátion Al3+ com a água na
solução de um solo ácido representada na equação (4.4):
[Al(H2O)6]
3+ + H2O = [Al(OH)(H2O)5]
2+ + H3O
+ (4.4)
Nesta reação a espécie [Al(H2O)6]
3+ transfere um próton (H+) para a
água (hidrolisa-se) formando um nova espécie, o [Al(OH)(H2O)5]
2+. É co-
mum encontrar-se em livros textos a reação (4.4) representada de uma for-
ma bastante simplificada:
 [Al]3+ + H2O = AlOH2+ + H+ (4.5)
Egon J. Meurer e Ibanor Anghinoni 95
Na verdade, na solução do solo os cátions “livres” estão na
realidade hidratados, com uma ou mais moléculas de água. Assim, por
exemplo, o cátion alumínio, normalmente representado somente por Al3+
(por comodidade, como na reação 4.5), encontra-se na solução do solo hi-
dratado com seis moléculas de água, como íon hexa-aquoalumínio
[Al(H2O)6
3+ ], como representado na Figura 4.2.
Figura 4.2 Cátion hexa-aquoalumínio (Al3+ “livre” ) na solução do
solo.
Reações de complexação
A solução do solo contém de 100 a 200 diferentes espécies de com-
plexos solúveis. A maioria destes compostos são formados por cátions
metálicos ligados a uma ou mais moléculas orgânicas formando um comple-
xo (usualmente o complexo é formado por um metal, atuando como átomo
central, ligado à ânions ou moléculas neutras, denominados de ligantes).
Conforme o tipo de ligação (coordenação), como será visto no Capítulo 5, o
complexo formado pode ser de esfera-externa (se uma ou mais moléculas
de água se interpõem entre o grupo central e os ligantes) ou de esfera-in-
terna (se o grupo central, e os ligantes estão unidos diretamente).
Dependendo da composição da solução do solo, uma grande propor-
ção dos íons solúveis podem estar complexados por ligantes orgânicos ou
inorgânicos. Uma reação geral de complexação de um cátion hidratado e
um ligante (pode ser inorgânico ou orgânico) para formar um complexo de
esfera-externa pode ser representada por:
 Solução do Solo96
M+ (H2O)n + L- M (H2O)n L (4.6)
onde M+ representa um cátion e L um ligante orgânico (biomoléculas, ácidos
fúlvico e húmico, por exemplo) ou inorgânico (Capítulo 3 Complexação de
Metais). 
Assim, devido às reações de hidrólise e de complexação, um íon po-
de ser encontrado na solução do solo sob diferentes formas, “livres” ou
complexadas. Por, exemplo, o alumínio total (AlT) determinado na solução
de um solo representará o somatório de todas as formas possíveis, ou seja,
a especiação do alumínio (sua distribuição nas diferentes formas) na solu-
ção desse solo poderia ser:
AlTotal = [ Al3+ ] + [ AlOH]2+ + [ AlSO4
+ ] + [ Al L ] (4.7)
ou seja, a quantidade total de alumínio encontrado na solução desse solo 
é a soma das quantidades do alumínio que se encontram na forma “li-
vre” [ Al3+ ], na forma de [AlOH2]+, ligado ao ânion sulfato [ AlSO4
+ ] e o
complexado por ligantes orgânicos [ Al L ].
Reações de oxirredução
Reações de oxirredução podem originar diferentes espécies dos ele-
mentos. Todos os elementos químicos podem aceitar ou doar elétrons. A
oxidação é a perda de elétrons por uma substância; redução é o ganho de
elétrons. As reações de oxidação e de redução sempre ocorrem juntas, por-
que uma substância só pode doar elétrons se uma outra substância os acei-
ta, e vice-versa. No Capítulo 7, Solos Alagados, este assunto é tratado com
detalhes. 
Egon J. Meurer e Ibanor Anghinoni 97
Estimativa da espécies pelo MinteqA2
Para se obter a especiação de um elemento na solução do solo não
basta conhecer somente a composição da solução do solo: é necessário de-
terminar a concentração total dos metais e dos ligantes, as constantes
condicionais de estabilidade dos complexos formados e a equação do ba-
lanço de massa para a concentração total do elemento, o que é um
trabalho demorado. Porém, programas para computadores, como o
Geochem e o MinteqA2, facilitam esta tarefa, fornecendo, em poucos mi-
nutos, a estimativa das espécies e suas atividades na solução de solos. No
Tabela 4.4 mostram-se as principais espécies de alumínio em solução, no
Latossolo Vermelho distrófico típico, estimada pelo programa MinteqA2 a
partir dos teores dos íons apresentados na Tabela 4.1, para o sistema plan-
tio direto.
Comparando-se os dados apresentados no Tabela 4.1 com os
apresentados na Tabela 4.2, percebe-se que nesta última há uma discrimi-
nação das espécies de alumínio (estimadas pelo MinteqA2) que podem estar
presentes na solução do Latossolo, resultantes das interações e reações que
podem ocorrer entre os íons. Observa-se, por exemplo, que a forma do alu-
mínio tóxico para as plantas, a espécie Al3+, representa apenas 4,8% do
total do elemento presente na solução (alumínio total na solução = 0,14
mmol L-1 , Tabela 4.1). Mais de 72% do alumínio encontra-se complexado
por compostos orgânicos (biomoléculas, ácidos fúlvicos e húmicos) e, nestas
formas, não tem efeito tóxico para a planta. Observa-se, também, que a
atividade do alumínio na solução é de somente 3,41 x 10-6. 
Estes fatos explicam porque em solos ácidos, sob sistema de plantio
direto, não ocorre toxidez de alumínio para as plantas. 
 Solução do Solo98
Tabela 4.4 Estimativa das espécies químicas e da atividade do alu-
mínio na solução de um Latossolo Vermelho distrófico típico (na camada
de 0 - 5 cm de profundidade) submetido ao sistema de plantio direto, du-
rante um período de oito anos, realizada com o modelo de especiação Min-
teqA2 
Íons Espécies químicas
% do total
Carbono orgânico solúvel “livre” 54
Carbono orgânico ligado ao Alumínio 21,5
Al - ligado a carbono orgânico solúvel 72,8
Al3+ como íon “livre” 4,8
AlOH2+ 8,2
Al(OH)2
+ 13,2
Al(OH)3
o (aq) 0,6
Al(OH)4
- 0,2
AlSO4
+ 2
Atividade do Alumínio 3,41 x 10-6
OBTENÇÃO DA SOLUÇÃO DO SOLO
Uma determinação apropriada da composição iônica da solução do
solo exige, antes de mais nada, que se trabalhe com uma solução do solo
intacta. A coleta da solução "in situ", isto é, a campo, pode apresentar al-
guns problemas: ela é feita, geralmente, com cápsulas porosas de porcela-
na, que são dispostas no perfil do solo. Entretanto, os resultados obtidos
Egon J. Meurer e Ibanor Anghinoni 99
com esse método são pouco confiáveis, apresentando muita variação. A
coleta de solução de solo a campo é uma área que necessita do desenvolvi-
mento de pesquisa inovadora.
Existem métodos de laboratório, entretanto, que podem fornecer com boa
aproximação a composição da solução do solo de amostras coletadas no
campo, como os métodos do deslocamento, da centrifugação e de sucção.
Método do deslocamento
O métodos do deslocamento, proposto por Adams em 1974, é consi-
derado como o "método padrão". Neste método, a amostra coletada a cam-
po é acomodada, em laboratório, em pequenas colunas (de vidro, ou de
PVC, com 20-25 cm de altura e diâmetro de 2,5 - 3,0 cm), na densidade
aproximada do solo a campo e umedecida com água destilada-desminerali-
zada numa quantidade equivalente ao da capacidade de campo. Após o
equilíbrio do sistema (que dura algumas horas), inicia-se o deslocamento da
solução do solo, o que é feito com a adição na parte superiorquem o analisa. Assim, para um engenheiro de minas o solo é um detrito
que recobre as rochas e minerais e que deve ser eliminado. Para o geólogo é
o objeto de estudo da origem, da formação e das sucessivas transformações
do globo terrestre e da evolução do seu mundo orgânico. Para o engenheiro de
rodovias pode ser o material aonde será locado o leito de uma estrada. Para o
produtor rural, o solo constitui a base para a produção agrícola.
Historicamente, o solo tem sido estudado e interpretado diferentemente
à medida que os conhecimentos sobre a sua complexidade evoluiram. No
desenvolvimento da Ciência do Solo destacam-se alguns conceitos que
Introdução ao Estudo dos Solos12
contribuíram significativamente para o seu entendimento: a) solo como meio
para o desenvolvimento das plantas; b) como produto da alteração das rochas
e c) o solo como um corpo natural organizado. 
a) solo como meio para o desenvolvimento das plantas: desde
a antiguidade os povos preocupavam-se com a capacidade dos solos em
produzir alimentos, pois deles dependia a sua sobrevivência. A classificação dos
solos quanto a sua produtividade agrícola já era utilizada há mais de 4.000 anos
na China para avaliar as posses individuais e impostos a pagar ao governo. O
conceito agrícola de solos e a qualificação das terras também já eram
conhecidos no Império Romano.
O desenvolvimento das plantas depende da existência de substrato
para fixação das raízes, da quantidade adequada de luz, da disponibilidade de
água e da disponibilidade de quantidades adequadas de elementos minerais
nutrientes. Por isso, o solo deve prover um ambiente no qual as raízes possam
se desenvolver, o que requer espaço poroso, oxigênio e ausência de elementos
tóxicos, entre outros.
Pelo menos 17 elementos minerais são considerados essenciais para o
crescimento das plantas. O carbono, o oxigênio e o hidrogênio, combinados na
reação fotossintética, são obtidos do ar e da água. Eles constituem 90% ou
mais da massa produzida pelos vegetais. Os restantes 13 elementos são
obtidos do solo. Nitrogênio, fósforo, potássio, cálcio, magnésio e enxofre são
necessários em maiores quantidades e são denominados de macronutrientes.
Nutrientes requeridos em pequenas quantidades são denominados micronutri-
entes e são o boro, o cobre, o cloro, o ferro, o manganês, o molibdênio e o
zinco (Tabela 1.1). 
b) solo como produto da alteração das rochas: no final do século
XVIII, com o desenvolvimento da Geologia, os solos passaram a ser considera- 
dos como produtos de alteração das rochas, empregando-se métodos
geológicos para a sua classificação. Surgiram, assim, a classificação dos solos
de acordo com as rochas que lhes deram origem: solos graníticos, solos
calcários, solos sedimentares e assim por diante. 
c) solo como corpo um natural organizado: a partir dos trabalhos
do geólogo russo Dokuchaev, na metade do século XIX, é que os solos
passaram a ser reconhecidos como corpos naturais organizados. Reconheceu-se
maril
Realce
Elvio Giasson 13
que o solo é formado em função das interações entre os fatores ambientais,
material de origem, clima, relevo e organismos vivos atuando ao longo do
tempo.
Tabela 1.1 Macro e microelementos essenciais às plantas,
símbolos químicos e formas iônicas comumente absorvidas pelas raízes
das plantas
Nutrientes Símbolo químico Formas absorvidas
pelas plantas
Macronutrientes
Nitrogênio N NO3
- , NH4
+
Fósforo P H2PO4
- , HPO4
2-
Potássio K K+
Cálcio Ca Ca2+
Magnésio Mg Mg2+
Enxofre S SO4
2-
Micronutrientes
Boro B H3BO3 , H4BO4
-
Cloro Cl Cl-
Cobre Cu Cu2+
Ferro Fe Fe2+
Molibdênio Mo MoO4-
Manganês Mn Mn2+
Zinco
Níquel
Zn
Ni
Zn2+
Ni2+
Introdução ao Estudo dos Solos14
Neste contexto, os solos são corpos naturais com características próprias
desenvolvidas durante seu processo de formação, o qual é condicionado pelos
fatores ambientais com características morfológicas, físicas, químicas e
mineralógicas relacionadas aos processos e fatores que lhes deram origem.
Assim, considerando a evolução histórica do conceito de solo e a sua
importância dentro da Ciência do Solo, um conceito mais adequado e mais
abrangente na atualidade pode ser: “Solo: corpo natural da superfície terrestre,
constituído de materiais minerais e orgânicos resultantes das interações dos
fatores de formação (clima, organismos vivos, material de origem e relevo)
através do tempo, contendo matéria viva e em parte modificado pela ação
humana, capaz de sustentar plantas, de reter água, de armazenar e transformar
resíduos e suportar edificações” ( Beck et al., 2000).
Além do conceito formal, o entendimento do solo como um importante 
componente dos ecossistemas que exerce grande influência no controle de
interações ambientais, tem gerado uma nova área de estudos para a Ciência
do Solo. Assim, recentemente tem aumentado o interesse na utilização do solo
como meio para controle da poluição ambiental. Desta forma o solo vem sendo
utilizado para descarte de resíduos com potencial poluente, como compostos de
lixo, lodos de estações de tratamento e efluentes industriais. Esta prática tem
sido viável devido à capacidade do solo de inativar diversos íons e compostos
orgânicos por reações de adsorção, complexação ou precipitação. Os micro-
organismos do solo podem, também, decompor compostos e resíduos orgânicos
e ter ação sobre organismos patogênicos. 
O PERFIL DO SOLO
Os solos diferem em suas propriedades conforme o material do qual 
foram originados. O solo é formado a partir do material de origem por
influência do clima, organismos e topografia, que atuaram durante longos perío-
dos de tempo para produzir o solo como ele é. Assim, diferentes condições
ambientais formam solos de diferentes tipos, existindo uma grande variabilidade
de tipos de solos, que possuem diferentes profundidades, cores, estrutura,
textura, consistência, teores de nutrientes, acidez e matéria orgânica, entre
outros. Estas diferenças entre tipos de solos podem ser observadas quando do
estudo do perfil do solo. O solo não é constituído apenas pela camada
Elvio Giasson 15
superficial cultivada pelos agricultores, mas formado por outras camadas abaixo
dessa. A observação de um corte vertical do solo, denominado perfil do solo,
permite a observação da existência de camadas paralelas à superfície
diferenciadas entre si e denominadas de horizontes do solo (Figura 1.1). 
O perfil é a seção vertical que inicia na superfície do solo e aprofunda-se
até o contato com o material de origem. A observação do perfil permite
distinguir os diferentes horizontes do solo. Estes horizontes diferenciam-se pela
espessura, cor, distribuição e arranjos das partículas sólidas e poros, distribuição
de raízes e outras características. As características de cada horizonte são
resultantes da interação dos fatores que proporcionaram a formação do solo,
refletindo, assim, o histórico de sua evolução. A caracterização mais detalhada
dos horizontes permite identificar, classificar e planejar o uso mais adequado do
solo. O perfil do solo é a unidade básica usada para o estudo e descrição dos
solos. Os horizontes são designados por letras maiúsculas. Assim, as letras A,
B, e C representam os horizontes principais do solo. As letras O e R são
utilizadas, para identificar um horizonte orgânico em solos minerais e a rocha
inalterada, respectivamente. 
Assim, um perfil de solo pode conter os seguintes horizontes (Figura 1.1):
Figura 1.1 Representação esquemática do perfil do solo e seus
principais horizontes
Introdução ao Estudo dos Solos16
Horizonte O - horizonte orgânico, de cobertura, composto predominantemen-
te por matéria orgânica fresca ou em decomposição que ocorre sobreposto a
alguns solos minerais bem drenados; quando horizonte semelhante ocorre em
condições de má drenagem é denominado de horizonte H, podendo também
ocorrer em maior profundidade no perfil.
Horizonte A - horizonte mineral superficial resultante dada coluna de
um líquido deslocante (álcool, água pura, por exemplo) que à medida que
penetra no solo, desloca a solução do solo, gradativamente, pela pressão
hidrostática que exerce sobre a coluna. 
Método da centrifugação
No método da centrifugação, as amostras de solo coletadas a campo
são equilibradas com água destilada-desmineralizada por algumas horas
em pequenos tubos de plástico. Após o equilíbrio aos tubos são levados à
centrifuga e a solução do solo é separada da fase sólida por centrifugação.
Este método é mais fácil e prático e os resultados são muito semelhantes
com os obtidos pelo método do deslocamento. São utilizados cilindros de
PVC rígido com 2,5cm de diâmetro e 8,0 cm de altura, fechado em uma das
extremidades com uma placa de acrílico perfurada recoberta com papel de
 Solução do Solo100
filtro analítico. O solo seco ao ar e peneirado em peneira com malha de 2
mm é colocado dentro dos cilindros de PVC e umedecidos até 90% da capa-
cidade de campo e deixados equilibrar por uma noite. A extração é feita
colocando-se os cilindros em tubos de centrifuga, apoiados em um anel de
PVC (com cerca de 1,0 cm de altura), com mesmo diâmetro dos cilindros, e
centrifugados a 3.000 rpm por 30 minutos.
DIAGRAMAS DE ESTABILIDADE
A utilização de diagramas de estabilidade permite determinar se um
elemento da fase sólida controla a concentração de um elemento na solução
do solo. Os diagramas de estabilidade são construídos convertendo as rela-
ções fase sólida-fase liquida em termos de logaritmos para obter uma rela-
ção linear entre essas duas fases. 
Pode-se exemplificar a utilização dos diagramas de estabilidade estu-
dando a dissolução da variscita em solos. A varisicita é um fosfato de alumí-
nio que controla a solubilidade do ânion H2PO4
- na solução do solo. 
A reação de dissolução da varisicita é:
 
AlPO4.2H2O = Al3+ + H2PO4
- + 2OH-
a energia livre padrão desta reação (ΔGo
r) pode ser calculada por (Lindsay,
1979):
 ΔGo
r = Σ Go
f dos Produtos - Σ Go
f Reagentes
com os valores ΔGo
f publicados por Lindsay (1979) tem-se (Tabela 4.5):
Go
r = [-117,33 kJmol-1 + -271,85 kJmol-1 + - (2x37,59kJmol-1 )] - [-505,97kJmol-1 ]
Go
r = 41,61 kJmol-1
Egon J. Meurer e Ibanor Anghinoni 101
Tabela 4.5 Energias livres padrão de formação de alguns minerais
Espécies Δgo
f kJ mol-1
Al3+ -117,33
Al(OH)3 - gibbsita -276,43
AlPO4.2H2O - variscita -505,97
Al2Si2O5(OH)4 - Caulinita -909,23
OH- -37,59
Ca2+ -132,52
CaCO3
- - calcita -270,18
Ca10(OH)2(PO4)6 - Hidroxiapatita -3030,24
FeOOH - Goethita -117,42
Fe2O3 - Hematita -177,85
H2PO4
- -271,85
Adaptado de Lindsay, 1979
sabe-se que ΔG = -1,364 log Kdiss ou logKdiss = -ΔG/1,364, substituindo o
valor de ΔGo
r tem-se
Log Kdiss = -41,61/1,364
Log Kdiss = -30,5 ou pK = 30,5 
A constante de dissolução Ko
diss para a reação de dissolução da varisci-
ta é:
 Ko
diss = [Al3+] . [H2PO4
-] . [OH-]2 
 [AlPO4.2H2O]
 Solução do Solo102
como a atividade de um elemento ou substância no estado padrão é igual a
1, então a expressão acima fica 
Ko
diss = [Al3+] . [H2PO4
-] . [OH-]2
então -30,5 = [Al3+] . [H2PO4
-] . [OH-]2 ou
 
-30,5/[OH-]2 = [Al3+] . [H2PO4
-] ou
30,5 /[pOH]2 = pAl + pH2PO4
-
 
Por exemplo, em pH=5 o pOH =9, então tem-se [pOH]2 = 18
30,5/18= pAl + pH2PO4
- ou 
 12,50 = log Al + log H2PO4
- ou
 log H2PO4
- = -12,50 - log Al
de onde grafando-se log de Al (x) versus log H2PO4 (y) obtem-se a linha de
solubilidade da variscita a pH 5
 
Figura 4.3 Diagrama de solubilidade da varisicita a pH 5
Egon J. Meurer e Ibanor Anghinoni 103
PARA SABER MAIS
Como calcular a força iônica e a atividade de um íon em solução
Qual é a força iônica de uma solução 0,01 mol L-1 de CaCl2? Qual a atividade
do ion Ca2+ ?
a) A fórmula para o cálculo da força iônica é: I = ½ Σ ci Zi
2 
Como temos 0,01 mol de Ca e 2x0,01 mol de Cl 
I = ½ [(0,01 x 22) + ( 0,02 x (-1)2] = 0,03
b) Para calcular a atividade do íon, podemos usar a equação simplificada de Debye-
Hückel:
log γ = -A Z2 I1/2
para o ion Ca tem-se
log γ = - 0,509 x 22 x (0,03)1/2
log γ = -0,35
γ = 10 -0.35
γ = 0,447
e a atividade do ion Ca2+ nesta solução é:
a = c . γ
a = 0,01 x 0,447
a = 4,5 x 10-3
Como pode ser aplicado na prática o conceito de atividade de um
íon?
Os solos tropicais são ácidos e normalmente apresentam teores de Al3+ que
são tóxicos para muitas culturas. Os teores do Al3+ aumentam com a profundidade
do solo. Para culturas anuais e pastagens pode-se solucionar o problema da toxidez
do Al3+ com a calagem da camada superficial do solo (0 - 20 cm de profundidade),
elevando-se o pH para próximo de 6,0. Entretanto em culturas perenes, como em
pomares, não é viável fazer a correção do pH com a calagem, em maiores profun-
didades. Uma das medidas que pode ser utilizada é a de reduzir a atividade do Al3+,
 Solução do Solo104
melhorando o ambiente radicular em profundidade. Isto pode ser feita com a apli-
cação de gesso agrícola (CaSO4.2H2O), que é barato, na camada superficial do
solo. Os ions Ca2+ e SO4
2- apresentam mobilidade no solo e podem deslocar-se no
perfil do solo (e favorecer o deslocamento de outros cátions, como o Mg2+) até as
raízes que crescem nas camadas mais profundas do solo. Os íons Ca2+ e SO4
2- ,
além de melhorar a nutrição em cálcio e enxofre, irão aumentar a força iônica da
solução na profundidade, reduzindo a atividade do alumínio. Além disso, o SO4
2-
pode reagir com o Al3+, formando o par iônico AlSO4
+ que é menos tóxico para as
plantas.
Por que o Al3+ é tóxico para as plantas? Por que existem espécies de
plantas mais tolerantes ao Al3+ ?
O alumínio presente na solução do solo na forma de cátion trivalente hidra-
tado (Al3+) é absorvido pelas raízes das plantas, embora não seja elemento essenci-
al (provavelmente o alumínio pode entrar dentro das células através das proteínas
carregadoras de íons - possivelmente utilize a mesma proteína carregadora do Mg2+
- ou através de sideróforos). O Al3+ dentro das células da raiz inibe a divisão celu-
lar e seu alongamento (danificando a morfologia do sistema radicular, com graves
prejuízos para a absorção de água e nutrientes pelas plantas) e produz alterações
nos sinais bioquímicos nos processos fisiológicos da planta. O principal sintoma de
toxidez de alumínio é a redução do crescimento do sistema radicular. As raízes
tornam-se grossas, marrons e quebradiças.
As espécies de plantas e mesmo seus genótipos apresentam sensibilidade
diferentes à toxidez do alumínio. Em geral as gramíneas são mais tolerantes que as
leguminosas. A maior ou menor sensibilidade ao alumínio está relacionada a carac-
terísticas da espécie e mecanismos internos da planta. Por exemplo, sabe-se que
espécies de plantas com maior capacidade de troca de cátions (CTC) nas células
radiculares são mais sensíveis à toxidez do alumínio. Também, que determinadas
espécies excretam maiores quantidades de ácidos orgânicos de baixo peso mole-
cular pelas raízes (ácidos cítrico, oxálico, por exemplo), que complexam o Al3+ na
solução do solo, diminuindo ou impedindo sua absorção. Outras espécies têm me-
canismos para imobilizar ou neutralizar o alumínio dentro da célula.
Egon J. Meurer e Ibanor Anghinoni 105
Saiba mais sobre o alumínio
A quantidade de alumínio presente nos solos pode variar de 1% a 30% (mé-
dia = 7,1%) aparecendo como componente de aluminossilicatos, oxihidróxidos e
minerais não silicatados (Capítulo 2).
Embora apareça sob diversas formas no solo, o Al bioquimicamente ativo é
o hexa-aquoalumínio [Al(H2O)6], usualmente designado como Al3+ (que ocorre em
solos ácidos) que tem efeito tóxico para as plantas. Em solos ácidos a concentração
de alumínio na solução pode chegar a valores na ordem de 400 μmol L-1. Em águas
naturais há relatosque ocorre em concentração acima de 90 μmol L-1.
Os monômeros do Al - as reações de hidrólise do alumínio em solos são
importantes porque determinam a sua biodisponibilidade (ou seja, a atividade do
íon Al3+) na solução do solo. As reações de hidrólise do Al3+ em meio ácido podem
se representadas, simplificadamente, por: 
Al3+ + H2O = AlOH2+ pK = 4,97
AlOH2
 + H2O = [Al(OH)2]
1+ pK = 4,93
[Al(OH)2]
1+ + H2O = [Al(OH)3]
0 pK = 5,7
[Al(OH)3]
0 + H2O = [Al(OH)4]
1- pK = 7,4 
 
 Observa-se que em valores de pH menores do que 5,7 (indicado pelo valor de pK)
a forma predominante do alumínio é Al3+, tóxica aos vegetais. Em pH acima deste
valor, o alumínio esta sob a forma de [Al(OH)3]
0, que não é tóxica às plantas. 
É possível obter uma amostra mais representativa solução do solo? 
O método clássico para se obter uma amostra da solução do solo de deter-
minada área (o método do deslocamento), descrito por Adams em 1974, prevê a
retirada de amostras de solo do local que são levadas ao laboratório e colocadas
em tubos de vidro ou de PVC. A coleta das amostras a campo altera a estrutura
original do solo, sua porosidade, densidade, entre outros. Uma maneira de minimi-
zar estes inconvenientes é coletar “amostras indeformadas” no local. Isto se conse-
 Solução do Solo106
gue introduzindo canos de PVC rígido no solo (utilizando-se bate-estacas) até a
profundidade desejada e depois cavando-se a terra ao redor do tubo para facilitar a
remoção do mesmo. Naturalmente que a operação deve ser repetidas em outros
locais da mesma área para ser ter uma amostra “mais representativa” da área. Este
procedimento é muito útil, por exemplo, para estudos da composição da solução do
solo de áreas que estão sob o sistema de plantio direto. 
 Por que é importante entender as reações entre o carbono orgânico
dissolvido (COD) e os metais?
O entendimento das reações químicas entre o carbono orgânico dissolvido
(matéria orgânica dissolvida) na solução do solo e os metais é importante devido
ao impacto potencial que os complexos formados têm em aumentar a sua mobilida-
de e toxicidade. 
Os compostos orgânicos dissolvidos complexam fortemente muitos metais
(como chumbo e cobre, por exemplo). Os sistemas aquáticos contêm quantidades
de carbono orgânico dissolvido que podem ser superiores a 50 mg L-1, em águas
superficiais. 
Os óxidos e as argilas, no solo e nos sedimentos, tendem a adsorver os me-
tais em solução, mas a presença de matéria orgânica dissolvida, mesmo em pe-
quenas concentrações, pode formar complexos solúveis com os metais aumentando
sua mobilidade no solo e nas águas. Por outro lado, há evidências que a complexa-
ção dos metais pela matéria orgânica dissolvida pode reduzir a sua absorção pelos
peixes. 
Os modelos de especiação, como o MinetqA2 e outros similares (Geochem,
Soilchem, C-salt, Alchemi, Gmin, Leachm), auxiliam a compreensão e interpretação
das complexas reações que ocorrem em solos e águas e, assim, permitem predi-
zer as reações e interações que podem ocorrer entre os íons e suas conseqüências
para o ambiente. 
As plantas absorvem os nutrientes somente da solução do solo?
Sim. As raízes das plantas somente absorvem um íon nutriente se ele se
encontrar na solução do solo. E, ainda, para que o íon nutriente possa ser absorvi-
do, ele deve entrar em contato com a superfície da raiz. Para isto, ele deve ser
“transportado” da solução do solo até a raiz. E, isto acontece por dois mecanismos:
Egon J. Meurer e Ibanor Anghinoni 107
a) por fluxo de massa, em que o íon é “arrastado” junto com a água, em direção à
raiz (quando a planta absorve água) e pelo mecanismo de difusão, em que o íon se
difunde em direção à raiz devido às diferenças de concentração do nutriente, longe
e próximo da raíz (difusão = processo espontâneo de transporte de massa num
sistema físico-químico, por efeito de gradientes de concentração). 
A cor das pétalas das plantas de hortênsia
Muitas pessoas relatam que adquirem mudas de hortênsia (Hidrangea ma-
crophilla) de determinada cor e, com o passar do tempo elas mudam de cor: de
azuis, as flores se tornam cor-de-rosa ou vice-versa. Por quê isso acontece? Na
verdade, o índice de acidez e alcalinidade do solo (pH) pode realmente alterar a
coloração dessas flores e está relacionado com os teores de alumínio no solo. Em
solos ácidos surgem flores azuis devido a maior concentração do alumínio; já em
solos alcalinos, surgem flores rosadas e até brancas. Podemos alterar o grau de
acidez ou alcalinidade do solo, para determinar a cor das hortênsias. A absorção do
alumínio pelas raízes das plantas resulta num distúrbio fisiológico que alteras a
coloração das pétalas. A cor azul das sépalas da hortênsia é devida a formação de
um complexo entre delphinidin-3-glucoside, Al e o ácido 3-caffeoylquinic (Ma et
al., 2001). 
 Solução do Solo108
QUESTÕES E EXERCÍCIOS
1. Escreva um conceito para “solução do solo”.
2. Que tipos de substâncias podem ser encontradas na solução do solo?
3. Por que é importante o estudo da solução do solo?
4. Qual a relação que existe entre os componentes da fase sólida do solo e os da
fase líquida?
5. As plantas absorvem os nutrientes somente se estiverem na solução do solo?
6. Que fatores afetam a composição da solução do solo?
7. Qual o elemento químico comum em solos ácidos que é tóxico às plantas?
8. Qual o significado do termo “carbono orgânico dissolvido (COD)” ?
9. Na solução do solo podem ocorrer moléculas orgânicas sintéticas? De onde pro-
vêm? Cite alguns exemplos.
10. Por que a interação de moléculas orgânicas dissolvidas na solução do solo é
importante para a nutrição das plantas e para o ambiente? Explique.
11. Existem diferenças entre a concentração de um íon na solução do solo e a sua
atividade química? Por que? Explique.
12. Qual o significado de “especiação da solução do solo” ?
13. Qual a “utilidade” de se fazer a especiação da solução do solo?
14. Os íons da solução do solo podem formar diferentes espécies? Por que? Como? 
15. Escreva uma reação simplificada de hidrólise de um cátion hidratado.
16. Como se encontram os cátions “livres” na solução do solo?
17. Na solução do solo pode-se encontrar quantas espécies químicas? 
18. O que é um “complexo” ? Escreva uma reação química simples ilustrando a 
formação de um complexo de esfera-externa entre um cátion hidratado e um ligan-
te.
19. É possível obter amostras da solução do solo? Como?
20. Qual o método considerado como “padrão” para a obtenção da solução do so-
lo? Qual o seu princípio? 
21. O solo do horizonte superficial de um Latossolo tem a capacidade de reter uma
quantidade de água equivalente a 30% do seu volume. Sabendo que a solução do
solo é a fase liquida composta pela água e substâncias orgânicas e minerais nela
dissolvidas, calcule o volume, em litros, de solução do solo que pode existir na ca-
mada superficial de 0-20 cm de profundidade de um hectare, deste Latossolo. (Di-
ca: na camada superficial de uma hectare, de 0-20cm de profundidade, há
2.000m3 de solo e, para efeitos de cálculo, pode-se considerar a densidade do solo
como aproximadamente igual a 1. Lembrar que d = m/v ou seja densidade= mas-
sa/volume). 
Egon J. Meurer e Ibanor Anghinoni 109
22. Neste mesmo Latossolo, o teor de K+ na solução, na camada de 0 -20 cm de
profundidade, é de 10 mg L-1. Calcular a quantidade de potássio que está presente
na solução deste solo, nesta camada de solo, num hectare.
Capítulo 5
FENÔMENOS DE SORÇÃO EM SOLOS
Egon J. Meurer, Danilo Rhenheimer & Carlos A. Bissani
INTRODUÇÃO
Os capítulos anteriores abordaram, separadamente, a fase sólida do
solo (mineral e orgânica) e a fase líquida, a solução do solo, não tratando, com
detalhes, da interação entre estas duas fases. Inúmeras reações que ocorrem
em solos acontecem nesta interface sólido-solução e afetam a disponibilidade
de nutrientes para as plantas, a eficiência de moléculasorgânicas sintéticas
que compõem inseticidas, fungicidas e herbicidas, entre outras, e o destino nos
solos de íons ou moléculas que podem causar danos ao ambiente, como metais
pesados. 
Os íons e moléculas que estão na solução do solo podem ser retidos
nas superfícies das partículas da fase sólida e também podem ser liberados da
fase sólida para a solução do solo. O termo sorção é, genericamente, utilizado
para referir os diversos mecanismos de retenção de íons e moléculas pela fase
sólida. Adsorção, precipitação de superficie e polimerização são exemplos de
sorção. O mecanismo de liberação de um íon retido pela fase sólida do solo
para a solução é denominado de dessorção.
A adsorção pode ser definida como a acumulação de um elemento ou
substância na interface entre a superfície sólida e a solução adjacente. Define-
se como adsorbato o material que se acumula numa interface; o adsorvente
é a superfície sólida na qual o adsorbato se acumula; o adsortivo é o íon ou
molécula em solução que tem o potencial de ser adsorvido. Se o termo sorção
é utilizado, esses termos são referidos como sorbato, sorbente e sortivo,
respectivamente. 
Fenômenos de Sorção em Solos114
A adsorção dos íons, na fase sólida mineral e orgânica, ocorre devido
à existência de cargas elétricas de superfície, positivas e negativas, que
atraem ânions e cátions, respectivamente. 
A força de retenção dos íons na interface sólido-solução é determina-
da pelo tipo de interação entre os íons e a superfície das partículas. Em geral,
íons adsorvidos por ligações do tipo covalente ou iônica são mais fortemente
retidos do que íons adsorvidos por forças físicas tipo van der Waals.
A fase sólida e a solução do solo foram caracterizadas com mais
detalhes nos Capítulos 2, 3 e 4. Neste capítulo, são abordadas as característi-
cas de superfície das partículas do solo e as reações que ocorrem na interface
sólido-solução, enfatizando-se a sua importância na nutrição das plantas, nas
propriedades físicas e químicas do solo e na preservação do ambiente. 
ORIGEM DAS CARGAS ELÉTRICAS DO SOLO
As partículas inorgânicas e orgânicas do solo podem apresentar cargas
elétricas nas suas superfícies, que podem ser classificadas em cargas perma-
nentes e cargas dependentes de pH. 
As cargas negativas permanentes são originadas na formação dos
argilominerais, quando cátions de menor valência substituem cátions de maior
valência na estrutura do mineral, causando um desbalanceamento de cargas
que resulta no aparecimento de cargas negativas na estrutura do mineral (ver
substituição isomórfica no Capítulo 2).
Cargas dependentes do pH
As cargas elétricas classificadas como dependentes de pH são assim
denominadas porque resultam da variação do pH do solo e podem ser positivas
ou negativas. Normalmente em solos agrícolas das zonas tropicais e sub-
tropicais, quando o pH está abaixo de 5,0, pode haver predominância de
cargas positivas (que atraem ânions) e à medida que o pH se eleva (pela
calagem do solo, por exemplo) passam a predominar cargas negativas nas
superfícies das partículas, atraindo, então, cátions. 
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 115
Tabela 5.1 Principais grupos funcionais de superfície que
geram cargas dependentes de pH (adaptado de McBride, 1994)
Grupos funcionais Localização
-COOH
-OH fenólico
-OH alcóolico
Matéria orgânica
-NH2 Matéria orgânica
Fe]-OH Óxidos de ferro
Al]-OH Óxidos de alumínio
Si]-OH Silanol (bordas dos argilominerais)
Al]-OH Aluminol (bordas dos argilominerais)
 
As cargas elétricas que se formam nos grupos funcionais de superfície
são originadas pela adsorção ou dessorção de prótons (íons H+) ou de íons
hidroxil (OH-) pelos grupos funcionais de superfície, como ilustrado na Figura
5.1. Como os grupos funcionais estão em íntimo contato com a solução do
solo, as cargas originadas serão negativas ou positivas, conforme o valor do
pH; estas são denominadas de dependentes de pH. Na Tabela 5.1 são
apresentados os principais grupos funcionais de superfície que geram cargas
dependentes de pH.
O principal grupo funcional de superfície da matéria orgânica é o
carboxil (-COOH), enquanto o grupo de superfície inorgânico de maior
abundância e reatividade é o grupo hidroxil (-OH), exposto nas superfícies
externas dos argilominerais e nos óxidos, hidróxidos e oxihidróxidos de Fe, Al,
Mn, Si e Ti. De um modo geral, a energia de ligação do íon H+ com os grupos
funcionais dos argilominerais e dos óxidos é muito maior que a energia de
ligação do mesmo com os grupos funcionais da matéria orgânica. Assim, a
matéria orgânica dissocia seus íons mais facilmente, criando cargas negativas
Fenômenos de Sorção em Solos116
já em pH relativamente baixo (pH~3,5). Essa propriedade, aliada à maior área
superficial específica, faz com que a matéria orgânica seja a principal fonte de
cargas elétricas negativas nos solos das regiões tropicais e sub-tropicais, onde
predominam minerais do tipo 1:1, como a caulinita, que apresenta poucas car-
gas negativas. 
 
 (a) 
 
 
 
 
 
 
 
 
 (b) 
 
 Figura 5.1 Origem de carga negativa pela ( a) dissociação de
íon H+ do grupo carboxil (-COOH) da matéria orgânica e (b) origem
de cargas positivas e negativas nos grupos funcionais de superfície
de um óxido de ferro pela adsorção de H+ou ou dessorção de OH- 
 ( Singh & Uehara, 1999).
MODELOS DE DISTRIBUIÇÃO DAS CARGAS ELÉTRICAS
 AO REDOR DAS PARTÍCULAS 
As cargas elétricas existentes nas superfícies das partículas minerais e
orgânicas da fase sólida atraem os íons da solução do solo para as proximida-
des da superfície da partícula. Vários modelos foram desenvolvidos para
explicar a distribuição dos íons em torno das partículas. Um deles é o modelo
da dupla camada difusa, desenvolvido independentemente por Gouy, em 1910,
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 117
e Chapman, em 1913. Este modelo é freqüentemente utilizado para explicar
a adsorção de cátions nas superfícies carregadas negativamente, sendo útil,
também, para explicar a dispersão das partículas no solo, discutido mais adian-
te.
O modelo de Gouy-Chapman
Segundo o modelo de Gouy-Chapman, há uma maior concentração de
cátions na vizinhança imediata da superfície carregada negativamente (de-
nominada de camada de Stern), enquanto a concentração de ânions é prati-
camente igual a zero, por serem repelidos (por terem a mesma carga da
superfície). Ao mesmo tempo em que são atraídos pela superfície carregada 
negativamente, os cátions tendem a dela se afastar (difundir) para
contrabalançar as cargas dos ânions repelidos. Como consequência, forma-se
uma camada difusa de íons em volta da partícula.
Figura 5.2 Representação da dupla camada difusa onde se
destacam a camada de Stern, a camada difusa e a solução do solo
(adaptado de Sparks, 1995).
Camada de Stern Solução do solo
Superfície da
partícula
Fenômenos de Sorção em Solos118
A distâncias crescentes da superfície da partícula, a concentração de
cátions diminui rapidamente, enquanto a concentração de ânions aumenta, de
forma que, na solução do solo, a concentração de ambos é igual. Na figura 5.2,
observam-se duas camadas: a de Stern, adjacente à superfície carregada
eletricamente, e a camada difusa, que representa a mudança gradual nas
concentrações dos cátions e ânions até alcançar a solução do solo. 
A espessura da camada difusa varia de 0,05-1,0 nm a 5-10 nm, dependendo
da concentração de íons na solução do solo e da valência destes íons. A
espessura da dupla camada difusa é relativamente pequena se comparada com
o tamanho dos poros do solo,que são da ordem de 100 a 5.000 nm. Quanto
maior a concentração de íons na solução do solo, menor será a espessura da
dupla camada difusa.
Tabela 5.2 Espessura da dupla camada difusa para cátions
monovalentes e divalentes em função da concentração de íons na
solução (adaptado de van Olphen, 1977)
Concentração de cátions
na solução
Espessura da dupla camada
difusa, nm
(mol L-1) Monovalentes Divalentes
10-5 100 50
10-3 10 5
10-1 1 0,5
Do mesmo modo, a espessura da dupla camada é menor para cátions
de maior valência, devido à atração mais forte das superfícies das partículas
carregadas por cátions de mais alta carga. Na tabela 5.2, apresenta-se a
espessura da dupla camada difusa em partículas de montmorilonita para
cátions monovalentes e divalentes, em função da concentração de cátions na
solução. 
Observa-se que a espessura da camada difusa para os cátions
divalentes é menor do que a dos monovalentes; também, quanto mais
concentrada a solução, menor a espessura da dupla camada difusa.
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 119
COMPLEXOS DE SUPERFÍCIE
Como visto anteriormente, as cargas elétricas nas superfícies das
partículas orgânicas e inorgânicas do solo são geradas por unidades molecula-
res da estrutura ou da superfície das partículas. 
Quando um íon ou uma molécula presente na solução do solo reage
com um grupo funcional de superfície, forma-se um complexo de superfície, e
essa reação de formação é chamada de complexação de superfície. Conforme
a enegia de ligação do íon com a superfície da partícula, os complexos de
superfície podem ser classificados como de esfera-externa e de esfera-
interna.
a) Complexos de esfera-externa - o complexo de esfera externa é
formado quando há interposição de pelo menos uma molécula de água entre
o grupo funcional de superfície e o íon ou molécula da solução do solo. 
 Não ocorre ligação de coordenação, o que diminui a energia da interação, mas
é forte o suficiente para impedir que os íons e as moléculas sejam carregados
pela água que se infiltra no perfil; há apenas uma atração eletrostática entre
os íons e a superfície de carga oposta. 
Os cátions (Na+, K+, NH4
+, Ca2+, Mg2+, Al3+) e ânions (NO3
-, Cl-, SO4
2-, Br-) que
mantêm sua água de hidratação ao serem adsorvidos pelas cargas negativas
e positivas das partículas minerais e orgânicas do solo são exemplos típicos de
íons que formam complexos de esfera-externa (Figura 5.3). Os cátions e âni-
ons adsorvidos na forma de complexos de esfera-externa são comumente
denominados de íons trocáveis, porque podem ser deslocados dos sítios de
adsorção por outros cátions e ânions presentes na solução do solo.
b) Complexos de esfera-interna - um complexo de esfera-interna
forma-se quando nenhuma molécula de água se interpõe entre o grupo fun-
cional de superfície e o íon ou molécula que se liga a ele, isto é, o íon liga-se
diretamente ao grupo funcional de superfície, como pode ser observado na
Figura 5.4. Nos complexos de esfera-interna ocorre combinação de ligações
covalentes e iônicas. Alguns autores denominam a adsorção na forma de com-
plexos de esfera-interna de quimiossorção ou adsorção específica, para
Fenômenos de Sorção em Solos120
distingui-los dos complexos formados com os íons trocáveis (complexos de
esfera-externa). 
Figura5.3 Complexos de superfície de esfera-externa e de
esfera-interna (adaptado de Stumm, 1992; Sparks, 1995).
Quanto maior for o número de ligações para um mesmo íon ou molé-
cula, menor será a distância entre os núcleos e maior a energia da interação. 
Cátions metálicos, como o Cu2+ e o Zn2+, podem ser adsorvidos na
forma de complexos de esfera-interna, assim como ânions, como o fosfato e
o molibdato, o que afeta a sua disponibilidade para as plantas. Por outro lado,
é desejável que metais e outros íons e moléculas poluentes do ambiente for-
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 121
mem complexos de esfera-interna com os grupos funcionais de superfície do
solo, pois é uma forma de reduzir a sua mobilidade no perfil do solo e seus
impactos no ambiente (Capítulo 8).
Figura 5.4 Formação de um complexo de esfera-interna entre
um grupo funcional de superfície de um óxido (cargas positivas
expostas nas bordas) e um ânion fosfato da solução do solo (adapta-
do de Schwertmann & Taylor, 1989).
CAPACIDADE DE TROCA DE CÁTIONS E DE ÂNIONS 
Uma importante propriedade que os solos apresentam é a denominada
capacidade de troca de cátions (CTC). A CTC expressa quantidade de cátions
que o solo pode reter na forma de complexos de esfera-externa, representando
indiretamente a quantidade de cargas negativas do solo. 
Os íons adsorvidos nas superfícies da fase sólida do solo, na forma de com-
plexos de esfera-externa, por estarem ligados às superfícies por ligações
eletrostáticas, podem ser trocados (substituídos) por outros íons da solução do
solo. Podem também passar rapidamente da fase sólida para a solução do
solo, para repor os íons nutrientes que são absorvidos pelas plantas ou que
percolam no perfil do solo para as camadas mais profundas. Na figura 5.5
mostra-se uma partícula da fase sólida (mineral ou orgânica) com íons
adsorvidos à sua superfície, na forma de complexos de esfera-externa (tro-
cáveis) que se encontram em equilíbrio com os íons na solução do solo. 
Fenômenos de Sorção em Solos122
Os modelos conceituais da distribuição dos íons nas vizinhanças das
partículas carregadas eletricamente, como o de Gouy-Chapman, por exemplo,
são úteis para o entendimento das reações de adsorção e troca de íons. Na
troca de íons, ocorrem interações eletrostáticas entre os íons na vizinhança da
partícula carregada e os da camada difusa. Essas reações são geralmente
rápidas, reversíveis, estequiométricas e, em muitos casos, existe uma
seletividade (preferência) de um íon sobre outro íon na superfície carregada.
Figura 5.5 Íons adsorvidos à fase sólida do solo, na forma de
complexos de esfera-externa (trocáveis) em equilíbrio com íons da
solução do solo.
As reações são reversíveis porque podem ocorrer nos dois sentidos,
isto é, da superfície da partícula para a solução do solo ou o inverso. São
estequiométricas porque os íons são deslocados da superfície da partícula por
uma quantidade equivalente, em termos de carga, por outros íons. Por exem-
plo, para manter a estequiometria, dois íons K+ (monovalente) da solução do
solo são necessários para deslocar um íon Ca2+ (divalente) da fase sólida, como
exemplificado na Figura 5.6.
Figura 5.6 Exemplo de uma reação de troca entre o íon Ca2+,
adsorvido na fase sólida e íons K+ da solução do solo.
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 123
Como forças eletrostáticas ocorrem nas trocas de íons, a lei de
Coulomb pode ser utilizada para explicar a seletividade ou a preferência da
superfície carregada por um íon em relação a outro. Para elementos do mesmo
grupo da Tabela Periódica, com a mesma valência os íons hidratados com
menor raio de hidratação serão preferidos. Assim, para os elementos do Grupo
I a ordem de seletividade (preferência) seria (5.1): 
Cs+ > Rb+ > K+ > Na+ > Li+ > H+ (5.1)
No caso de íons com valência diferente, geralmente aqueles de mais
alta carga serão preferidos, como por exemplo (5.2):
Al3+ > Ca2+ > Mg2+ > K+ = NH4
+ > Na+ (5.2)
O aumento da concentração de um íon na solução do solo pode
provocar o deslocamento de íons adsorvidos, pelo princípio da ação das
massas. Isso quer dizer que é possível que cátions de menor valência
desloquem outros de maior valência, desde que sua concentração na solução
do solo seja alta. Assim, por exemplo, adubações com altas doses de potássio
podem deslocar cátions, como o cálcio, o magnésio e, inclusive, o alumínio,
para a solução do solo. 
O princípio de ação das massas é utilizado em análises de solo, como,
por exemplo, nas determinações de alumínio trocável, da capacidade de troca
de cátions e das bases trocáveisdo solo. São utilizados íons monovalentes,
como o K+ e o NH4
+, em altas concentrações, como cátions deslocantes.
A equação de Gapon
As reações de troca de cátions, como ilustrado na Figura 5.5, indicam
que existe um equilíbrio entre os cátions adsorvidos na fase sólida e os que
estão na solução do solo. Algumas expressões matemáticas semi-empíricas
foram propostas para estabelecer relações entre os cátions adsorvidos na fase
sólida e os cátions da solução do solo. Uma das equações mais utilizada é a
de Gapon, proposta em 1933, na qual a troca entre cátions foi descrita
Fenômenos de Sorção em Solos124
semelhantemente a uma reação química. Assim, a relação entre um cátion
monovalente e um divalente poderia ser representada por (5.3):
½ Catroc + K+ ⇄ Ktroc + ½ Ca2+ (5.3) 
sendo que Catroc e Ktroc representam os cátions Ca e K adsorvidos na fase
sólida e (Ca2+) e (K+), os mesmos cátions na solução do solo. Para a reação
acima, Gapon propôs uma constante de equilíbrio Κ da forma (5.4):
KG = Ktroc . (Ca2+)½ / ½ Catroc . (K
+) (5.4)
onde os cátions divalentes estariam sob a raiz quadrada e os trivalentes, sob
a raiz cúbica, para adequar a atividade desses íons na solução do solo.
A constante de Gapon KG pode ser utilizada para estimar a seletividade
(preferência) da fase sólida por um íon da solução do solo na presença de
outros íons. 
Para a reação exemplificada, para os cátions Ca2+ e K+, se o valor da
constante KG for igual a um (KG = 1), significa que não há preferência na
adsorção. Se o valor da constante for maior do que 1 (KG >1), o denominador
na reação 5.4 será menor que o numerador, indicando que a reação se desloca
para a direita e o íon K+ é adsorvido preferencialmente na fase sólida em
relação ao íon Ca2+; o inverso ocorrerá se o valor de KGCTC potencial, isto é, a CTC que o solo pode apresentar se o pH for
aumentado até 7,0. Nesse método, o acetato de amônio é adicionado à amos-
tra do solo, e o íon NH4
+, por efeito de massa, desloca todos os cátions que
estão adsorvidos na fase sólida para a solução de equilíbrio (Figura 5.9), ocu-
pando todos os sítios de troca.
O íon NH4
+ é, então, extraído da amostra com uma solução de um sal
diferente (KCl 1M, por exemplo), que desloca os íons NH4
+ para a solução; a
quantidade de íons NH4
+ nesta solução é a medida da CTC. A unidade utilizada
para expressar a capacidade de troca de cátions do solo é o centimol de carga
por quilograma de solo (cmolc kg-1), ou o milimol de carga por quilograma de
solo (mmolc kg-1).
Fenômenos de Sorção em Solos130
Figura 5.9 Determinação da CTC do solo com a utilização de
uma solução contendo uma grande quantidade (1 mol L-1) de um
cátion de referência, no caso o cátion NH4
+.
CTC efetiva a pH do solo
É possível também determinar a CTC no pH original do solo, denomina-
da, no caso, de CTC efetiva. Ela é obtida somando-se as quantidades de bases
trocáveis do solo com a quantidade de alumínio trocável, extraído do solo com
solução de KCl 1 mol L-1. A unidade utilizada para expressar a capacidade de
troca de cátions do solo é o centimol de carga por quilograma de solo (cmolc
kg-1), ou o milimol de carga por quilograma de solo (mmolc kg-1).
Os principais cátions trocáveis de interesse agrícola (adsorvidos por
complexo de esfera-externa) nos solos são Ca2+, Mg2+, K+ , NH4
+, Na+ , Al3+ 
e H+. Os cátions Ca2+, Mg2+, K+ e Na+ são denominados de bases trocáveis 
(pertencem aos grupos dos metais alcalinos e alcalinos terrosos da Tabela
Periódica), e a soma de suas quantidades é a soma de bases do solo, que é
representada pelo Valor S nas análises de solos. 
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 131
A razão entre o valor S e a CTC potencial do solo, expressa em
porcentagem, fornece outro índice utilizado nas interpretações das análises de
solo, a saturação por bases, representada por V. Os cátions trocáveis Al3+
e H+ representam a acidez trocável, pois são fontes de acidez do solo (a
quantidade de H+ trocável, geralmente, é pequena: menos do que 5% da
acidez trocável - Capítulo 6). 
Outro índice de utilidade prática, informado nos boletins de análises de
solo, é a saturação por alumínio (expressa em %) da CTC, ou seja, a
quantidade da CTC efetiva que é “ocupada” por alumínio trocável, pois
fornece um indicativo da probabilidade de fitoxidez deste elemento às espécies
vegetais.
Os índices, CTC a pH 7,0, alumínio trocável, saturação de alumínio,
soma de bases e saturação de bases, são normalmente especificados nos
laudos de resultados das análises de solos. Eles, juntamente com os teores de
nutrientes disponíveis, são utilizados para estimar o estado de fertilidade do
solo.
CAPACIDADE DE TROCAS DE ÂNIONS (CTA) 
Normalmente, a capacidade de troca de ânions não é especificada nos
laudos de análises de solos, porque a sua determinação em solos de cargas
variáveis é de pouca utilidade. Teria alguma utilidade para a quantificação das
quantidades de ânions como Cl- e NO3
- que poderiam estar adsorvidos como
complexos de esfera-externa. Entretanto, isto não acontece porque nos solos
das regiões tropicais o pH normalmente é ácido, e, assim, está abaixo do PCZ
(Ponto de Carga Zero) de componentes do solo que apresentam cargas
dependentes de pH (principalmente óxidos) e, assim, a carga líquida
superficial das partículas é positiva, atraindo, portanto, ânions. Mas outros
ânions, como fosfato, molibdato, sulfato são adsorvidos preferencialmente em
relação ao Cl- e NO3
-, na forma de complexos de esfera-interna (quimiossorvi-
dos), ficando os dois íons, cloro e nitrato, livres na solução do solo.
Fenômenos de Sorção em Solos132
ADSORÇÃO ESPECÍFICA (QUIMIOSSORÇÃO)
 DE CATÍONS E ÂNIONS
Adsorção específica de cátions
Os óxidos e hidróxidos de ferro, alumínio, manganês, e mesmo, em
menor extensão, as superfícies laterais dos minerais silicatados, apresentam
grupos funcionais de superfície capazes de adsorver quimicamente cátions
metálicos, como complexos de superfície de esfera-interna como ilustrado
para o Zn2+ na Figura 5.10. Grupos funcionais da matéria orgânica também
formam complexos de esfera-interna com metais, como, por exemplo, com o
cobre e o alumínio (Capítulo 3).
A quimiossorção dos cátions pode ser genericamente representada pela
equação (5.5):
>S-OH]-½ + Mn+ ⇌ S-O-M](n-3/2)++ H+ (5.5) 
 
 óxido cátion cátion quimissorvido
Nessa reação, há dessorção de íons H+, alta especificidade entre o
grupo funcional e o cátion, tendência à irreversibilidade, e a superfície da
partícula torna-se mais positiva. 
Figura 5.10 Adsorção específica (quimiossorção) de zinco na
superfície de um óxido de ferro (adaptado de Camargo, 1991).
Os cátions metálicos que podem ser adsorvidos dessa forma, alguns
deles micronutrientes das plantas (Zn, Cu, Fe, Mn) e outros tóxicos (Al, Cd,
Pb), ligam-se aos grupos funcionais de superfície sem a interposição das
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 133
moléculas de água; formam, portanto, um complexo de esfera-interna, não
sendo, assim, cátions trocáveis.
A eletronegatividade é um fator importante para determinar qual cátion
será preferencialmente quimiossorvido. Quanto mais eletronegativo o metal,
mais forte será a coordenação (caráter covalente) com os átomos de oxigênio
(O) do grupo funcional de superfície. Para os cátions divalentes, a ordem de
preferência, baseada na eletronegatividade, pode ser (5.6):
Cu > Ni > C o > Pb > Cd > Zn > Mg > Sr (5.6)
Por outro lado, com base na eletrostática, a ligação mais forte pode ser
formada pelo metal com a maior razão de carga/raio. Isso pode resultar
numa diferente ordem de preferência para esses mesmos metais:
Ni > Mg > Cu > Co > Zn > Cd > Sr > Pb
e pode também predizer que metais trivalentes, como Cr3+ e Fe3+, devem ser
quimiossorvidos preferencialmente sobre todos os metais divalentes (McBride,
1994) . 
 
Quimiossorção de metais pela matéria orgânica do solo
 Embora a matéria orgânica do solo seja a principal fonte de cargas
elétricas negativas, para o processo de troca de cátions (complexação de
esfera-externa), em solos onde predominam argilominerais do tipo 1:1 ela
apresenta alta afinidade por cátions metálicos, formando complexos de esfera-
interna. Nesses complexos, são formadas ligações fortes, covalentes e iônicas.
Esse fenômeno é conhecido como complexação de metais pela matéria
orgânica (Capítulo 3). 
Estabilidade da ligação metal-matéria orgânica
A estabilidade da ligação de um metal com a matéria orgânica é
afetada por fatores como a natureza química do grupo funcional, a quantidade
Fenômenos de Sorção em Solos134
de cátions já quimiossorvidos, a temperatura, o pH e a força iônica da solução.
Dessa forma, não é possível estabelecer uma regra única para prever a
afinidade da matéria orgânica por metais. A sequência da ordem de afinidade
de metais pela matéria orgânica a pH 5, apresentada por McBride (1994), é :
Cu > Ni > Pb > Co > Ca > Zn > Mn > Mg (5.7)
Os metais listados no início desta ordem tendem a formar complexos
de esfera-interna com os grupos funcionais, por coordenação direta. Os metais
listados por último têm a tendência de manter a esfera de hidratação e de
formar complexos de esfera-externa, ficando, desta forma, como cátions
trocáveis. 
Os complexos metal-matéria orgânica formados podem ser solúveis ou
insolúveis, o que afeta a sua disponibilidade para as plantas, quando se tratar
de cátions micronutrientes, ou o destino de metais poluentes no ambiente. Por
outro lado, cátions micronutrientes que podem precipitar nos valores de pH
mais altos podem ser mantidos na solução do solo pela complexação com
compostos orgânicos solúveis. Porém, em solos orgânicosou solos que
recebem aplicações de grandes quantidades de matéria orgânica, pode ocorrer
diminuição da disponibilidade dos micronutrientes devido à quimiossorção. Há
relatos na literatura, por exemplo, de que, à medida que aumenta o teor de
matéria orgânica, decresce a disponibilidade do zinco para as plantas.
Quimiossorção de alumínio em solos ácidos
Frequentemente, em solos ácidos, o alumínio na forma de cátion trocá-
vel (Al3+) pode ser tóxico para muitas espécies vegetais, afetando a morfologia
das raízes, o que influi diretamente na absorção dos nutrientes e da água. A
matéria orgânica do solo (biomoléculas, substâncias húmicas) apresenta alta
afinidade pelo íon alumínio, formando com ele complexos de esfera-interna.
Assim, sistemas de manejo que mantêm grande quantidade de resíduos na
superfície do solo, como no sistema plantio direto, a matéria orgânica pode
ser uma forma de imobilização do alumínio da solução do solo, pelo menos
temporariamente (Figura 5.11). À medida que aumentam as quantidades de
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 135
resíduos orgânicos no solo (sistema de plantio direto, adubação verde,
aplicação de compostos orgânicos), maior é a quantidade de alumínio
complexado, tanto na fase sólida como na solução do solo, devido à presença
de substâncias orgânicas solúveis (biomoléculas, ácidos fúlvicos).
Adsorção específica de ânions
De modo similar à quimiossorção de cátions, os minerais que ocorrem
em solos apresentam grupos reativos de superfície OH- (aluminossilicatos não-
cristalinos, óxidos e hidróxidos de Fe, Al e Mn e as bordas dos argilominerais
silicatados), que podem adsorver especificamente ânions que ocorrem em
solos, na forma de complexos de esfera-interna (Tabela 5.6).
Figura 5.11 Complexação do Al3+ pela matéria orgânica do solo.
A quimiossorção de ânions pode ser genericamente representada pela
equação (5.8):
>S-OH + An- ⇌ >S-A(n-1)- + OH- (5.8)
sendo que An- é um ânion da solução do solo e >S-OH é um grupo reativo OH
da fase sólida. Essa reação é também denominada de troca de ligantes, 
porque o ânion desloca OH- ou H2O da superfície dos minerais.
Fenômenos de Sorção em Solos136
Diversos oxiânions, incluindo fosfato, arsenato e selenato, são quimios-
sorvidos nos óxidos por um mecanismo de ligação bidentada, como o ilustrado
para o ânion fosfato na figura 5.11.
Similarmente à quimiossorção de cátions, há alta especificidade entre
o grupo funcional de superfície e o ânion e há tendência de irreversibilidade (a
quantidade que pode ser dessorvida é muito menor do que a quantidade 
adsorvida). A reação é favorecida pelo baixo pH da solução do solo e ocorre,
preferencialmente com as hidroxilas monocoordenadas ao ferro e alumínio na
superfície de óxidos, com as arestas quebradas de argilas e os aluminossili-
catos amorfos. 
 (5.9) 
Figura 5.12 Adsorção específica (quimiossorção) do ânion
fosfato na superfície de um óxido de ferro por um mecanismo de
ligação bidentada (adaptado de Schwertmann & Taylor, 1989).
A tendência de um ânion em formar complexo de esfera interna de-
pende da carga negativa efetiva residual em cada átomo de oxigênio do ânion
(valência do átomo central ÷ pelo número de oxigênios ligados ao ânion). As-
sim, o PO4
3- forma complexo de esfera interna com alta energia de ligação,
enquanto o SO4
2- forma complexo com menor energia. Também os ânions
derivados de ácidos fortes (H3PO4) são quimiossorvidos mais fortemente em
pH baixo e a máxima adsorção ocorre no pH próximo ao pKa (pH no qual 50%
do ácido está dissociado e 50% não está dissociado). Ânions com alto pKa,
derivados de ácidos fracos (H4SiO4 e H3BO3), só são quimiossorvidos em pH
mais altos e, ainda, em baixas quantidades, devido à competição proporcio-
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 137
nada pela maior concentração de íons OH- e pela maior carga negativa da
superfície das partículas.
MODELOS DESCRITIVOS DA ADSORÇÃO DE ÍONS EM SOLOS
A adsorção dos íons em solos pode ser representada, graficamente, por
isotermas de adsor ção. A isoterma mostra a relação entre a quantidade do íon
adsorvido à fase sólida (eixo das ordena das) com sua concentração na solução
(eixo das abcissas), numa dada temperatura. 
Tabela 5.6 Ânions que podem estar presentes na solução do
solo (adaptado de Sposito, 1989)
Ânions Fórmula
Borato B(OH)4-
Silicato SiO4
4-
Hidroxil OH-
Carboxil COO-
Fosfato PO4
3- , H2PO4
-, HPO4
2-
Selenito SeO3
2-
Carbonato* (1) CO3
2-
Bicarbonato* (1) HCO3
-
Molibdato MoO4
2-
Cromato CrO4
2-
Sulfato SO4
2-
Selenato* SeO4
2-
Nitrato* NO3
-
Perclorato* ClO4
-
Fluoreto (2) F-
Cloreto* (2) Cl-
Brometo (2) Br-
Iodeto I-
* Forma complexo de esfera-externa
(1) não estão presentes em solos ácidos;
(2) não são importantes em solos não-contaminados.
Fenômenos de Sorção em Solos138
Geralmente, em solos, a relação entre a quantidade de um íon qui-
miossorvido na fase sólida e sua concentração na solução do solo pode ser
descrita por quatro tipos de isotermas: tipo-L, tipo-S, tipo-C e tipo-H, como
ilustrado na figura 5.13. 
Na isoterma tipo-L (Langmuir), há uma alta afinidade do adsorbato (íon
da solução) pelo adsorvente (fase sólida) que, entretanto, decresce à medida
que os sítios de adsorção são preenchidos. Na isoterma do tipo S, em baixas
concentrações ocorre baixa afinidade do adsorbato pelo adsorvente, devido à
interferência de outras substâncias, como da matéria orgânica na quimiossor-
ção do cobre.
 
5.13 Tipos de isotermas de adsorção de íons em solos (adapta-
do de Sposito, 1989).
Na isoterma do tipo-C há um indicativo de um mecanismo de
partição, ocorrendo uma constante afinidade do adsorbato pelo adsorvente, e
os íons ou moléculas distribuem-se entre a interface sólido-solução, sem
nenhuma ligação específica entre o absorvente e o absorbato. Esta isoterma
é utilizada com frequência para descrever a adsorção de herbicidas em solos.
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 139
Na isoterma do tipo-H, o adsorbato apresenta altíssima afinidade pelo
adsorvente indicando formação de complexos de esfera-interna.
O modelo de Langmuir
Um modelo bastante utilizado para descrever a adsorção específica de
ânions em solos é o de Irving Langmuir, desenvolvido em 1918, para descrever
a adsorção de gases em superfícies planas. Este modelo é freqüentemente
utilizado para descrever a adsorção do fósforo em solos. 
A equação de Langmuir é expressa por (5.9):
x/m = K C b/ 1 + K C (5.9) 
onde :
x/m = quantidade do íon adsorvido na fase sólida;
C = concentração do íon na solução de equilíbrio com a fase sólida;
K = constante;
b = capacidade máxima (quantidade máxima) que a fase 
sólida pode adsorver do íon em estudo. 
Na figura 5.14, estão apresentadas isotermas de adsorção de fósforo
para cinco solos do Uruguai, onde é mostrada a relação entre a quantidade de
P na solução de equilíbrio (C) e a quantidade de P adsorvida na fase sólida
(x/m) dos solos. As declividades das isotermas de adsorção são distintas e
representam a capacidade diferenciada de adsorção máxima de fósforo (b) de
cada solo. A equação de Langmuir pode, também, ser expressa na forma
linear, o que permite verificar, com maior facilidade, se os resultados experi-
mentais, obtidos em estudos de adsorção, ajustam-se ao modelo de Langmuir.
Nesse caso, a equação fica (5.10):
C/(x/m) = (1/Kb) - C/b (5.10)
e um gráfico de C/(x/m) versus C resulta numa linha reta, com declividade
igual a 1/b, da qual se pode estimar a capacidade máxima de adsorção (b) e
o parâmetro 1/Kb (intercepto) do solo em estudo.
Fenômenos de Sorção em Solos140
O modelo de Freundlich
Outro modelo também bastante utilizado para descrever a adsorção de
íons, moléculas ou substâncias nas superfícies dos adsorventes do solo
(argilominerais, óxidos, matéria orgânica),é o modelo de Freundlich. Este
modelo é muito utilizado atualmente para descrever a adsorção de pesticidas
em solos. 
Figura 5.14 Isotermas de adsorção de fósforo, ajustadas de
acordo com a equação de Langmuir, para cinco solos do Uruguai
(adaptado de Hernàndez & Meurer, 1998).
A equação de Freundlich, que foi usada inicialmente para descrever a
adsorção de gases e solutos, pode ser expressa por:
q = Kd C 
1/n
(5.11)
onde q representa a quantidade da substância que é adsorvida, C a concentra-
ção do adsortivo na solução de equilíbrio, Kd é o coeficiente de distribuição e
n um fator de correção.
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 141
Se 1/n = 1, então o coeficiente Kd fica igual a Kp, o coeficiente de
partição utilizado para descrever a adsorção de pesticidas em solos, e a
equação (5.11) fica:
q = Kp C (5.12)
onde Kp é uma constante que fornece uma medida da razão entre a quantida-
de do material que é adsorvido à fase sólida para a quantidade que permanece
na solução.
Uma das limitações da Equação de Freundlich, que foi desenvolvida
empiricamente, é que não prediz a capacidade máxima de adsorção do solo. 
PONTO DE CARGA ZERO (PCZ)
As partículas do solo, minerais e orgânicas, como visto anteriormente,
podem apresentar nas superfícies cargas negativas e cargas positivas,
permanentes e dependentes de pH. As cargas elétricas variáveis ou dependen-
tes de pH são função das atividades dos íons H+ e OH- na solução do solo, ou
seja, da variação do pH. 
Conforme a composição mineralógica do solo, este pode apresentar,
simultaneamente, cargas elétricas positivas e cargas elétricas negativas. Existe
um determinado valor de pH do solo em que a quantidade de cargas elétricas
positivas é igual à quantidade de cargas elétricas negativas. Esse valor de pH,
que é característico para cada solo, é denominado de Ponto de Carga Zero
(PCZ). Quando o pH do solo estiver abaixo do PCZ, há predomínio de cargas
elétricas positivas e, quando o pH do solo estiver acima do PCZ predominam
cargas negativas nas superfícies das partículas do solo. Os minerais encontra-
dos em solos apresentam valores de PCZ bastante variados (Tabela 5.7). Os
óxidos puros apresentam altos valores de PCZ, enquanto a sílica e a matéria
orgânica do solo apresentam valores baixos. Por esse motivo, a carga elétrica
líquida do solo depende de sua composição, isto é, das proporções em que
ocorrem seus diversos constituintes.
Os solos das regiões tropicais geralmente são ácidos e neles, em geral,
ocorrem quantidades significativas de óxidos, principalmente de ferro e de
Fenômenos de Sorção em Solos142
alumínio. Como o PCZ deste óxidos é alto (Tabela 5.7), as suas superfícies
estão carregadas positivamente, atraindo ânions. Isto explica porque nos solos
ácidos das regiões tropicais, como os solos brasileiros, a adsorção do fósforo
constitui um problema para a nutrição das plantas, já que o ânion fosfato
(H2PO4
-) forma complexos de superfície de exfera-interna com esses óxidos
(Figura 5.12). 
Tabela 5.7 Ponto de Carga Zero (PCZ) de alguns minerais que
ocorrem em solos (adaptado de Sparks, 1995)
Minerais PCZ
Silicagel 2
Quartzo 2,5- 3,7
Montmorilonita 2,5
Caulinita 4,6
Magnetita 6,5
Hematita 9,5
Goethita 7,8 – 8,9
Gibbsita 7,8 – 9,5
O PCZ também afeta outra importante propriedade do solo: a flo-
culação e dispersão das partículas, descrito com mais detalhes adiante.
Em solos que apresentam cargas elétricas dependentes de pH, é possível fazer
uma estimativa, da predominância de cargas positivas ou negativas. Isso é
feito por meio de um índice denominado de ΔpH pela expressão (5.13):
ΔpH = pH (KCl) - pH (H2O) (5.13)
sendo que pH (KCl) é o pH do solo medido em solução 1 mol L-1 de KCl, e
pH(H2O) é o pH medido em água. Se o valor do ΔpH for positivo, então a carga
líquida na superfície das partículas será positiva; ao contrário, se o valor de
ΔpH for negativo, a carga líquida das partículas será negativa. Observa-se, pela
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 143
Figura 5.15, que o pH em KCl fica menor que o pH em água, porque os íons
K+substituem os íons H+ que estão adsorvidos à partícula carregada negativa-
mente, deslocando-os para a solução do solo aumentando desta forma a con-
centração (atividade) dos íons H+ na solução, o que baixa o pH.
Figura 5.15 Valor de ΔpH negativo para o solo. O valor do pH
em água é maior que o valor do pH em KCl. Neste solo, a carga líquida
é negativa.
Figura 5.16 Valor de ΔpH positivo para o solo. O valor do pH
em água é menor que o valor do pH em KCl. Neste solo, a carga
líquida é positiva.
Em solos com altos teores de óxidos, o ΔpH pode ser positivo,
indicando que a carga líquida será positiva. Na Figura 5.16, observa-se que o
pH aumenta porque, nesse caso, os íons Cl- substituem as OH- ligadas aos
óxidos, deslocando-as para a solução do solo, o que faz com que o valor do pH
aumente.
A adição de matéria orgânica ou de outros íons (aplicação de fertilizan-
tes, por exemplo) pode afetar o PCZ do solo. A matéria orgânica pode se ligar
a argilominerais do solo, como, por exemplo, à caulinita e aos óxidos de ferro,
diminuindo as cargas positivas e o PCZ, o que resulta num aumento das cargas
negativas. A adição do ânion fosfato ao solo, devido à sua adsorção específica
Fenômenos de Sorção em Solos144
nas superfícies dos óxidos, também reduz as cargas positivas, o que aumenta
a CTC do solo. 
FLOCULAÇÃO E DISPERSÃO DAS PARTÍCULAS DO SOLO
A floculação e a dispersão das partículas do solo afetam a pedogênese,
a diferenciação dos horizontes e a formação da estrutura do solo. A interação
entre duas partículas depende da intensidade de forças de atração e repulsão,
que atuam simultaneamente. 
Como a quantidade de carga elétrica líquida é dependente do pH do
solo, este afeta consideravelmente o processo de floculação-dispersão das
partículas. A repulsão entre as partículas é mínima quando o pH do solo for
igual ou próximo ao valor de pH do PCZ, pois neste a densidade de cargas
líquida do solo é zero. O valor de pH onde ocorre o PCZ, nos solos de carga
variável está na faixa de 3,5 a 5,0 e representa a média dos PCZ das partículas
constituintes do solo. Há partículas que apresentam carga líquida negativa,
mesmo em pH baixo (matéria orgânica e caulinita), e outras que mesmo em
pH alto possuem carga líquida positiva (óxidos).
A espessura da dupla camada difusa
Outro fator que afeta a floculação-dispersão das partículas do solo é a
espessura da dupla camada difusa. A espessura é afetada, como visto no item
5.3, pela concentração e pelo tipo de eletrólito. Cátions com alto grau de
hidratação formam complexos de esfera-externa (íons Na+, por exemplo,
chamados de dispersantes) e aumentam a distância entre as partículas; desse
modo, as forças atrativas de curto alcance não se manifestam, e o sistema
dispersa. Por outro lado, cátions com baixo grau de hidratação formam,
preferencialmente, complexos de esfera-interna e, portanto, localizam-se na
camada de Stern, causando contração da dupla camada difusa, minimizam as
forças de repulsão entre as partículas e são considerados floculantes (cátion
Al+3 , por exemplo). Cátions divalentes, como o Ca+2, também atuam como
floculantes, porém são menos efetivos do que os tri e tetravalentes.
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 145
Geralmente na camada superficial do solo o pH é maior do que o valor
de pH em que ocorre o PCZ devido às presenças da matéria orgânica e à
predominância de cátions di e trivalentes, e, neste caso, a floculação
predomina sobre a dispersão. Isto explica porque os solos agrícolas
apresentam-se como um sistema floculado e não estão dispersos.
A força resultante da interação (repulsão – atração) poderá assumir
três situações: a) as forças repulsivas são maiores do que as atrativas quando
predominam os complexos de esfera-externa devido à presença de cátions
monovalentesou à baixa concentração de eletrólitos; b) as forças repulsivas
são equivalentes às atrativas quando predominam cátions divalentes ou existe
média concentração de eletrólitos, o que comprime parcialmente a dupla
camada difusa; c) as forças repulsivas são menores do que as atrativas quando
predominam os complexos de esfera-interna, quando a dupla camada difusa
é grandemente comprimida. 
Resumindo, há dispersão das partículas do solo quando o pH for muito
mais alto do que o pH em que ocorre o PCZ, predominando complexos de
esfera-externa e baixos teores de óxidos. Nesses casos, a argila dispersa em
água pode eluviar no perfil do solo e produzir horizontes mais ricos em argila,
como também pode entupir os microporos, diminuindo a aeração e a infiltração
de água. Por outro lado, em pH do solo próximo ao pH do PCZ e até abaixo
desse, com predomínio de cátions que formam complexos de esfera-interna, 
alta concentração de eletrólitos e altos teores de óxidos, ocorre a floculação
das partículas, o que é desejável para ter-se uma boa estruturação do solo.
Fenômenos de Sorção em Solos146
PARA SABER MAIS
A Adsorção (fixação) do fósforo em solos
O fósforo é um nutriente das plantas, que o absorvem da solução do solo na
forma de ânion (H2PO4
- ou HPO4
2-). O fósforo é um dos nutrientes que mais limitam
a produtividade das culturas nos solos de carga variável, que predominam nas regiões
tropicais e subtropicais. Os teores totais de fósforo nesses solos são relativamente
altos, mas a fração biodisponível está abaixo das exigências mínimas das culturas
comerciais. 
Uma característica dos solos ácidos é apresentar teores médios a altos de
fósforo total, mas baixos teores de fósforo biodisponível, devido à adsorção específica
do fósforo nas superfícies dos óxidos de alumínio e ferro, na forma de complexos de
esfera-interna (Figura 5.17). A quimissorção do fósforo também pode ocorrer nos
grupos OH expostos na superfície dos argilominerais. Os óxidos não-cristalinos
(alofana, ferrihidrita), devido à maior área superficial específica, adsorvem mais
fósforo que os óxidos cristalinos. O poder relativo de adsorção de fósforo dos
argilominerais obedece a seqüência:
Óxidos amorfos >> goethita, hematita >> gibbsita >
caulinita > esmectita, ilita
O fósforo do solo, tanto o inorgânico como o orgânico, pode ser dividido,
didaticamente, em três frações, de acordo com a velocidade de reposição do fósforo
da solução do solo: a) lábil, b) moderadamente lábil, c) esporadicamente lábil. Desse
modo, os solos de carga variável são drenos e fontes de fósforo ao mesmo tempo, o
que exige cuidados especiais no manejo do solo, a fim de maximizar o aproveitamento
do fósforo nativo do solo e/ou dos fertilizantes fosfatados aplicados ao mesmo.
O sistema de produção agrícola deve contemplar técnicas como a correção da acidez
do solo, os preparos de solo sem ou com mínimo revolvimento, a inclusão de plantas
com alta capacidade de absorção de fósforo e/ou com alta dependência micorrízica
na rotação de culturas, a aplicação de fertilizantes fosfatados na linha de semeadura
e a reciclagem de resíduos orgânicos na propriedade, entre outros.
Na Figura 5.18 está ilustrada a adsorção de fósforo em dois Latossolos e um
Argissolo, em função do teor de argila e do teor total de óxidos de ferro que apre-
sentam (entre os parênteses). Observa-se que quanto maiores os teores de argila e
de óxidos de ferro, maior a quantidade de fósforo quimiossorvido
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 147
A) Abaixo do PCZ ( superfície com carga de superfície positiva)
B) No PCZ (superfície com carga de superfície igual a zero)
C) Acima do PCZ (superfície com carga de superfície negativa)
Figura 5.17 Adsorção de fósforo na superfície de óxidos de ferro
(adaptado de Sanchez & Uehara, 1980). 
Fenômenos de Sorção em Solos148
. 
Figura 5.18 Quantidades de fósforo adsorvidas em dois Latossolos e
num Argissolo, em função dos teores de argila e de óxidos de ferro (Fed)
(adaptado de Rheinheimer, 2000).
Os solos das regiões tropicais e subtropicais fixam quantidades apreciáveis de
fósforo, por apresentarem como minerais predominantes hematita, goethita, gibbsita
e caulinita. As características da adsorção específica do ânion fosfato (H2PO4
- ou HPO4
-
2) nos solos ácidos, como o complexo de esfera-interna nas superfícies dos óxidos de
ferro e alumínio, podem ser utilizadas como modelo para os demais ânions. Essas
reações adquirem maior importância à medida que mais sítios (grupos funcionais)
entram em contato com o fósforo e aumenta o tempo de reação.
A fixação do fósforo em solos alcalinos
A fixação do fósforo não ocorre somente em condições de solos ácidos; pode,
também, acontecer em solos com reação alcalina. Muitos solos alcalinos contêm
grandes quantidades de cálcio trocável (Ca2+) e, freqüentemente, de carbonato de
cálcio (CaCO3). As reações que ocorrem podem ser ilustradas por:
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 149
Solos ácidos que tenham recebido doses excessivas de calcário, por ocasião da
calagem para correção do pH (decorrentes da má aplicação ou distribuição do calcário
ou de erros no cálculo das doses) podem apresentar reação alcalina, e, neste caso,
pode ocorrer reação do fósforo (nativo ou aplicado como fertilizante) com o cálcio ou
com o carbonato, como mostrado, resultando num produto insolúvel, ocorrendo, neste
caso, deficiência do nutriente para as plantas. 
A disponibilidade de Cu2+, Zn2+ e Mn2+ para as plantas
A disponibilidade destes nutrientes em solos para as plantas pode ser afetada
pelo pH, teor de matéria orgânica, adubação fosfatada, precipitação, temperatura,
potencial redox, entre outros. 
Estes metais podem ser adsorvidos na fase sólida do solo por reações de troca,
quimiossorvidos nas superfícies dos óxidos de ferro e alumínio e complexados pela
matéria orgânica, o que resulta em diferentes “graus” de disponibilidade para os
vegetais. 
A hidrólise é um fator que pode favorecer a ligação destes metais ( Cu2+, Zn2+ e
Mn2+) com a argila. Na reação a seguir, M2+ representa um destes metais:
 
ou, também,
Fenômenos de Sorção em Solos150
As forças de adsorção são diferentes em função do tipo de argila, por ordem
decrescente, tem-se vermiculita > montmorilonita > ilita > caulinita (Souza & Ferreira,
1991).
O aumento do pH favorece a adsorção de M2+ nas superfícies dos óxidos de fer-
ro. Na reação a seguir exemplifica-se a adsorção do Zn2+ na superfície da goethita
(Camargo, 1991):
Se o pH diminui o equilíbrio da reação tende para a esquerda, ou seja, diminui
a adsorção do Zn2+ o que aumenta a sua disponibilidade para as plantas. 
Ainda, para o elemento Zn2+ , outro fator importante para a sua adsorção na
superfície dos óxidos é a presença do íon fosfato no meio. A adsorção do íon fosfato
negativamente carregado (H2PO4
-) na superfície da goethita aumenta a adsorção do
zinco positivamente carregado na solução (Zn2+ ) formando um complexo de superfície
do tipo (Bolland et al., 1977):
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 151
Adsorção de pesticidas em solos
A adsorção de pesticidas (herbicidas, fungicidas, inseticidas) em solos pode
afetar acentuadamente a atividade (eficácia), persistência, degradação, movimentação
no perfil do solo e mesmo a volatilização desses produtos.
Os adsorventes em solos que retêm os pesticidas são a matéria orgânica, os
argilominerais e os óxidos, principalmente os de ferro e alumínio pela sua abundância
em solos tropicais.
A intensidade dos processos e a quantidade do pesticida que será retido pelo
solo depende das características químicas e físicas dos adsorventes e das característi-
cas químicas e propriedades das moléculas ou grupos funcionais dos pesticidas.
Alguns mecanismos pelos quais os pesticidas podem ser adsorvidos em solos
solos são:
a) por forças físicas (forças de van der Waals) que são forças de fraca intensidadeque, entretanto, têm efeito aditivo o que resulta em ligações fortes entre as
moléculas. São importantes para a ligação de moléculas polares neutras e moléculas
de pesticidas fracamente polares ao adsorventes.
b) ponte de cátion: um cátion forma uma “ponte” entre o pesticida e os argilomine-
rais ou substâncias húmicas, como ilustrado a seguir:
 
c) troca iônica - grupos funcionais protonados dos pesticidas passam a atuar como
cátions (+) e assim são atraídos por grupos funcionais desprotonados da matéria
Fenômenos de Sorção em Solos152
orgânica ou das superficíes dos argilominerais (-), podendo deslocar cátions que estão
adsorvidos a esses grupos funcionais.
d) pontes de hidrogênio - moléculas orgânicas de pesticidas que não protonam ou
desprotonam, não se tornando espécies carregadas, ainda assim podem ser
adsorvidas por pontes de hidrogênio. A ponte de hidrogênio é uma forma especial de
interação dipolo-dipolo na qual o H+ serve de “ponte”para ligar dois átomos
eletronegativos.
e) mecanismos de partição - as substâncias húmicas podem se combinar com
compostos orgânicos não polares por um “mecanismo de partição”. Esta partição nas
superfícies hidrofóbicas da matéria orgânica do solo é resultado de uma interação
fraca soluto-solvente ou, da baixa solubilidade ou natureza hidrofóbica do soluto.
Sítios hidrofóbicos importantes das substâncias húmicas incluem gorduras, ceras e
resinas de cadeias alifáticas. Como o húmus tem uma estrutura aromática e contém
grupos polares, ele pode ter, ambos, sítios hidrofóbicos e hidrofílicos. 
Os pesticidas têm uma forte afinidade pela matéria orgânica do solo, o que
afeta sua eficácia, persistência, biodegradação e deslocamento no perfil do solo. As
substâncias húmicas solúveis podem aumentar (incrementar) o transporte de
pesticidas em solos para as águas superficiais e sub-superficiais. Os ácidos fúlvicos,
que são mais solúveis que os ácidos húmicos, podem transportar pesticidas e outros
materiais mais efetivamente (Bohn et alii., 1985; Stevenson, 1994; Sparks, 1995).
 
 
Egon J. Meurer, Danilo Rheinheimer e Carlos A. Bissani 153
QUESTÕES E EXERCÍCIOS
1. Qual a origem das cargas elétricas em solos?
2. Por que a denominação “cargas permanentes” e “cargas dependendentes de pH”
?
3. Qual a origem das cargas permanentes? E das dependentes de pH?
4. O que é um “grupo funcional de superfície” ?
5. Quais os grupos funcionais de superfície mais reativos em solos? Onde se
localizam?
6. Como se formam as cargas elétricas nos grupos funcionais de superfície? Explique.
7. Explique o modelo da Dupla Camada Difusa desenvolvido por Gouy-Chapman. Qual
uma aplicação prática deste modelo?
8. O que é um complexo de superfície?
9. O que caracteriza um complexo de superfície de esfera-externa? E o de esfera-
interna? Dê um exemplo de cada.
10. Qual o significado da expressão “Capacidade de Troca de Cátions (CTC) ?
11. Explique porque as reações de troca de cátions são estequiométricas e
reversíveis.
12. As cargas elétricas nos grupos funcionais de superfície de partículas do solo têm
seletividade para a adsorção de íons. Qual o significado da “seletividade” ? Apresente
uma sequência de seletividade para os elementos do Grupo I da Tabela Periódica.
13. Pode-se estimar a seletividade dos sítios de adsorção das partículas da fase sólida
do solo para íons de valências diferentes pela da equação de Gapon. Explique.
14. Por que a matéria orgânica nos solos intemperizados dos trópicos é o principal
componente do solo que determina, em geral, a maior parte de sua CTC?
15. O laudo da análise de uma amostra de solo encaminhada ao Laboratório de
Análises de Solo acusou os seguintes resultados: 
Ca2+ trocável = 3,0 cmolc dm-3 de solo
Mg2+ trocável = 1,8 cmolc dm-3 de solo
K+ trocável = 0,10 cmolc dm-3 de solo
Na+ trocável = 0,08 cmolc dm-3 de solo
Al3+ trocável = 0,40 cmolc dm-3 de solo
(H+ + Al3+) = 3,60 cmolc dm-3 de solo
determinar os valores S e V e a porcentagem de saturação de alumínio da CTC.
Estimar a CTC efetiva do solo e a CTC a pH 7,0.
Fenômenos de Sorção em Solos154
1) Cálculo de S (soma de bases)
S = (Ca + Mg + K + Na ) = ( 3,0 + 1,8 + 0,10 + 0,08 ) = 4,98 cmolc dm-3
2) CTC efetiva
CTC efetiva = S + Al3+
CTC efetiva = 4,98 + 0,40 = 5,38 cmolc dm3 de solo
3) CTC a pH 7,0
CTC a pH 7,0 = S + (H+ + Al3+)
CTC a pH 7,0 = 4,98 + 3,60 = 8,58 cmolc dm-3 de solo
4) Cálculo de V (saturação de bases) da CTC 
V = (S / CTC) * 100 = 4,98 / 8,58 * 100 = 58,04 %
5) Cálculo da porcentagem de saturação de alumínio
Al % = [Al3+ trocável / (S + Al3+ trocável)] * 100 
Al% = (0,40 / 4,98 + 0,40) * 100
Al% = 7,4 %
16. Por que a adsorção específica (quimiossorção) do micronutriente Zn2+ por óxidos
de ferro pode causar sua deficiência para as plantas ?
17. Qual seria a ordem de preferência para os cátions divalentes Ca, Cd, Co, Cu, Ni
e Pb serem quimiossorvidos preferencialmente pelo solo ? Por que ?
18. Escreva uma equação que pode representar genericamente a quimiossorção de
ânions em solos.
19. Qual o significado de uma isoterma de adsorção ?
20. Qual a isoterma que tem sido mais utilizada para descrever a quimissorção de
fósforo em solos ? O que representa o parâmetro “b” na equação ? 
21. Defina Ponto de Carga Zero (PCZ)
22. Um solo que apresente quantidades significativas de óxidos de ferro e o seu pH
sendo de 5,0, sua carga liquida de superfície será negativa ou positiva? Por que ?
(dica: consulte a Tabela 5.7).
23. O índice ΔpH de um solo apresentou valor positivo. Sua carga líquida de superfície
será negativa ou positiva ? Por que ?
24. Por que o Ponto de Carga Zero (PCZ) afeta a dispersão ou floculação das
partículas do solo ? Explique. 
Capítulo 6
SOLOS ÁCIDOS E
 SOLOS AFETADOS POR SAIS
Egon J. Meurer, Carlos A. Bissani & Felipe C. Carmona
SOLOS ÁCIDOS
Solos ácidos geralmente apresentam teores de alumínio e manganês
que podem ser tóxicos às plantas, prejudicando o seu desenvolvimento e
reduzindo os rendimentos. A maioria dos solos do Brasil são ácidos, inclusive
os do Rio Grande do Sul. 
Levantamento realizado em cerca de 60.000 amostras de solos
coletadas no estado do Rio Grande do Sul indicou que 70% delas apresentaram
pH em água inferior a 5,5, que é o valor de referência para indicar solos que
podem apresentar problemas de toxidez de alumínio e manganês para as
plantas e os micro-organismos (Drescher et al., 1995).
Formação dos solos ácidos nas regiões úmidas
Na crosta terrestre, muito tempo transcorreu entre a presença de uma
rocha sólida e sua transformação num material friável e habitado por milhões
de organismos, o qual é chamado de solo. Este, sendo produto resultante de
fatores como tempo, clima, relevo, material de origem e organismos, tem
características relacionadas à intensidade de cada um desses fatores.
Os solos que se encontram nas zonas de clima quente e com altas
precipitações pluviométricas são, na maioria, ácidos (pHconcentração de
material orgânico decomposto misturado com material mineral; geralmente
apresenta coloração mais escura, devido ao material orgânico humificado. 
Horizonte E – horizonte mineral com cores mais claras devido a perda de
argila, óxidos de ferro ou matéria orgânica, que foram transferidos para o
horizonte B por eluviação; em consequência, apresentam uma maior concentra-
ção residual de areia, constituída principalmente de quartzo.
Horizonte B – horizonte mineral bastante afetado pelos processos de formação
do solo e caracterizado pelo acúmulo de argila, ferro e alumínio e pouca matéria
orgânica. É denominado de horizonte de acúmulo ou iluvial. O conjunto dos
horizontes A e B denomina-se de solum, que pode ser definido como a parte do
solo que sofre a influência das plantas e animais.
Horizonte C – horizonte mineral formado por material não consolidado, com
pouca influência de organismos e normalmente apresenta composição química,
física e mineralógica similares à do material de onde se desenvolveu o solo. 
Camada R – camada mineral coesa, subjacente, que representa a rocha
inalterada, que poderá ser ou não, a rocha matriz a partir da qual o solo se
desenvolveu.
A profundidade do solo pode variar de centímetros a muitos metros.
Enquanto alguns horizontes podem ser muito espessos, outros podem não
existir no perfil do solo. Da mesma forma, a transição entre os horizontes pode
ser rápida e facilmente identificável, ou pode ser difusa, ocorrendo muito
gradualmente. Cada horizonte pode apresentar características que os diferencia
de outro quanto à cor, textura, estrutura, consistência, porosidade, pH, teor de
nutrientes e matéria orgânica, entre outras. 
A textura é uma característica relacionada às diferentes proporções de
areia, silte e argila, e influencia muito outras propriedades do solo. Embora
existam solos arenosos sem estrutura, a maioria dos horizontes são estrutura-
dos na forma de agregados, que podem diferir entre solos e entre horizontes,
Elvio Giasson 17
podendo apresentar diferentes formatos, tamanhos e resistência à desagregação.
São muito marcantes as diferenças de cor entre solos e horizontes. Os
elementos que dão cor aos solos são principalmente o ferro e a matéria
orgânica. Enquanto a matéria orgânica confere coloração escura aos horizontes
superficiais, o ferro dá cores avermelhadas, alaranjadas e amareladas ao solo.
Solos bem drenados, sem excesso de água, são avermelhados, marrons e
alaranjados. Solos moderadamente drenados ou solos de regiões frias
apresentam cores amareladas com horizontes superficiais escuros (ricos em
matéria orgânica). Em solos alagados, o ferro não está presente para dar
coloração ao solo, fazendo com que os mesmos tenham cores neutras, variando
de cinza claro a preto.
Algumas características não visíveis a olho nú e não perceptíveis ao tato
também variam entre solos e horizontes: a acidez, o teor de nutrientes, a
presença de elementos tóxicos, a porosidade, a água disponível para as
plantas, entre outros.
A quantidade de cascalho ou pedras presentes nos horizontes do solo
também varia, podendo trazer, muitas vezes, dificuldade para o cultivo dos
solos.
A combinação de todas as características dos horizontes, associada com
características da paisagem como relevo, clima, geologia e drenagem, é que vai
determinar a aptidão dos solos para uso agrícola ou para outros finalidades.
Existem solos mais adequados para diferentes tipos de uso (reflorestamento,
pastagens, culturas anuais, construção, áreas de lazer, etc.), assim como
existem usos mais adequados para cada tipo de solo.
COMPOSIÇÃO DO SOLO
O solo é formado por uma fase sólida (minerais e material orgânico)
e por uma fase porosa. A proporção destas fases varia de um solo para outro
e, mesmo dentro do mesmo solo, de horizonte para horizonte. A fase sólida do
solo é formada por material orgânico decomposto e partículas minerais de
diferentes tamanhos (argila, silte e areia) que são agrupadas em agregados ou
torrões, formando a estrutura do solo. A agregação das partículas permite a
existência de espaços vazios no solo, denominados poros, que são preenchidos
por água e ar. Na Figura 1.2 é representada a composição de um horizonte A 
Introdução ao Estudo dos Solos18
superficial que seria considerado como ideal para o crescimento das plantas.
A fase sólida
A fase sólida ocupa cerca de 50% do volume do solo e é constituída
por minerais e por material orgânico. Na fase sólida mineral encontram-se partí-
culas sólidas de formas e tamanhos variáveis. Estas são classificadas de acordo
com o seu diâmetro em frações granulométricas. As escalas de frações
granulométricas mais utilizadas no Brasil são apresentadas no Tabela 1.2.
As partículas do solo que apresentam uma grande área superficial em
relação a sua massa são denominadas de colóides e têm tamanho inferior a um
milésimo de milímetro (1/1000 = 1 micron). A área superficial das partículas por
unidade de massa é definida como Área Superficial Específica (ASE) e é
expressa em cm2 por grama de partículas (ASE = cm2 g-1) ou em metros qua-
drados por grama (m2 g-1).
Figura 1.2 Proporção das fases sólida, líquida e gasosa no horizonte A
de um solo considerado ideal para o crescimento das plantas.
Elvio Giasson 19
A área superficial específica (ASE) aumenta com a diminuição do ta-
manho das partículas. 
Por exemplo, a área superficial específica de uma pequena partícula
sólida, com o formato de um cubo com 1 cm de aresta é de 6 cm2 (6 x 1 cm2).
Se este mesmo cubo for subdividido em cubos menores com 0,1 cm de aresta,
a ASE aumentará para 60 cm2. Se o cubo for subdividido em cubos bem
menores, com aresta de 0,01 cm, a ASE será de 6.000 cm2. Assim, uma
diminuição de 100 vezes no tamanho da aresta do cubo resultou num aumento
de 1.000 vezes na ASE. Na Tabela 1.2 destaca-se a alta ASE e o elevado
número de partículas por grama da argila, cujo diâmetro das partículas é menor
do que 0,002 mm. É importante salientar, também, que o aumento da ASE de
um mineral qualquer, pela redução do diâmetro de suas partículas, aumenta
acentuadamente sua reatividade, como será visto nos próximos capítulos. 
 
Tabela 1.2 Escala de frações granulométricas de partículas
encontra das na fase sólida mineral do solo, número de partículas por
grama e ASE
Fração Diâmetro das
partículas (mm)
Número de
 partículas por
grama
ASE
(cm2 g-1)
Matacão > 200 - -
Calhaus 200 - 20 - -
Cascalho 20 - 2 - -
Areia grossa 2 - 0,2 6.510 79
Areia fina 0,2 - 0,05 768.000 318
Silte 0,05 - 0,002 5.776.000 454
Argila*6,9 0,20 0,10 0,10 0,04 1,7 0,29
Basalto 6,9 0,81 0,17 3,85 0,19 6,0 4,4
Granito 7,3 0,40 0,20 4,07 4,02 6,6 0,38
Como os solos se tornam ácidos
A resposta a essa pergunta está no conhecimento de como os solos se
formam a partir do material de origem. As rochas (arenito, basalto, granito,
etc.) são formadas por componentes muito pouco solúveis em água pura
(menos que 0,01 g L-1), por isso são necessários milhares de anos para que
esses materiais se transformem em solo.
O processo de acidificação do solo, nas regiões subtropicais e tropicais, inicia 
com a solubilização da rocha, com posterior perda de cátions do solo 
associada à retenção preferencial de cátions de maior valência, como o
alumínio, nos sítios de troca da argila e da matéria orgânica. 
Solos Ácidos e Solos Afetados por Sais 157
Tabela 6.2 Composição química elementar (parcial) e pH do
horizonte superficial de três solos do Rio Grande do Sul formados a
partir do arenito, basalto e granito (Bohnen, 2000).
Solo Material pH Ca Mg K Na Al Fe
..................... mg kg-1 ...................
Argisolo Arenito 4,2 0,1 0,3 0,7 0,4 31 10
Latossolo Basalto 4,9 0,7 0,8 1,5 0,4 106 119
Laterítico Granito 4,6 0,2 0,4 2,5 0,4 21 114
As reações de hidrólise que ocorrem na solução dos solos, a
decomposição dos resíduos orgânicos pelos micro-organismos, a ação do
homem e a própria absorção dos nutrientes pelas plantas são, também,
fatores que contribuem para a acidificação dos solos. Inicialmente, ocorre a
solubilização da rocha, porque a água da chuva que entra em contato com a
mesma é ácida devido à dissolução e reação do CO2 da atmosfera na água,
como mostra a reação abaixo (6.1): 
CO2 + H2O = HCO3
- + H+ (6.1)
Os íons H+ formados nessa reação reagem com a rocha, liberando
cátions e ânions que irão servir de nutrientes para os organismos que
começam a se estabelecer sobre a rocha. 
Outras reações bioquímicas dos microrganismos que crescem sobre as rochas
também liberam íons H+ para o meio.
Comparando as concentrações dos cátions na rocha matriz (Tabela
6.1) com os valores correspondentes no solo (Tabela 6.2), verifica-se que, nos
solos, os teores são muito mais baixos para cálcio, magnésio, sódio e potássio,
enquanto os teores de ferro e alumínio são quase sempre mais altos. Isso
demonstra que, no processo de formação dos solos, alguns elementos, por
Egon J. Meurer, Carlos A. Bissani & Felipe C. Carmona158
formarem compostos mais solúveis, podem ser facilmente percolados no 
perfil do solo. Enquanto isso, o alumínio e o ferro vão-se concentrando devido
às suas propriedades de formar compostos de muito baixa solubilidade nos
solos que se formam em boas condições de oxigenação. Durante a formação
do solo originam-se minerais e substâncias húmicas que têm a capacidade de
atrair íons, o que evita que os mesmos sejam percolados e perdidos do solo.
Entretanto, a atração é dependente da valência dos íons. Assim, por exemplo,
íons como o alumínio (valência +3) são mais fortemente atraídos para as
proximidades das partículas com carga negativa, em detrimento do sódio e
potássio (valência +1) e do cálcio e magnésio (valência +2). Com isso, o
alumínio permanece mais no solo, enquanto os outros cátions tendem a ser
percolados no perfil. Essa é a razão que faz os solos tropicais terem muito
alumínio e ferro e baixos teores de cálcio, magnésio, sódio e potássio na forma
trocável.
Por reações de hidrólise, os íons presentes na solução do solo liberam
íons H+, que podem baixar o pH do solo. O alumínio em solução aquosa, por
meio de uma seqüência de reações de hidrólise, precipita sob a forma de
Al(OH)3, produzindo, em cada etapa, íons H+, de acordo com a reação
simplificada (6.2):
Al3+ + 3H2O = Al(OH)3 + 3H+ (6.2)
Assim, à medida que íons alumínio vão sendo solubilizados da rocha,
liberam íons H+, que favorecem a dissolução de mais rocha. Isso acelera a
formação do solo, mas, ao mesmo tempo, faz com que o alumínio desloque
dos sítios de troca para a solução do solo os cátions que são importantes na
nutrição das plantas (Ca, Mg e K), favorecendo a sua percolação.
Os micro-organismos, quando decompõem os resíduos vegetais no
processo de mineralização e formação de substâncias húmicas, também podem
contribuir para a acidez do solo, conforme a reação simplificada (6.3):
 Resíduos Vegetais + O2 + Micro-organismos = CO2 + NO3
- + H+ 
 (6.3)
Solos Ácidos e Solos Afetados por Sais 159
Havendo percolação do ânion nitrato no perfil, ocorre necessariamente o
arraste de um cátion acompanhante (Na+, K+, Ca2+, Mg2+), para manter a
eletroneutralidade da solução do solo, permanecendo nas camadas mais
superficiais do solo os íons H+, acidificando mais o meio. Com a percolação
desses cátions, os sítios de troca (CTC) são gradativamente ocupados pelo
Al3+, e, também, pelo Mn2+ em determinados solos.
Durante o processo de absorção dos nutrientes, as plantas
liberam, na rizosfera, íons H+ ou OH-, conforme realizem a absorção,
respectivamente, de um cátion (+) ou um ânion(-), para manter a
eletroneutralidade. Esse processo é mais intenso nas leguminosas, que
absorvem mais cátions, como cálcio e magnésio, quando comparado às
gramíneas, resultando daí maior liberação de íons H+ para o solo, o que o
contribui para sua acidificação. As leguminosas, devido à nodulação eficiente,
não absorvem tanto nitrato como as gramíneas, o que favorece o acúmulo de
íons H+ na rizosfera.
Os fertilizantes que são adicionados ao solo pelo homem também
podem ocasionar redução do pH do solo. É o caso, por exemplo, de
fertilizantes nitrogenados, como o sulfato de amônio [(NH4)2SO4], quando
utilizados com frequência em solos com baixo poder tampão. Além disso,
quando há absorção de um cátion (NH4
+, no caso) pela planta, há excreção de
íons H+ pelas raízes das plantas, para manter a eletroneutralidade. 
Dependendo do sistema de manejo, pode haver maior ou menor
acúmulo de resíduos orgânicos no solo, o que pode afetar o processo de
acidificação. No sistema plantio direto (SPD), em que não há revolvimento do
solo, verifica-se grande acúmulo de resíduos vegetais na superfície, que pode
resultar numa frente de acidificação, conforme a reação (6.3), baixando o pH
do solo na camada superficial. Entretanto, a acidificação do solo, nesse caso,
não tem acentuada toxidez do alumínio, como poderia ser esperado, devido à
sua complexação pelas substâncias orgânicas formadas no processo de
decomposição do material vegetal, diminuindo a atividade do alumínio na
solução do solo, conforme abordado no Capítulo 4.
Egon J. Meurer, Carlos A. Bissani & Felipe C. Carmona160
ACIDEZ ATIVA E ACIDEZ POTENCIAL DO SOLO
As considerações realizadas até aqui levam à necessidade de enunciar
dois termos: “acidez ativa” e “acidez potencial” do solo. Na Figura 6.1, estão
representados, esquematicamente, os componentes da acidez do solo: a acidez
ativa (na fase líquida) e a acidez potencial (na fase sólida).
Figura 6.1. Representação esquemática da acidez potencial e
da acidez ativa do solo (adaptado de Quaggio, 1986).
A acidez ativa refere-se à concentração dos íons H+ na solução do solo,
e a sua medida é expressa pelo índice pH, que é igual ao logaritmo negativo
da concentração molar de H+ na solução, conforme expressão (6.4):
pH = - log [H+] (6.4)
Soluções com pH igual a 7 são neutras, isto é, a concentração de H+ é igual
à concentração de OH-, ou seja, 1 x 10-7 M. A determinação do pH do solo é
feita numa suspensão da amostra do solo com água destilada, geralmente na
Solos Ácidos e Solos Afetados por Sais 161
proporção de 1:1 (uma parte de solo para uma parte de água). Na tabela 6.3,
indica-se a classificação genérica do solo em função do valor do pH em água.
A acidez potencial corresponde às substâncias ou aos compostosque liberam
íons H+ para a solução do solo, causando uma acidificação do meio (reações
6.1 e 6.2). Estas incluem, como já visto, o Al3+ trocável adsorvido às cargas
negativas das argilas e os grupos funcionais COOH e OH da matéria orgânica
(Capítulo 3). Da mesma forma, OH2 e OH ligados às superfícies dos óxi-
hidróxidos de ferro e alumínio e os existentes nas bordas dos argilominerais
podem, também, dissociar íons H+ para solução do solo, conforme pode ser
observado na Figura 6.1.
Tabela 6.3 Classificação do solo em função do pH (adaptado
de Volkweiss, 1989)
pH (água) Classificação
 8,0 Muito alcalino (ou básico)
A CORREÇÃO DOS SOLOS ÁCIDOS
Como visto, acidez do solo é produto da ação dos agentes do
intemperismo sobre a rocha matriz que solubiliza os minerais nela presentes.
Os mais solúveis (cálcio, magnésio, potássio e sódio) são percolados, enquanto
aqueles que formam compostos menos solúveis, como o alumínio, são
acumulados.
A correção da acidez é feita com a aplicação ao solo, pela prática da
calagem, de substâncias que geram íons (oxidrila e bicarbonato) capazes de
Egon J. Meurer, Carlos A. Bissani & Felipe C. Carmona162
neutralizar os íons H+. Os calcários agrícolas, compostos principalmente por
carbonatos de cálcio e de magnésio, são os mais utilizados, apesar de serem
muito pouco solúveis ((6.11)
 
 
 (6.12) 
M2+ representa um íon Cu2+, Mn2+ ou Zn2+. 
O íon Mn2+ tem, também, a sua disponibilidade para as plantas
diminuída devido à seguinte reação de oxidação favorecida pela elevação do
pH do solo:
2Mn2+ + O2 + 4 OH- = 2 MnO2 + 2 H2O (6.13) 
 
c) fósforo, molibdênio e enxofre - a dissolução do calcário au-
menta também a concentração de íons OH- (Reações 6.5 e 6.6), os quais
podem deslocar para a solução do solo, por troca de ligantes, o fósforo, o
molibdênio e o enxofre, adsorvidos como complexos de esfera-interna nos
óxidos de ferro e alumínio, aumentando, assim, a quantidade desses
nutrientes em formas disponíveis para as plantas, conforme as reações
apresentadas na Figura 6.3:
Solos Ácidos e Solos Afetados por Sais 167
 
 
 
 (6.14) 
 
 
 
 
 (6.15)
 
 
 
 
 
 (6.16)
Figura 6.3 Aumento da disponibilidade do fósforo, molibdênio
e enxofre por troca de ligantes com OH- provenientes da dissolução
do calcário.
UTILIZAÇÃO DO GESSO AGRÍCOLA EM SOLOS ÁCIDOS
O gesso (CaSO4.2H2O) tem sido utilizado em solos ácidos, para
melhorar o ambiente radicular das plantas e na recuperação de solos afetados
por sais (item 6.2). O gesso pode ser obtido em jazidas naturais (gipsita), que
ocorrem no Nordeste do Brasil, ou como subproduto da produção do ácido
fosfórico na indústria de fertilizantes. 
O gesso agrícola pouco afeta o pH do solo, não mais do que 0,3 unida-
des, mesmo quando aplicado em doses elevadas, pois sua reação no solo não
libera íons oxidrila ou carbonato. Entretanto, em solos ácidos, pode diminuir
a toxicidade do alumínio para as plantas, reduzindo a atividade do Al3+ na
Egon J. Meurer, Carlos A. Bissani & Felipe C. Carmona168
solução do solo pelo aumento da quantidade de Ca2+ e SO4
2-. A dissolução do
gesso no solo ocorre conforme a reação (6.17):
 CaSO4.2H2O Ca2+ + SO4
2- + 2H2O (6.17) 
Os íons Ca2+ e SO4
2- liberados para a solução podem percolar para camadas
mais profundas do solo. O incremento do teor de Ca2+ em profundidade
aumenta a relação Ca:Al, o que resulta numa melhoria do ambiente radicular
pela diminuição da atividade do alumínio. 
Outro mecanismo que diminui a atividade do alumínio em solos, devido
à aplicação do gesso, é a precipitação de compostos sólidos de alumínio pelo
íon sulfato, como a jurbanita (AlOHSO4.5H2O), basaluminita
[Al4(OH)10SO4.5H2O] ou alunita [KAl3(OH)6(SO4)2]. 
O gesso tem sido utilizado em pomares e áreas florestais, para
melhorar o ambiente radicular em solos ácidos, onde é inviável,
economicamente, fazer a correção da acidez com a aplicação do calcário em
profundidade. É necessário destacar que os ânions SO4
2- favorecem a descida
do Ca2+ no perfil do solo, mas podem favorecer também a percolação de outros
cátions, como o Mg2+ e o K+.
SOLOS AFETADOS POR SAIS 
Os solos afetados por sais podem interferir negativamente no
rendimento das culturas. A água é absorvida pelas raízes das plantas por
osmose, processo que envolve o movimento da água de um local com baixa
concentração de sais, como o solo, para locais de alta concentração, no interior
das células das raízes. Quando a concentração no solo é alta, o movimento da
água do solo para as raízes é diminuído. Já, quando a concentração de sais é
mais alta no solo em relação ao interior das raízes, o movimento é invertido
podendo causar a dessecação das plantas e até a morte. Um prolongado
estresse hídrico causa um murchamento semelhante ao ocasionado pela seca.
Os íons mais comuns em solos afetados por sais são os cátions Na+,
Ca2+, Mg2+, K+, e os ânions Cl-, SO4
2-, HCO3
-, CO3
2- e NO3
-, formando sais como
Solos Ácidos e Solos Afetados por Sais 169
cloretos, sulfatos, nitratos, carbonatos e bicarbonatos, que são bastante
solúveis.
A presença de grandes quantidades de sais nos solos deve-se a) ao
material origem do solo; b) à ausência ou escassez de chuvas nas regiões de
clima árido e semi-árido, onde não ocorrem precipitações suficientes para
percolar os sais solúveis do solo que, conseqüentemente, acumulam; c) à alta
evapotranspiração; d) à salinização pela água do mar; e) à ascensão do lençol
freático; f) à água de irrigação, entre outros.
Caracterização dos solos afetados por sais
Os principais parâmetros utilizados para caracterizar os solos afetados
por sais são a condutividade elétrica do extrato de saturação, o pH e o teor de
sódio trocável.
a) Condutividade elétrica (CE) - íons em solução conduzem
corrente elétrica. Quanto maior a concentração salina, maior a concentração
de íons e mais intensa a corrente conduzida pela solução. A CE é determinada
em extrato resultante da saturação do solo com água. A unidade empregada
para expressar a condutividade elétrica é o Siemens (dS m-1).
b) pH do solo - como os solos afetados por sais são geralmente
alcalinos, sua determinação também é importante para caracterizar esses
solos.
c) Porcentagem de saturação de sódio trocável (PST) este índice
indica a saturação do complexo de troca do solo pelo íon sódio. É obtida pela
relação entre o teor de sódio trocável e a CTC do solo (6.18):
PST % = Na / CTC x 100 (6.18)
Egon J. Meurer, Carlos A. Bissani & Felipe C. Carmona170
d) Relação de adsorção de sódio (RAS) - representa a relação
entre as concentrações de Na+ e as concentrações dos íons divalentes Ca2+ e
Mg2+, expressas em mmol L-1, no extrato de saturação do solo. É calculada pela
relação (6.19):
RAS = [Na+] / [(Ca2+ + Mg2+)/2]1/2 (6.19)
Classificação dos solos afetados por sais
Os solos afetados por sais podem ser classificados como salinos
(apresentam altas concentrações de sais solúveis), sódicos (com altas
concentrações de sódio trocável) e salino-sódicos (apresentam altas concentra-
ções de sais e de sódio trocável). Sua ocorrência se dá em diversos países do
mundo, sendo que a área afetada é de aproximadamente 10% do total de
terras cultiváveis no planeta. No Brasil, estima-se que cerca de quatro milhões
de hectares sejam afetados, principalmente na região nordeste.
 Devido à alta concentração de sais, os solos salinos se tornam
floculados, são permeáveis e não apresentam problemas de natureza física.
Esses solos podem ser recuperados pela percolação de água de boa qualidade
(baixa concentração de eletrólitos) no perfil. A eficiência desse procedimento
pode ser limitada por fatores como baixa condutividade hidráulica do solo e
drenagem deficiente.
Nos solos sódicos, o teor de Na é alto, causando problemas químicos
e físicos, além de limitar o crescimento das plantas. O excesso de sódio no solo
provoca a dispersão da argila e, quando o teor é muito alto, pode ocorrer
também a dispersão da matéria orgânica.
Os solos salinos-sódicos apresentam características semelhantes às dos solos
salinos, porém possuem maior concentração de sódio. Devido à predominância
de cátions divalentes, apresentam boa estrutura física e alta permeabilidade.
A recuperação desses solos envolve a combinação das práticas recomendadas
para os solos salinos e sódico.Solos Ácidos e Solos Afetados por Sais 171
Tabela 6.5 Classificação dos solos afetados por sais
Classificação CE pH RAS PST
dS m-1 %
Salino ≥ 4,0são utilizados para caracterizar
solos afetados por sais?
20. Quais são as características de um solo salino ? Explique.
21. Quais são as características de um solo sódico ? Explique. 
22. Quais são as características de um solo salino-sódico ? Explique.
Solos Ácidos e Solos Afetados por Sais 175
23. Como podem ser minimizados os problemas apresentados pelos solos
afetados por sais? Explique (utilize a reação química para fundamentar sua resposta).
Capítulo 7
SOLOS ALAGADOS
(REAÇÕES DE REDOX)
Rogério O. Sousa, Flávio A.O. Camargo & Ledemar C. Vahl 
INTRODUÇÃO 
Solos posicionados em cotas mais baixas na paisagem estão sujeitos
à saturação por água ou a alagamentos periódicos, principalmente os
chamados solos de várzeas. Essa condição altera o equilíbrio dos elementos e
dos compostos no solo, desencadeando uma série de mudanças, que fazem
com que o comportamento desses solos seja completamente diferente do
observado em ambientes bem drenados. A dinâmica dessas transformações
é particularmente importante para a cultura do arroz irrigado por alagamento,
uma vez que o solo permanece alagado durante a maior parte do ciclo da
cultura. O manejo dos solos de várzeas, principalmente no que se refere à
adubação e calagem, é dependente das características e propriedades do solo
durante o alagamento.
Em áreas pantanosas e regiões próximas a rios sujeitas a inundações
periódicas, a atividade microbiológica anaeróbia proporciona liberação de CO2
e, principalmente, de metano, que atuam no aumento do efeito estufa. Por
outro lado, as reações que ocorrem em ambientes saturados por água ou
alagados, são utilizadas para explicar os processos de formação de solos de
várzeas, constituindo-se em importantes ferramentas em estudos de gênese
e de classificação de solos.
Atualmente, sabe-se que reações semelhantes às que ocorrem em
solos alagados também são observadas em microsítios anaeróbios presentes
em solos oxidados, principalmente em áreas de plantio direto em decorrência
da acumulação de palha na superfície, que aumenta a retenção de água no
Solos Alagados (Reações de Redox)178
solo. As transformações químicas que ocorrem nos solos alagados e suas
implicações no manejo desses ambientes são os objetivos deste capítulo.
ALTERAÇÕES DECORRENTES DO ALAGAMENTO
O alagamento do solo altera o seu equilíbrio natural, desencadeando
uma série de transformações nas características físicas, biológicas, eletroquími-
cas e químicas desse meio.
Alterações físicas
Quando o solo é alagado, a água substitui o ar nos espaços porosos do
solo e, ao comprimir o ar remanescente dentro dos referidos espaços, leva à
destruição dos agregados. O solo adquire um estado semifluido, não sendo
possível distinguir a sua estrutura. A destruição da estrutura do solo e a
existência de camadas subsuperficiais adensadas são importantes fatores de
economia de água e de redução na perda de nutrientes por percolação, em
função da diminuição da infiltração de água.
Desaparecimento do O2 - a substituição do ar pela água nos espaços
porosos e o estabelecimento de uma lâmina de água sobre o solo restringem
as trocas gasosas com a atmosfera. O oxigênio remanescente é rapidamente
consumido e praticamente desaparece do solo, pois a difusão de gases através
da água é muito baixa. Como o consumo de oxigênio pelos organismos do solo
é mais rápido do que o suprimento por difusão, forma-se um gradiente de
concentração de oxigênio, delimitando duas camadas distintas: uma mais
superficial, oxidada, e outra, reduzida (Figura 7.1).
A camada oxidada superficial, de espessura variável, porém não
ultrapassando alguns milímetros, apresenta oxigênio dissolvido e compostos 
oxidados. Na camada seguinte, a concentração de oxigênio diminui para 
valores próximos de zero, formando uma camada caracterizada pela redução.
No caso específico da cultura do arroz alagado, é possível identificar
outra zona oxidada, a rizosfera (Figura 7.1), que representa a região do solo
Rogério Oliveria de Sousa, Flávio A. de O. Camargo e Ledemar C. Vahl 179
imediatamente em contato com a raiz e que sofre influências da atividade do
sistema radicular. A raiz do arroz libera O2 na rizosfera para formar um
ambiente adequado ao metabolismo radicular. O oxigênio é transportado,
desde as folhas até as raízes, por tecidos especializados (aerênquimas). A
oxidação da rizosfera pode ser comprovada pela coloração avermelhada do
sistema radicular do arroz, em decorrência da oxidação e precipitação de
óxidos de ferro sobre as raízes.
A rizosfera e a camada superficial oxidada apresentam características
semelhantes às de um solo oxidado. Assim, em solos alagados, os micro-
organismos apresentam metabolismo aeróbio na camada superficial oxidada
e na rizosfera, e respiração anaeróbia e fermentação na camada reduzida.
Figura 7.1 Potencial redox do solo após a inundação e a
formação de camadas de oxi-redução e da rizosfera oxidada (monta-
gem a partir de Patrick & Readdy, 1978; Camargo et al., 1999).
Alterações biológicas
A população microbiana, em solos alagados, é constituída de microrga-
nismos aeróbios na camada oxidada, que crescem somente na presença de
oxigênio molecular (aeróbios obrigatórios), e de micro-organismos anaeróbios
Solos Alagados (Reações de Redox)180
na camada reduzida. Os microrganismos anaeróbios podem ser de dois tipos:
anaeróbios obrigatórios, que não sobrevivem na presença de oxigênio
molecular livre, e anaeróbios facultativos, que podem crescer na presença e na
ausência de oxigênio molecular livre.
Os microrganismos obtêm energia para a realização dos seus processos
vitais às custas da oxidação do carbono da matéria orgânica do solo,por meio
de reações redox (reações de oxidação e redução). Os microrganismos
aeróbios utilizam, na oxidação da matéria orgânica, o oxigênio molecular como
receptor final de elétrons, que é reduzido a água, conforme o exemplo a
seguir:
C6H12O6 + 6 H2O = 6 CO2 + 24 H+ + 24 e- (7.1)
6O2 + 24 H+ + 24 e- = 12 H2O (7.2)
C6H12O6 + 6 O2 = 6 CO2 + 6 H2O (7.3)
Os microrganismos anaeróbios também obtêm energia às custas da
oxidação da matéria orgânica,por meio de reações redox. Porém, como estão
presentes em ambientes em que o oxigênio é ausente ou se encontra em
concentração muito baixa, utilizam compostos oxidados do solo como
receptores de elétrons, tais como nitrato, óxidos mangânicos (Mn4+), óxidos
férricos (Fe3+) e sulfatos, reduzindo-os para N2, óxidos manganosos (Mn2+),
óxidos ferrosos (Fe2+) e H2S, respectivamente. A redução destes compostos
pode ser representada por uma reação química, utilizando-se como exemplo
a redução do Fe3+ a Fe2+:
8 Fe(OH)3 + 24 H+ + 8 e- = 8 Fe2+ + 24 H2O (7.4)
Os micro-organismos anaeróbios podem utilizar também receptores de
elétrons de origem orgânica, caracterizando um processo conhecido como
fermentação. Na fermentação, compostos orgânicos complexos são
transformados em substâncias mais simples, muitas das quais transitórias, tais
como ácidos orgânicos, álcoois, aminas e mercaptanos. A fermentação é
responsável ainda pela produção de metano, podendo também produzir certa
Rogério Oliveria de Sousa, Flávio A. de O. Camargo e Ledemar C. Vahl 181
quantidade de amônio. Na Tabela 7.1, é apresentado um resumo das principais
características dos metabolismos aeróbio, anaeróbio e fermentativo.
Tabela 7.1 Resumo de algumas características dos processos
microbiológicos que ocorrem em solos inundados
Aeróbio Anaeróbio Fermentativo
Fonte de energia oxidação
 da MO
oxidação 
da MO
oxidação 
da MO
Receptor de elé
trons
O2 substâncias
inorgânicas
substâncias orgâni-
cas
Composto final de
carbono
CO2 CO2, CH4 CO2, CH4, álcoóis,
aminas, mercapta-
nos, ácidos orgâni-
cos
Outros produtos
finais
compostos
inorgânicos
oxidados
(NO3
-, SO4
2-)
compostos
inorgânicosredu-
zidos (NH4+, Fe2+,
Mn2+, H2S)
H2, H2S
Alterações eletroquímicas
A diminuição do potencial redox (Eh), as mudanças nos valores de pH
e o aumento da condutividade elétrica (CE) são as principais alterações
eletroquímicas que ocorrem no solo após o seu alagamento.
Eh - à medida que os compostos oxidados do solo são utilizados pelos
microrganismos anaeróbios, eles são transformados para formas reduzidas,
conferindo ao solo características de redução. O estado de maior ou menor
redução do solo pode ser medida pelo potencial redox (Eh). O potencial redox
é, portanto, uma medida da intensidade de redução do solo. Quanto mais
baixo for o seu valor, maior será a concentração de substâncias reduzidas, isto
é, maior será o estado de redução do solo.
Solos Alagados (Reações de Redox)182
Nas primeiras horas de alagamento, o Eh apresenta-se entre +300 e +500 mV,
que são valores semelhantes aos de um solo oxidado. À medida que o
metabolismo anaeróbio se intensifica, o Eh vai diminuindo, podendo atingir
valores negativos em poucos dias, desde que o solo não apresente altas
concentrações de nitrato e/ou óxidos de manganês.
A presença de altos teores de matéria orgânica, a adição de resíduos
orgânicos ao solo, baixos conteúdos de nitrato e de óxidos de manganês e
temperaturas entre 30 e 35 oC favorecem o decréscimo do Eh, e valores
negativos podem ser atingidos em duas semanas de alagamento. Entretanto,
geralmente não se observam valores negativos após o alagamento (Figura
7.2).
As mudanças do Eh são muito importantes para a cultura do arroz, pois
a fertilidade do solo é profundamente afetada pelas alterações no Eh. O
potencial redox determina as formas estáveis do nitrogênio no solo e a sua
disponibilidade para o arroz. Além disso, um baixo Eh aumenta a disponibilida-
de de ferro e manganês, mas diminui a do enxofre.
pH – o alagamento aumenta o pH do meio até próximo à neutralidade.
O pH de solos ácidos sofre um pequeno decréscimo nos primeiros dias de
alagamento, diminui a um valor mínimo e sobe em seguida, para estabilizar-se
entre 6,5 e 7,0. O decréscimo inicial se verifica em decorrência do acúmulo de
CO2 e o aumento subsequente ocorre devido as reações de oxirredução, que
se processam com consumo de hidrogênio. Já em solos alcalinos, o pH 
sofre um leve decréscimo, ou permanece próximo aos valores originais. O
decréscimo do pH em solos alcalinos ocorre em função dos equilíbrios químicos
entre CO2 e carbonatos de cálcio e sódio presentes nesses solos.
O aumento do pH em solos ácidos, durante o alagamento, está associado com
à redução do solo, e seu curso é determinado pelo pH, pela natureza e
conteúdo dos compostos oxidados presentes e pelo tipo e conteúdo de matéria
orgânica (Figura 7.3).
A nutrição do arroz é significativamente afetada pelas alterações de pH
em solos inundados. O pH ideal para o arroz é de aproximadamente 6,6, pois,
nesse valor, as reações para liberação de N e P são favorecidas, os suprimen-
tos de Cu, Fe, Mn e Zn são adequados e a concentração de elementos -
Rogério Oliveria de Sousa, Flávio A. de O. Camargo e Ledemar C. Vahl 183
potencialmente tóxicos, como Al, Fe, Mn, CO2, ácidos orgânicos e H2S, estão
abaixo dos teores tóxicos.
 
Figura 7.2 Alterações no potencial redox de três solos após
doze semanas de alagamento (adaptado de Dias, 1991; Sousa, 1991;
Madruga, 1999). O Bruzinem Hidromórfico é classificado atualmente
como um Plintossolo. 
CE - a condutividade elétrica (CE) está relacionada à presença de
partículas elétricas carregadas (íons e colóides) na solução do solo. Após o
alagamento, ocorre um aumento da CE, atingindo um máximo e declinando a
valores que permanecem mais ou menos estáveis. O aumento da condutivida-
de elétrica ocorre devido à mobilização do Fe2+ e Mn2+, ao acúmulo de NH+
4 e
íons orgânicos e ao deslocamento de cátions dos sítios de troca para a solução.
Solos Alagados (Reações de Redox)184
Figura 7.3 Alterações no pH de três solos após doze semanas
de alagamento (montagem a partir de Dias, 1991; Sousa, 1991;
Madruga, 1999).
As mudanças eletroquímicas em solos alagados são, normalmen-
te, mais intensas entre a segunda e a quarta semanas de alagamento. 
Após esse período, as reações que ocorrem no solo tendem a um
equilíbrio, estabilizando os valores de CE. Essa tendência ao equilíbrio
favorece o arroz, pois, normalmente, o suprimento de nutrientes é
adequado, e os teores de substâncias tóxicas são baixos
Alterações químicas
Os micro-organismos anaeróbios utilizam os compostos oxidados do
solo como receptores de elétrons no seu metabolismo, obedecendo a uma
Rogério Oliveria de Sousa, Flávio A. de O. Camargo e Ledemar C. Vahl 185
seqüência, em função da afinidade dos compostos em receber elétrons. Então,
primeiramente, são reduzidos os compostos que apresentam maior afinidade
em receber elétrons. Os compostos de menor afinidade por elétrons só serão
utilizados depois que uma parcela significativa dos primeiros for reduzida.
Os compostos são utilizados obedecendo à sequência de redução:
nitrato, óxidos de manganês, óxidos de ferro, sulfato. O nitrato tem maior
afinidade em receber elétrons, sendo então reduzido antes dos demais. Os
óxidos de manganês só passarão a ser utilizados pelos microrganismos depois
que uma parcela significativa do nitrato for reduzida e, como têm maior
afinidade por elétrons do que os óxidos férricos, serão reduzidos antes destes,
e assim sucessivamente.
Isso significa que, em um solo com altos teores de nitrato e óxidos de
manganês, por exemplo, vai levar mais tempo para que comece a ocorrer a
redução do ferro. Se o solo apresentar altos teores de óxidos de ferro, vai
demorar mais tempo para ocorrer a redução do sulfato.
Nitrogênio - o nitrato (NO3
-) é a forma estável do nitrogênio em solos
sob condições de oxidação. Em solos alagados, ocorre um acúmulo de amônio
(NH4
+), pois a ausência de oxigênio interrompe a mineralização do nitrogênio
na forma amoniacal.
O nitrato é o primeiro composto oxidado do solo a ser utilizado pelos
microrganismos anaeróbios, após o desaparecimento do oxigênio, e estabiliza
o potencial redox entre valores de 200 e 400 mV. No entanto o nitrato é
rapidamente reduzido a N2O e N2 voláteis, desaparecendo do solo em poucos
dias de alagamento.
A semi-reação simplificada de redução do nitrato é:
NO3
- + 6 H+ + 5e- ½ N2 + 3 H2O (7.5)
Devido a esta reação de redução, adubos em que o nitrogênio se
encontre na forma nítrica (NO3
-) não devem ser utilizados na adubação do
arroz, pois o NO3
- será perdido completamente após o alagamento, como
explicado mais adiante. 
Solos Alagados (Reações de Redox)186
Manganês - a redução dos óxidos mangânicos (Mn4+) a óxidos
manganosos (Mn2+) ocorre quase coincidentemente com a redução do nitrato
e estabiliza o potencial redox em valores entre 200 e 300 mV. A concentração
do Mn2+ na solução do solo aumenta, podendo chegar a 90 mg L-1, diminuindo
em seguida, para estabilizar em valores abaixo de 10 mg L-1. Os picos são mais
pronunciados e são atingidos mais rapidamente em solos ácidos, com altos
teores de manganês e matéria orgânica.
A semi-reação simplificada para a redução do manganês é:
MnO2 + 4H+ + 2e- = Mn2+ + 2 H2O (7.6)
Ferro - a mais importante alteração química que ocorre em solos
alagados é a redução dos óxidos férricos (Fe3+) a óxidos ferrosos (Fe2+), com
conseqüente aumento da solubilidade do ferro. As transformações que ocorrem
em um solo alagado são marcadamente afetadas pela química do ferro, em
função da grande quantidade de óxidos e hidróxidos de ferro que podem sofrer
redução e da reatividade do ferro com outros compostos do solo.
A semi-reação simplificada de redução do ferro é:
Fe(OH)3 + 3H+ + e- = Fe2+ + 3 H2O (7.7)
A concentração do Fe2+ na solução do solo aumenta até atingir um
máximo, diminuindo em seguida. Esse comportamento varia em função do pH,
do teor dematéria orgânica e do conteúdo e reatividade dos óxidos de ferro
(Figura 7.4). Solos ácidos com altos teores de matéria orgânica e óxidos de
ferro podem atingir concentrações de 300 mg L-1 de Fe2+ na solução do solo,
em quatro semanas de alagamento, decrescendo até concentrações de 50 a
100 mg L-1. Solos medianamente ácidos apresentam pico de liberação de ferro
menor (100 a 200 mg L-1). Solos levemente ácidos apresentam concentrações
máximas de 50 a 100 mg L-1 de Fe2+ em solução, enquanto solos alcalinos não
apresentam picos maiores do que 30 mg L-1.
Sulfato - em alguns casos a redução do solo continua após a redução
do ferro, até o ponto de haver redução de sulfato a sulfeto:
Rogério Oliveria de Sousa, Flávio A. de O. Camargo e Ledemar C. Vahl 187
SO4
2- + 8 H+ + 8e- = H2S + 4 H2O (7.8)
O H2S formado pode ser tóxico ao arroz. Em solos com altos teores de
ferro, o sulfeto precipita na forma de FeS e não prejudica a cultura do arroz.
Nas reações de redução do nitrato, do manganês, do ferro e do sulfato,
observa-se que sempre houve consumo de H+, o que explica porque o pH nos
solos inundados aumenta, situando-se na faixa de pH 6,5 - 7,0.
 
Figura 7.4 Alterações no teor de Fe2+ de três solos após doze
semanas de alagamento (adaptado de Dias, 1991; Sousa, 2001;
Madruga, 1999).
Fósforo - o fósforo não está diretamente envolvido nas reações
de oxidação e redução em solos alagados, mas, devido à sua reatividade
com os compostos que são passíveis de redução, seu comportamento
é profundamente afetado pelo alagamento. O fósforo pode ocorrer no
solo sob diferentes formas orgânicas e inorgânicas. Em solos ácidos,
predominam os fosfatos associados a ferro e alumínio. Dessa forma, a
química dos fosfatos em solos alagados está relacionada à dinâmica do
ferro, ou seja, as condições que aumentam a solubilidade do ferro no
solo normalmente aumentam a solubilidade do fósforo. A solubilidade
Solos Alagados (Reações de Redox)188
do fósforo aumenta com o alagamento, principalmente devido à
redução dos compostos férricos para formas ferrosas, com liberação do
fósforo retido por adsorção ou por ligação química específica. Portanto,
pode-se afirmar que a liberação do fósforo para a solução do solo
depende da intensidade da redução. No entanto, paralelamente ao aumento
da intensidade de redução do solo ocorre um aumento do pH, que afeta a
solubilidade de diversos compostos no solo. Então, a partir de um determinado 
momento, a concentração de fósforo na solução do solo diminui em
decorrência da precipitação de fosfatos ferrosos, pois estes compostos têm a
solubilidade diminuída com o aumento do pH. Por outro lado, o aumento do pH
provoca a precipitação de óxidos de ferro de baixa cristalinidade, com alta área
superficial específica e, ainda, com alta capacidade de adsorção de fósforo.
Assim, o aumento da concentração de fósforo nas primeiras semanas de
alagamento, deve-se, principalmente, à liberação do fósforo ligado a
compostos de ferro. O posterior decréscimo da concentração de fósforo na
solução ocorre devido ao aumento do pH, em decorrência da precipitação de
fosfatos ferrosos e adsorção do fósforo a óxidos de ferro de baixa cristalinida-
de.
Outros cátions - cátions, como potássio, cálcio e magnésio, embora
não participem diretamente das reações de oxirredução têm a solubilidade
aumentada, pois são deslocados para a solução do solo pelo manganês e,
principalmente, pelo ferro, que ocupa proporção considerável dos sítios de
troca (CTC) em função de sua alta concentração. Dessa forma, cálcio,
magnésio e potássio apresentam comportamento que depende da cinética do
ferro e do manganês. Por outro lado, a concentração dos micronutrientes zinco
e cobre diminui com o alagamento. Essas e outras desvantagens do alagamen-
to serão melhor discutidas no item a seguir.
EFEITOS ADVERSOS DO ALAGAMENTO
Como foi visto até aqui, o alagamento do solo é altamente benéfico
para a cultura do arroz. Todavia, sob determinadas condições, podem ocorrer
efeitos adversos às plantas, como toxidez nutricional, perdas de nitrogênio e
diminuição nas concentrações de zinco e cobre.
Rogério Oliveria de Sousa, Flávio A. de O. Camargo e Ledemar C. Vahl 189
Toxidez nutricional de Mn e Fe - o aumento da concentração de
ferro e manganês na solução do solo, embora benéfico para o arroz, pode, sob
determinadas situações, atingir níveis tóxicos, prejudicando as plantas. No
Brasil, e particularmente no estado do Rio Grande do Sul, até hoje não foram
documentados casos de toxidez por manganês. Por essa razão, serão
abordados os aspectos relacionados apenas a toxidez por ferro.
A toxidez por ferro já foi constatada em lavouras de praticamente todos
os estados produtores de arroz irrigado no Brasil. No Rio Grande do Sul, não
havia informações a respeito da ocorrência da toxidez por ferro até fins da
década de setenta, quando predominavam cultivares do tipo tradicional e/ou
intermediário. Com o surgimento das cultivares modernas, a partir do início da
década de oitenta, sintomas de toxidez por ferro passaram a ser observadas
com maior frequência, principalmente em lavouras da fronteira oeste do
estado. As cultivares do tipo moderno, embora mais produtivas, são também
mais suscetíveis de toxidez por ferro do que as variedades tradicionalmente
utilizadas até então.
Determinados grupos de solos parecem mais propensos à ocorrência
de toxidez por ferro: solos sulfatados extremamente ácidos; solos arenosos
moderadamente ácidos e mal drenados, de baixa CTC e baixa fertilidade
natural; solos aluviais argilosos, ácidos ou moderadamente ácidos e com baixa
CTC. No entanto, é difícil estabelecer as condições necessárias para a
ocorrência de toxidez por ferro, em virtude da grande variação dessas
condições reportadas na literatura.
Os sintomas da toxidez de ferro
Sintomas de toxidez por ferro ocorrem em diferentes condições de pH
e de ferro ativo, indicando que, aparentemente, pH baixo e altos teores de
ferro não são fatores essenciais para a ocorrência de toxidez por ferro.
Revisando-se trabalhos sobre o assunto, verificam-se teores críticos de ferro
na solução do solo, que variam desde 30 mg L-1 até 500 mg L-1.
Os sintomas de toxidez por ferro podem aparecer em qualquer estágio
de desenvolvimento da planta. No entanto, são observados, com maior
frequência, no final do perfilhamento (próximo à diferenciação do primórdio
Solos Alagados (Reações de Redox)190
floral) e no início do florescimento. A sintomatologia pode ser de dois tipos:
o bronzeamento (toxidez direta), caracterizado por pontuações castanho-
escuras nas folhas, e o alaranjamento (toxidez indireta), em que as folhas
passam a apresentar uma coloração alaranjada, que evolui do ápice para a
base. Os dois tipos de sintomas aparecem, primeiramente nas folhas mais
velhas e, muitas vezes, ocorrem simultaneamente.
A toxidez direta ocorre quando o ferro é absorvido em excesso,
causando a morte de células onde ele é depositado. A toxidez indireta é
causada por um desbalanceamento nutricional múltiplo, devido à presença de
ferro em excesso na solução do solo, o que pode inibir a absorção, o
transporte e/ou a utilização de outros nutrientes (P, K, Ca e Mg), bem como
induzir a deficiência nutricional.
Toxidez nutricional por ácidos orgânicos: como foi visto no item
7.1, a fermentação é um processo redox produtor de energia, responsável pela
produção de ácidos orgânicos no solo alagado. Os principais ácidos formados
são os alifáticos de cadeia curta: fórmico, acético, propiônico e butírico.
Em condições normais de alagamento, esses ácidos não atingem
concentrações capazes de causar problemas às plantas na grande maioria dos
solos. Todavia, em solos com altos teores de matéria orgânica ou nos casos
em que é incorporado ao solo material orgânico em período próximo ao
alagamento, a concentração desses ácidos pode atingir níveis tóxicos,
prejudicando o arroz (Figura7.5).
A acumulação dos ácidos orgânicos começa nos primeiros dias do
alagamento, atingindo um pico máximo na segunda semana, entre o décimo
e o décimo quarto dia, decrescendo em poucos dias, pela sua conversão a
metano. Esse comportamento pode variar, dependendo da temperatura, da
quantidade e do tipo de material orgânico adicionado. Com materiais de mais
fácil decomposição, os ácidos são produzidos mais cedo e atingem maiores
concentrações. Se a quantidade de material adicionado for muito alta, os
ácidos orgânicos poderão permanecer com elevadas concentrações por vários
dias. Temperaturas mais altas aceleram a liberação dos ácidos orgânicos. Os
ácidos orgânicos, em altas concentrações, causam sérios prejuízos às funções
fisiológicas nas raízes responsáveis pela produção de energia, diminuição da
Rogério Oliveria de Sousa, Flávio A. de O. Camargo e Ledemar C. Vahl 191
divisão celular, do crescimento radicular e da absorção de nutrientes. No
entanto, apenas a presença de altas concentrações de ácidos orgânicos na
solução do solo não indica a ocorrência de toxidez nas plantas, pois o efeito
dos ácidos depende do pH. 
Figura 7.5 Ácidos orgânicos voláteis totais presentes no horizonte A
de um solo glei pouco húmico incubado com doses de palha de arroz (peso
seco). (Modificado de Camargo et al., 1993).
Com o aumento do pH, após o alagamento, predominam as formas dissociadas
dos ácidos, que são consideradas inofensivas às plantas, pois os componentes
lipídicos da membrana celular apresentam baixa permeabilidade a essas for-
mas. Porém a rizosfera do arroz pode apresentar valores de pH de 1 a 
2 unidades menores do que a massa total do solo, como resultado da extrusão
de H+ pelas plantas, para compensar a maior absorção de cátions em relação
a ânions. No sistema tradicional de cultivo do arroz irrigado no Rio Grande do
Sul, não são constatados casos de toxidez por ácidos orgânicos, visto que não
se utiliza a prática de incorporação de resíduos orgânicos. Todavia, no sistema
plantio direto, em que uma grande quantidade de material vegetal permanece
Solos Alagados (Reações de Redox)192
na superfície, a decomposição anaeróbia desse material pode acarretar a
produção de ácidos orgânicos em maior quantidade. Frequentemente,
problemas de estabelecimento de plantas e queda de rendimento do arroz, no
sistema plantio direto, são atribuídos à produção de ácidos orgânicos no solo
alagado.
Em culturas de sequeiro, cultivadas no sistema plantio direto, o baixo
estande de plantas e o crescimento reduzido, nas fases iniciais de desenvolvi-
mento, podem ser atribuídos à ocorrência de sítios anaeróbios na superfície,
próximo a palha, onde haveria a produção de ácidos orgânicos os quais teriam
efeito tóxico para as raízes das plântulas.
Toxidez nutricional de H2S - solos que apresentam condições
altamente reduzidas podem produzir concentrações elevadas de H2S, em
decorrência da redução do sulfato para sulfeto. Concentrações tão baixas
quanto 0,1 mg L-1, na solução do solo, já são tóxicas para o arroz. No entanto,
apenas os solos com baixos teores de ferro são capazes de produzir concentra-
ções elevadas de H2S. Quando os solos apresentam elevadas concentrações de
ferro em solução, os sulfetos são precipitados como sulfetos ferrosos (FeS),
não ocorrendo a formação do H2S.
No Japão, existem relatos de uma série de distúrbios relacionados ao
H2S: “negusare” (podridão da raiz); “natsuochi” (deterioração de verão);
“zurikomi” (crescimento atrofiado); “chissoku” (sufocação). Todavia, o distúrbio
fisiológico, associado a toxidez por H2S, que ocorre em maior extensão é o
“akiochi” (deterioração outonal).
O “akiochi” ocorre principalmente em solos degradados arenosos e
solos orgânicos deficientemente drenados. A presença do H2S inibe a
respiração e o poder de oxidação das raízes do arroz, diminuindo a absorção
de nutrientes e o rendimento de grãos. Em grande parte dos casos, são
observadas infecções por Helminthosporium, associadas ao “akiochi”. Toxidez
por ferro e deficiência de zinco podem aparecer junto com a toxidez por H2S.
O efeito inibidor do H2S sobre a absorção de nutrientes segue a seguinte
ordem:
 P > K > Si > N > Mn > H2O > Mg > Ca.
Rogério Oliveria de Sousa, Flávio A. de O. Camargo e Ledemar C. Vahl 193
Perdas de Nitrogênio - o nitrogênio pode ser perdido do solo por
diferentes formas: volatilização de amônia, lixiviação e escorrimento superfici-
al. Todavia, a principal causa de perdas de N no solo alagado é a
denitrificação. As perdas iniciais ocorrem logo após o alagamento, quando o
nitrato que tinha sido mineralizado durante o período aeróbio (NO3
-), é
denitrificado a N2O e N2 gasosos. O NH4
+ que é formado pela mineralização da
matéria orgânica, ou mesmo aplicado na forma de fertilizante amoniacal é
estável na zona reduzida do solo. Porém, o NH4
+ pode se difundir para as
zonas oxidadas do solo e ser nitrificado pelos organismos aeróbios; o NO3
-
formado no processo de nitrificação pode, também, difundir-se para as zonas
reduzidas e ser denitrificado a N2O e N2 pelos microorganismo anaeróbios. 
Na figura 7.6 são apresentados, de forma esquemática, os processos de
nitrificação e denitrificação, cujas reações são (7.9) e (7.10), respectivamente:
24 NH4
++48 O2 = 24 NO3
-+24 H2O+48 H+ (7.9) 
24 NO3
-+5 C6H12O6+24 H+ = 12N2+30 CO2+42 H2O (7.10)
As perdas por denitrificação podem ocorrer tanto a partir do N-
orgânico, que é mineralizado durante o alagamento, como também pelo
amônio aplicado ao solo pelos adubos amoniacais, comumente utilizados em
lavouras de arroz. 
Diminuição na concentração de Zn e Cu - diferentemente do que
acontece com a maior parte dos macro e micronutrientes, zinco e cobre têm
a sua concentração diminuída na solução do solo com o alagamento.
O cobre e o zinco têm facilidade de formar compostos de baixa
solubilidade, como hidróxidos, carbonatos e sulfetos, o que pode explicar, em
parte, a diminuição na concentração desses elementos na solução do solo
alagado. Todavia, em solos ácidos, provavelmente o efeito preponderante
sobre a concentração de Zn e Cu, na solução do solo, seja a maior adsorção
desses elementos aos colóides orgânicos em decorrência do aumento do pH.
Zinco e cobre têm alta capacidade de formar complexos de superfície com a
matéria orgânica do solo, em valores de pH mais alto.
Solos Alagados (Reações de Redox)194
Por outro lado, problemas de deficiência desses elementos para as
plantas de arroz são de ocorrência localizada. Existem relatos de deficiência
de zinco em solos sob vegetação de cerrado no Brasil Central, cujo material de
origem é pobre em zinco. Solos orgânicos também podem apresentar deficiên-
cia de Zn e Cu, pois esses elementos são fortemente retidos por radicais
orgânicos. A retenção de zinco e cobre é particularmente aumentada com a
prática da calagem, tanto nos solos do cerrado como nos solos orgânicos.
FATORES QUE AFETAM A REDUÇÃO DO SOLO
a) Umidade do solo - em sistemas de cultivo que utilizam irrigação
intermitente, o solo vai alternar condições de oxidação e serão re-oxidados
durante o período em que a umidade do solo diminui, e voltarão a ser
reduzidos com o retorno da lâmina de água. Esse tipo de irrigação não é muito
comum, porém pode apresentar problemas em solos que liberam elementos
ou substâncias tóxicas para as plantas durante o alagamento.
b) Temperatura - as reações de oxirredução do solo ocorrem com a
participação de microrganismos. Assim, qualquer fator que interfira na
atividade dos micro-organismos vai afetar também o curso das reações de
oxirredução. Entre esses fatores, a temperatura merece um destaque especial.
Normalmente, temperaturas entre 30 e 35°C intensificam a atividade dos
micro-organismos, favorecendo o decréscimo do potencial redox do solo.
 
c) pH do solo - o pH do solo é muito importante no curso da redução,
pois as reaçõesde oxirredução ocorrem com consumo de H+. Além disso o pH
controla os equilíbrios químicos de hidróxidos, carbonatos, sulfatos, fosfatos
e silicatos no solo. Esses equilíbrios, por sua vez, regulam as reações de
precipitação e dissolução, adsorção e dessorção de íons e a concentração de
íons e substâncias relacionadas com o processo de oxirredução, tais como Fe2+,
Mn2+, H2S, H2CO3 e ácidos orgânicos. Como existe uma tendência de o pH dos
solos alagados estabilizar próximo à neutralidade, quanto mais ácido for o solo,
Rogério Oliveria de Sousa, Flávio A. de O. Camargo e Ledemar C. Vahl 195
maiores serão os aumentos de pH após o alagamento, principalmente se
apresentarem altos teores de matéria orgânica e ferro.
Figura 7.6 Reação de nitrificação-denitrificação e cinética de
perda de nitrogênio em solos alagados (adaptado de DeDatta, 1981).
d) Natureza e conteúdo de matéria orgânica - a oxidação
da matéria orgânica do solo fornece energia para os processos vitais
dos microrganismos, sendo fonte de elétrons para as reações de
redução. Quanto maior for a quantidade de material orgânico facilmente
decomponível, maior será a atividade dos microrganismos e mais
intensa será a redução do solo.
Portanto, solos com maiores teores de matéria orgânica, ou solos onde
foram adicionados resíduos orgânicos, apresentarão as mudanças mais
drásticas durante o alagamento. É importante salientar que o aumento do
conteúdo de matéria orgânica aumenta a velocidade da redução, porém não
vai, necessariamente, produzir potenciais redox finais mais baixos.
Esse aspecto tem particular importância quando o arroz é utilizado
em rotação com outras culturas. Normalmente, a aplicação de resíduos
culturais de mais fácil decomposição e ricos em nitrogênio é benéfica para o
arroz, desde que não sejam utilizados em quantidades capazes de produzir
substâncias ou elementos tóxicos, como ácidos orgânicos e H2S.
Solos Alagados (Reações de Redox)196
e) Natureza e conteúdo dos receptores de elétrons - o tipo e a
concentração dos compostos passíveis de redução são importantes fatores na
determinação do curso da redução. Como as reações de oxirredução acompa-
nham uma seqüência termodinâmica relacionada à facilidade em receber
elétrons, um composto de menor afinidade será reduzido apenas depois que
a concentração do composto de maior afinidade for baixa. 
Tabela 7.2 Efeito do nitrato sobre a concentração de produtos
da redução em um solo alagado (adaptado de Ponnamperuma, 1965)
Produto da
redução
Dias de Alagamento
Nitrato 17 34 67
----------------------- mg L-1 ---------------------
NO3
- com 90 23 0
sem 0,8 0,2 0
Mn2
+ com 18,4 17,5 28,4
sem 28,2 22 59,6
Fe2
+ com 5,5 11,8 288
sem 59 116 470
Assim, como a seqüência de redução é nitrato, óxidos de manganês,
óxidos de ferro e sulfato, ocorrerá redução de quantidades significativas de
manganês apenas depois que o nitrato for reduzido quase que totalmente. Da
mesma forma a redução do ferro vai ocorrer apenas depois da redução de
quantidades significativas de manganês, e assim sucessivamente (Tabela 7.2). 
Na prática, sabe-se que existe sobreposição dos elementos dentro da
seqüência de redução, devido à heterogeneidade dos compostos presentes no
solo. Em outras palavras, é possível que algum óxido de ferro, por exemplo,
tenha mais afinidade por elétrons do que o óxido de manganês em determina-
da fase e venha a ser reduzido primeiramente. Ou seja, a sequência
Rogério Oliveria de Sousa, Flávio A. de O. Camargo e Ledemar C. Vahl 197
termodinâmica desenvolvida para sistemas puros é apenas parcialmente
aplicável a solos.
Solos Alagados (Reações de Redox)198
PARA SABER MAIS
a) Reações de redox
Nas reações de oxidação-redução (reações redox) ocorre transferência de
elétrons entre os reagentes. O reagente que doa elétrons para outro é denominado
de redutor e se oxida, enquanto o que recebe elétrons é denominado de oxidante e
se reduz durante a reação. Ou, em outros termos, oxidação é a perda de elétrons por
uma substância; redução é o ganho de elétrons. Oxidação e redução sempre ocorrem
simultâneamente porque uma substância só pode doar elétrons se outra substância
pode aceitá-los, e vice-versa. Por exemplo, a reação de respiração aeróbia (reações
7.1, 7.2 e 7.3) dos microrganismos pode ilustrar este processo. Para visualizar melhor
o que ocorre, analisemos as duas semi-reações 7.1 e 7.2:
C6H12O6 + 6 H2O = 6 CO2 + 24 H+ + 24 e- (7.1)
6O2 + 24 H+ + 24 e- = 12 H2O (7.2)
C6H12O6 + 6 O2 = 6 CO2 + 6 H2O (7.3)
A semi-reação 7.1 é a de oxidação e a semi-reação 7.2 a de redução. Somando-se as
semi-reações 7.1 e 7.2, e eliminando-se os termos comuns aos dois lados, obtém-se
como resultado a reação 7.3. 
Nessa reação a glicose (C6H12O6) é oxidada e o oxigênio (O2) é reduzido. A
glicose assume o papel de redutor e o oxigênio de oxidante. Na verdade, é o elemento
carbono (C) da glicose que é oxidado: passa de valência zero na glicose para valência
+4 no gás carbônico ( CO2 ). O oxigênio é o maior receptor de elétrons, ou seja, é o
maior agente oxidante da natureza e está disponível para os microorganismos do solo,
plantas e substâncias inorgânicas em solos bem arejados (solos bem drenados). 
O maior aceptor de elétrons em solos são a matéria fresca das plantas e a
matéria orgânica do solo.
Quando os solos são alagados, o oxigênio pode desaparecer em menos de 24
horas e em consequência os microrganismos passam a utilizar outros aceptores de
elétrons, como o nitrato, óxidos de manganês, de ferro, sulfato. Na tabela a seguir
apresenta-se a ordem de utilização dos principais aceptores de elétrons em solos.
Rogério Oliveria de Sousa, Flávio A. de O. Camargo e Ledemar C. Vahl 199
Ordem de utilização dos principais aceptores de elétrons em solos e os
respectivos potenciais redox (adaptado de Bohn et al. 1985).
Reação Potencial Redox (V)
Desaparecimento do O2
½ O2 + 2e- + 2H+ = H2O
0,6 a 0,4
Desaparecimento do NO3
-
NO3
- + 2 H+ + 2e- = ½ NO2 + H2O
0,5 a 0,2
Formação do Mn2+
MnO2 + 4H+ + 2e- = Mn2+ + 2 H2O
0,4 a 0,2
Formação do Fe2+
FeOOH + 3H+ + e- = Fe2+ + 2 H2O 
0,3 a 0,1
Formação do HS-
SO4
2- + 9 H+ + 6e- = HS- + 4 H2O
0 a -0,15
Formação de H2
H+ + e- = ½ H2
-0,15 a -0,22
Formação de CH4 (exemplo de fermentação)
(CH2O)n = n/2 CO2 + n/2 CH4
-0,15 a -0,22
b) A calagem na cultura do arroz irrigado por alagamento
O alagamento do solo e as consequentes reações de redução sempre ocorrem
juntas na cultura do arroz. A redução do solo eleva o pH para a faixa de 6,5 -7,0
aproximadamente oito semanas após a inundação. A maioria dos solos utilizados para
o cultivo do arroz são ácidos e, nestas condições, podem ocorrer situações em que há
danos para o estabelecimento e crescimento inicial das plantas. Nestes casos é
recomendável fazer a calagem do solo de acordo com as doses indicadas pelos
Laboratórios de Análises de Solos. Além disso, os solos podem apresentar teores muito
baixos de Ca (Eh. Que fatores favorecem o decréscimo do Eh ?
11. Por que o pH do solo alagado, aproximadamente 50 dias após a inundação, eleva-
se para a faixa de 6,5 - 7,0 ?
12. E por que nos primeiros dias do alagamento o pH decresce?
13. Qual a ordem de utilização pelos microorganismos anaeróbios dos principais
aceptores de elétrons ?
14. Por que as concentrações de Mn2+ e de Fe2+ aumentam acentuadamente na
solução do solo alagado ? 
15. Por que a disponibilidade do fósforo para as plantas de arroz aumenta com o
alagamento ? Explique.
16. Por que com o alagamento aumentam as concentrações de K, Ca, Mg na solução
do solo alagado ?
17. Por que pode ocorrer toxidez de ferro nas plantas de arroz em solos inundados ?
E toxidez de manganês?
18. Os ácidos orgânicos que são formados em solos inundados que têm altos teores
de matéria orgânica podem ser tóxicos às plantas de arroz ?
19. Explique com detalhes porque na cultura do arroz irrigado por alagamento não
pode ser utilizado nitrogênio na forma nítrica (NO3
-) na adubação desta cultura ?
20. Por que em muitas situações é recomendável fazer a calagem para o cultivo do
arroz irrigado por alagamento, considerando que o pH após 50 dias da inundação se
situa na faixa de 6,5 - 7,0 ?
21. Se coletarmos uma amostra de solo de área onde se cultiva arroz irrigado por
inundação e se esta amostra for esterelizada as reações de redução ocorrerão ? Sim
ou não ? Justifique a sua resposta? 
Capítulo 8
CONTAMINANTES E POLUENTES
 DO SOLO E DO AMBIENTE
Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, 
Christina V. S. de Lima & Rosele C. dos Santos
INTRODUÇÃO
Nas últimas décadas acentuou-se a preocupação quanto à contamina-
ção e poluição do solo e das águas superficiais e subterrâneas devido à grande
expansão urbana e industrial. O avanço industrial e urbano associado ao
aumento da produção dos bens de consumo resultou em uma grande carga
poluidora, responsável pela geração de resíduos, que por muito tempo, foram
descartados indiscriminadamente no ambiente, provocando danos muitas vezes
irreversíveis e de difícil remediação.
Da mesma forma, o processo produtivo agrícola tem ocasionado um
aumento na utilização de moléculas com ação biocida (inseticidas, fungicidas,
nematicidas, herbicidas) para controlar pragas, moléstias e plantas invasoras
que infestam as lavouras. Vários desses produtos contêm, além do princípio
ativo tóxico, elementos ou compostos potencialmente poluidores, como
elementos-traço, surfactantes, emulsificantes, entre outros. 
Paralelamente, nos últimos anos, aumentou acentuadamente a aplicação
de diferentes materiais ao solo, com o objetivo de descarte ou reciclagem. Entre
estes, destacam-se: lodos de estações de tratamento de esgotos (ETE),
resíduos industriais (in natura ou tratados), composto de lixo domiciliar urbano
e resíduos agrícolas. 
O alto teor de matéria orgânica e a presença de elementos minerais 
em vários destes materiais, sugerem que eles possam ser utilizados para
aumentar o potencial produtivo das culturas, pela melhoria de propriedades
químicas, físicas e biológicas do solo. Contudo, juntamente com o material
orgânico e mineral, esses resíduos podem apresentar agentes prejudiciais ao
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente202
ambiente, animais e ao homem, como elementos-traço, organismos patogênicos
e várias outras substâncias promotoras de danos ambientais.
Em 1975 a Agência de Proteção do Ambiente (EPA) dos Estados Unidos, 
identificou 154 compostos orgânicos na água potável que supria as cidades ao
longo dos rios Ohio, Potomac e Mississipi. Em 1990, essa mesma Agência,
publicou relatório sobre a ocorrência de pesticidas em águas que supriam as
comunidades norte-americanas: em cerca de 10% das comunidades, as águas
continham concentrações detectáveis de pesticidas, e mais de 50% delas
tinham concentrações detectáveis de nitratos. Os elementos-traço são
encontrados naturalmente no solo em concentrações inferiores às consideradas
tóxicas aos organismos vivos. No entanto, estudos relativos a elementos-traço
nos ecossistemas têm indicado altas concentrações desses elementos em
ambientes próximos a complexos industriais urbanos e em áreas de agricultura
altamente tecnificada. Observou-se, nesses ambientes, que os solos têm sido
contaminados com As, Cd, Hg, Ni e Pb, entre outros metais (Alloway, 1993).
PRINCIPAIS CONTAMINANTES E POLUENTES DE ÁGUAS E SOLOS
Embora sejam utilizados erroneamente como sinônimos, os termos
contaminação e poluição não tem o mesmo significado: a contaminação por
algum elemento ocorre quando há aumento de suas concentrações em relação
às concentrações naturais; o termo poluição, refere-se ao aumento dessas
concentração em quantidades que afetam os componentes bióticos do
ecossistema, comprometendo sua funcionalidade e sustentabilidade (Alloway,
1995). 
O solo compreende constituintes orgânicos, minerais, gasosos e
líquidos, sendo habitado por uma grande quantidade de microrganismos que
catalisam várias reações (Zeitouni, 2007). Diante disso, não pode ser
considerado apenas como um depósito de contaminantes, mas deve-se levar
em conta o seu poder tampão natural que controla o transporte de elementos
químicos e substâncias para a atmosfera, hidrosfera e biota (Lima, 2008;
Kabata-Pendias & Pendias, 2001).
Existem diversos íons ou compostos, de natureza orgânica ou inor-
gânica, que podem contaminar e posteriormente poluir o solo, as águas
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 203
superficiais, subterrâneas ou sedimentos (Tabela 8.1). Os contaminantes 
inorgânicos incluem, nitrato, fosfato, elementos-traço (cádmio,cromo, chumbo, 
mercúrio, etc.), resíduos gerados por indústrias de fertilizantes, de tintas e
tecelagem, de produtos farmacêuticos, da atividades de mineração, de
termelétricas e metalurgia.
Tabela 8.1 Rotas de entrada de elementos traço em solos
Rotas de entrada Contaminantes
Deposição de rejeitos industriais (galvanoplastia,
baterias, pigmentos, ligas metálicas, etc.)
Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn
Fertilizantes e Agrotóxicos Cd, Cr, Cu, Hg, Zn
Lodos de Estação de Tratamentos Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, PB, Zn
Deposição atmosférica Cd, Pb, Zn
 Os contaminantes orgânicos mais comuns são os pesticidas, os lodos
de estações de tratamentos de efluentes (ETE), os resíduos petroquímicos, o
lixo urbano domiciliar, os estercos de animais, os resíduos da indústria do
couro (lodo, aparas, resíduos de rebaixadeira) e de agroindústrias (de
alimentos, frigoríficos, combustível, fibras, sucos, óleos vegetais, etc.) 
O fósforo e o nitrato podem ser contaminantes
O fósforo e o nitrogênio são nutrientes das plantas; entretanto, de-
pendendo de suas concentrações, podem se destacar como contaminantes ou
poluentes de águas superficiais e subterrâneas. Normalmente, o fósforo não
contamina águas subterrâneas porque, na maioria dos solos, é fortemente
adsorvido na fase sólida. Entretanto, em solos arenosos, com baixos teores
de argila, óxidos e matéria orgânica, o fósforo pode percolar no perfil do solo
e comprometer a qualidade de águas subterrâneas. Possivelmente, a maior
contaminação das águas pelo fósforo ocorre pelo escorrimento superficial da
água da chuva e pela ação da erosão.
Essa contaminação pode resultar na eutrofização, fenômeno em que 
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente204
o ecossistema aquático é enriquecido por nutrientes. Estes são provenientes
da lixiviação de fertilizantes utilizados na agricultura ou da adição ao solo de
doses excessivas de estercos, esgotos domésticos, resíduos orgânicos
industriais ou detergentes que contenham fósforo. A presença destes elementos
e compostos na água favorece o desenvolvimento de uma superpopulação de
microrganismos decompositores que utilizam o oxigênio como aceptor final de
elétrons em suas reações. Em conseqüência, o nível de oxigênio é drasticamen-
te reduzido, acarretandoalagado, e outras plantas
aquáticas, que têm estruturas próprias (aerênquimas) que conduzem o oxigênio
atmosférico até as raízes. 
ALGUMAS CARACTERÍSTICAS E PROPRIEDADES IMPORTANTES
DOS SOLOS
Nesta seção são tratadas mais especificamente, embora brevemente,
algumas características e propriedades do solo que são importantes para um
melhor entendimento de conceitos e expressões que serão utilizados no estudo
do objeto central deste livro, que á a Química do Solo.
A cor do solo é uma das características que mais chama a atenção no
exame de um perfil do solo. As várias tonalidades de cores existentes no perfil
Elvio Giasson 21
permitem delimitar os horizontes. Como resultado da gênese e pedogênese do
solo temos, por exemplo, solos escuros, cinzentos, amarelados, vermelhos,
brunados, nas mais variadas intensidades.
Pela observação da cor é possível fazer algumas inferências sobre outras
características do solo. A matéria orgânica, por exemplo, é a responsável, em
geral, pelas cores escuras do solo, enquanto que os óxidos de ferro conferem
as colorações vermelhas, amareladas e acinzentadas. Em geral cores
avermelhadas em solos indicam condições de oxidação ou boa drenagem
enquanto que as cores cinzentas ou cinza-azuladas indicam condições de
redução ou má drenagem.
A textura do solo refere-se a proporção relativa das partículas de areia,
silte e argila que compõem o solo. Importantes processos e reações físicas e
químicas que ocorrem nos solos estão intimamente associados à textura, devido
ao fato que a textura determina a quantidade de superfície nas quais as reações
devem ocorrer, além de influenciar muitas outras propriedades do solo.
Conforme as diferentes proporções de areia, silte e argila, os solos são
agrupados em diferentes classes texturais. Assim, são reconhecidas 13 classes
texturais: areia, areia franca, franco-arenosa, franca, franco siltosa, silte, franco
argilo-arenosa, franco argilosa, franco argilo siltosa, argilo arenosa, argilo
siltosa, argila e muito argilosa. Na Tabela 1.3 exemplifica-se algumas classes
texturais de unidades de solos que ocorrem no Rio Grande do Sul, de acordo
com as proporções de areia, silte e argila que contêm.
A estrutura refere-se ao agrupamento das partículas unitárias do solo
em agregados. A agregação é resultante da atração entre as partículas (devido
às cargas elétricas de superfície) e da ação de agentes cimentantes ou
aglutinadores como a matéria orgânica e os óxidos de ferro.
Conforme o tipo de arranjo dos agregados, pode-se encontrar no solo diferentes
tipos de estruturas, como, por exemplo, estruturas laminar, prismática, em
blocos e granulares. Ademais, os agregados do solo podem ter diversos
tamanhos e apresentar diferente resistência à desagregação.
A densidade representa a relação entre o peso das partículas sólidas do
solo e o volume total do solo seco, sendo expressa em g cm-3. Solos com
Introdução ao Estudo dos Solos22
maiores teores de matéria orgânica, por exemplo, apresentam densidades
menores, em torno de 0,90 g cm-3. 
Tabela 1.3 Exemplos de classes texturais de algumas unidades
de solos que ocorrem no Rio Grande do Sul, de acordo com as
proporções de areia, silte e argila que contêm
Unidade Classe
Textural
Clasificação
Taxonômica
Areia Silte Argila
Bagé franca Planossolo Háplico 46 42 12
Gravatai franco argi-
lo
arenoso
Argissolo Vermelho 54 28 18
Itapoã areia Argissolo Vermelho
Amarelo
87 5 8
São Jerôni-
mo
franco
argilosa
Argissolo Vermelho 47 22 31
Santo
Ângelo
argila Latossolo Vermelho 13 25 62
Santa
Maria
franco
arenosa
Alissolo Hipocrômico 56 30 14
Uruguaiana franca Chernossolo Ebânico 25 50 25
 Os solos arenosos, que são menos porosos, podem ter densidade
superior a 1,50 g cm-3. A compactação do solo, pelo tráfego de máquinas
agrícolas sobre o terreno aumenta a sua densidade, o que pode dificultar a
permeabilidade da água, dificultar o crescimento das raízes das plantas e
diminuir o espaço poroso, diminuindo, assim, o ar do solo, que é a fonte de
oxigênio para as raízes e microorganismos.
A densidade do solo é, também, um parâmetro útil para a determinação da
quantidade de água a aplicar no solo em projetos de irrigação.
Elvio Giasson 23
A porosidade é o espaço do solo ocupado pelo ar e pela água (Figura
1.2). Os solos possuem poros de vários tamanhos (macroporos e microporos,
maiores e menores que 0,06 mm de diâmetro, respectivamente), e em número
variado. Solos argilosos apresentam maior porosidade total e uma grande
quantidade de microporos, enquanto que solos arenosos apresentam, em geral,
um grande volume de macroporos.
A capacidade de retenção de água é outra propriedade importante do
solo. Como visto anteriormente, a água ocupa uma parte dos poros do solo. A
quantidade de água existente no solo provém das chuvas ou de irrigações. Os
solos têm capacidades diferenciadas de reter a água.
Solos arenosos, por exemplo, retém cerca de 5 a 10% de seu volume,
enquanto que solos argilosos, pela maior microporosidade, podem reter em
torno de 30% de seu volume. A água é o veículo de transferência de nutrientes
do solo para a planta; a água que percola no perfil do solo transporta vertical-
mente (lixívia) nutrientes e outros íons que se encontram dissolvidos na solução
do solo. Pode, também, levar poluentes como metais pesados para a profundi-
dade do solo, contaminando o lençol freático. 
 A consistência refere-se à resposta do solo a forças externas,
deformando-se ou rompendo-se. Ela é condicionada pelas forças físicas de
coesão e adesão que atuam no solo. Diferentes formas de manifestação destas
forças ocorrem, conforme o teor de umidade do solo.
Um solo seco expressa a dureza do solo, que pode variar desde solo solto
a extremamente duro, resistindo à ruptura; um solo úmido expressa a
friabilidade do solo, que pode variar desde solto até extremamente firme; a
consistência de um solo molhado é expressa pela plasticidade e pegajosidade.
A matéria orgânica
Muitas características e propriedades do solo são determinadas ou
afetadas pela presença da matéria orgânica. A existência de matéria orgânica
humificada no solo demonstra a ação de agentes biológicos. Os organismos que
habitam o solo, as associações entre eles, suas relações com o meio e as trans-
formações bioquímicas decorrentes de sua atividade são de grande relevância
para a produtividade agrícola, para a reciclagem de nutrientes e para a
manutenção da qualidade ambiental. Na Tabela 1.4 estão relacionados os
Introdução ao Estudo dos Solos24
grupos de organismos geralmente presentes nos solos. Observa-se que estão
presentes desde organismos microscópicos, como bactérias e fungos, organis-
mos da mesofauna, como insetos, até organismos da macro e megafauna, como
minhocas, marmotas, ratos, tatus e lebres. Estes organismos controlam ou
participam de diversos processos que ocorrem no solo. 
Tabela 1.4 Grupos de organismos geralmente presentes em solos
(adaptado de Paul & Clark, 1996)
Grupos Organismos
Microbiota bactérias, actinomicetos, fungos, algas
Microfauna nematódios, protozoários
Mesofauna insetos, aracnídeos, miriápodos
Macrofauna minhocas, marmotas, 
moluscos
Megafauna lebre, ratos, lebres
O número de organismos encontrados no solo varia muito dependendo
das condições. Por exemplo, o número de bactérias no solo pode variar de 100
mil a 100 milhões por grama de solo. As atividades dos organismos do solo
variam desde a fragmentação de resíduos vegetais por insetos e minhocas até
a decomposição destes resíduos por bactérias, fungos e actinomicetos. Na
decomposição destes resíduos os micro-organismos liberam para o solo
nutrientes necessários ao crescimento vegetal. A incorporação significativa de
nitrogênio ao solo, através da fixação do N do ar atmosférico por bactérias que
vivem em associação com as raízes das plantas (como as do gênero Rhizobium)
formando nódulos nas raízesa morte por asfixia das espécies aeróbias, predominan-
do, assim, organismos anaeróbios produtores de gases como o H2S e CH4. 
O excesso de fósforo nos solos nos países de primeiro mundo tem
proporcionado preocupação crescente quanto a problemas ambientais
ocasionados pelo processo de eutrofização de águas superficiais pelo transporte
de fósforo do sistema solo para os sistemas aquáticos (dos Santos, 2010). 
Quanto ao nitrogênio, a maior parte presente nos resíduos orgânicos
encontra-se na forma orgânica, como componente de aminoácidos e proteínas.
Para ser absorvido pelas plantas, o nitrogênio orgânico precisa ser mineralizado,
até formar amônio (NH4
+). Este, por sua vez, em solos oxidados é rapidamente
transformado em nitrato (NO3
-) (nitrificação). Porém, a dinâmica destas
transformações, pode ser muito rápida, de tal modo que, poderá haver no solo
muito mais nitrato do que a capacidade de absorção pelas plantas. Além disso,
o nitrato é fracamente adsorvido no solo, percolando com mais facilidade no
perfil. Isso se deve ao fato de que os colóides do solo apresentam, predomi-
nantemente, na faixa de pH da maioria dos solos agrícolas, cargas negativas.
Como o íon nitrato também apresenta carga negativa, há pouca retenção deste
ânion no solo, tornando-se um grande problema nas áreas em que predomi-
nam solos arenosos. O nitrato convertido em nitrito no corpo humano causa
duas reações químicas adversas à saúde: indução da metahemoglobinemia
(síndrome do “bebê azul”), especialmente em crianças com menos de um ano
e potencial formação de nitrosamidas e nitrosaminas carcinogênicas (USEPA,
1989). Altos teores de NO3
- no solo também podem resultar em acúmulo desta
forma de nitrogênio no tecido vegetal, o que pode comprometer a qualidade
das plantas para o consumo humano e animal (L’Hirondel e L’Hirondel, 2002).
Há forte evidência da associação entre a exposição de humanos a nitrato e
nitrito e o risco de câncer (Who,2002). As fontes contaminantes de nitrato são
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 205
os fertilizantes inorgânicos e os estercos de origem animal, no estado sólido
ou líquido e outros resíduos orgânicos com altos teores de nitrogênio na sua
composição.
Contaminação por inseticidas, fungicidas e herbicidas
Estes produtos são classificados como pesticidas, sendo utilizados para
controlar insetos, fungos patogênicos e plantas invasoras. Podem ser de origem 
inorgânica, formulados à base de cobre, zinco ou chumbo, por exemplo, ou
de origem orgânica, como os inseticidas organoclorados e organofosforados,
ou herbicidas como a trifluralina, paraquat, atrazina e outros. Os benefícios que
os pesticidas trouxeram ao aumento da produção agrícola, a custos razoáveis,
são inquestionáveis. Por outro lado, o uso continuado ou inadequado desses
pesticidas acarretou o seu aparecimento em águas e solos, com possíveis
efeitos negativos na saúde humana e animal. Muitos inseticidas, por não serem
seletivos, quando aplicados nas culturas, atingem indiscriminadamente insetos
nocivos, indiferentes e úteis, bem como outros animais, inclusive o homem,
acarretando desequilíbrios ambientais. Da mesma forma, pode ocorrer o efeito
acumulativo, quando o produto tóxico não é biodegradável e pode ser
transferido, com perdas mínimas, ao longo da cadeia alimentar. Como a
biomassa vai diminuindo de um nível trófico para outro, os últimos níveis da
cadeia alimentar apresentarão normalmente uma quantidade maior do produto
tóxico por quilograma de organismo.
A persistência e degradação dos pesticidas está diretamente relacionada
a estrutura química do composto e as condições ambientais. Assim, a retenção
e degradação de pesticidas em solos são afetadas por várias propriedades
físicas e químicas, incluindo os teores de argila, óxidos e matéria orgânica, pH,
capacidade de troca de cátions, área superficial específica, porosidade e teor
de umidade, assim como pela diversidade microbiana presente, que contém um
complexo enzimático operante e específico. Os compostos orgânicos sintéticos
podem desaparecer do solo por vários processos, como volatilização, lixiviação
e reações químicas. No entanto, a degradação microbiana torna-se o fator mais
decisivo no destino dos agroquímicos no ambiente.
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente206
As chuvas ácidas também causam danos 
As chuvas ácidas resultam da queima de combustíveis, como carvão e
petróleo, que geram dióxido de enxofre e óxidos de nitrogênio. Esses gases
combinam-se na atmosfera com água e outros materiais para produzir ácidos
nítrico e sulfúrico, que são muitas vezes carregados a longas distâncias para,
então, atingir o solo pela precipitação da chuva, neve, poeira ou neblina.
Quando ocorrem, podem causar danos às plantas e a organismos vivos, poluir
águas, danificar construções e monumentos e provocar corrosão de metais.
OS ELEMENTOS-TRAÇO EM SOLOS
Vários elementos, denominados de elementos-traço, presentes na
litosfera em concentrações menores do que 0,1%, podem ser tóxicos para os
organismos vivos. 
Os elementos-traço são elementos que possuem massa específica maior
do que 5,0 g cm-3 e são encontrados naturalmente no solo em concentrações
que variam de μg a mg kg-1 (Marsola et al., 2005). A expressão elementos-
traço, comumente utilizada, não apresenta, necessariamente, a melhor
definição para esses elementos, podendo, também, ser referida como "metais
traço", "metais pesados", “metais tóxicos”, entre outros (Adriano, 2001). Metais
tóxicos é uma alternativa ao termo elementos-traço, sendo aplicável somente
aos elementos não essenciais, como Pb, Cd, Hg, As, Ti e U e não é apropriado
para os elementos que são biologicamente essenciais como Co, Cu Mn, Se e
Zn (Lima, 2008; Alloway, 1993).
Essa classificação, baseada na densidade, acaba englobando grupos de
metais, semi-metais e até não metais (selênio). Alguns dos elementos-traço
mais tóxicos são mercúrio (Hg), chumbo (Pb), cádmio (Cd), cobre (Cu), níquel
(Ni) e cobalto (Co). Os três primeiros são particularmente tóxicos para animais
superiores. Os três últimos são denominados fitotóxicos por serem mais tóxicos
para plantas do que para animais. A Tabela 8.2 relaciona alguns elementos
traço e a sua toxicidade para as plantas e mamíferos. Com exceção do boro
e do zinco, todos apresentam de média a alta toxicidade para os dois grupos
de organismos. Um dos aspectos mais importantes que distingue elementos-
traço de outros elementos tóxicos, além de sua não biodegradabilidade, é que 
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 207
Tabela 8.2 Toxicidade de alguns elementos traço importantes
para plantas e mamíferos (adaptado de McBride, 1994)
Forma Fitotoxidade Mamíferos
Ag+ alta alta
B(OH)3 média baixa
Cd2+ média-alta alta
Co2+ média-alta média
CrO4
2- média-alta alta
Cu2+ média-alta média
Hg2+ alta alta
MoO4
2- média média
Ni2+ média-alta média
Pb2+ média alta
SeO4
2- média-alta alta
Zn2+ baixa-média baixa-média
sua toxicidade é controlada por suas propriedades físicas e químicas. O estado
de oxidação de alguns metais determina a sua mobilidade, biodisponibilidade
e toxicidade. Como exemplo pode-se citar o caso do Cr6+, fracamente adsorvido
e relativamente móvel no solo. Por outro lado quando este metal é reduzido
para Cr3+, torna-se pouco móvel, por ser fortemente adsorvido aos colóides do
solo e facilmente formar precipitados insolúveis. O cromo na forma hexavalente
(Cr6+) é extremamente tóxico e carcinogênico para seres humanos. 
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente208
A origem dos elementos-traço
As fontes dos elementos-traço nos solos podem ser tanto naturais como
antropogênicas. Os processos naturais que contribuem para o aparecimento
de elementos-traço nos solos podem ser por intemperismo das rochas
(Guilherme et al., 2005), erosões, desastres naturais(inundações, terremotos,
maremotos, vendavais) e atividades vulcânicas (Lima, 2008; Vilar, 2002). Esses
metais podem também se acumular no solo pelo uso contínuo e prolongado de
fertilizantes minerais e corretivos da acidez, resíduos industriais e urbanos, água
de irrigação poluída e pela deposição atmosférica (Tabela 8.1). 
Pesquisa realizada por Bizarro et al. (2008) com amostras de 19
fertilizantes fosfatados comercializados no Brasil, em seis amostras foram
detectados teores de cádmio maiores do que 12 mg kg-1 (Figura 8.1). Dentre
os elementos-traço, o cádmio e seus compostos são considerados contaminan-
tes de alta periculosidade para o ambiente e à saúde humana, tendo uma
toxicidade de 2 a 20 vezes maior que muitos outros elementos-traço (Vassilev
et al.,1998). Na Figura 8.2 apresenta-se, de forma resumida, os compartimen-
tos em que podem estar presentes os elementos-traço uma vez adicionados
aos solos (Alloway, 1995).
Porém mesmo os elementos-traço essenciais quando presentes em altos
teores, podem causar impactos negativos a ecossistemas terrestres e aquáticos.
O aumento da concentração de elementos-traço pode ocorrer tanto em razão
de processos naturais quanto por atividades antropogênicas (humanas). As
principais fontes antropogênicas estão associadas, principalmente, às indústrias
de uma maneira geral, mineração, pesticidas utilizados na agricultura e esgotos
domésticos. A presença destes contaminantes inorgânicos no ambiente pode
promover a bioacumulação e/ou a biomagnificação na cadeia alimentar,
gerando distúrbios metabólicos nos seres vivos e transformando baixas
concentrações em concentrações tóxicas para diferentes espécies da biota e
para o próprio homem. Como exemplo, podemos citar os casos de contamina-
ções de mercúrio e cádmio no Japão, alumínio na Inglaterra, arsênio na Índia,
entre outros. 
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 209
Figura 8.1 Teor de cádmio extraído de 19 amostras de
fertilizantes fosfatados comercializados no Brasil pelos métodos
nitroperclórico e USEPA 3050B (letras maiúsculas indicam diferenças
significativas entre métodos de extração; letras minúsculas indicam
diferenças significativas para teores de Cd entre tipos de fosfatos para
a extração nitroperclórica; os tipos de fosfatos que apresentaram teor
de Cd inferior a 3,0mg kg-1 não diferiram estatisticamente entre si;
teste utilizado: Tukey a 1% de probabilidade de erro ( Bizarro et al.
,2008).
Os efluentes provenientes de tratamentos de esgotos necessitam de
rigorosos sistemas de controles a fim de se eliminar os possíveis riscos de
contaminação nos solos e nos corpos de água, após a sua liberação subseqüen-
te em reservatórios. A determinação de elementos-traço (tóxicos ou essenciais)
em uma análise de solos é primordial para monitorar o crescimento das plantas
e a possível contaminação dos alimentos. A espectrometria de emissão óptica
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente210
com fonte de plasma indutivamente acoplado (ICP-OES) é tradicionalmente
utilizada para a análise de solos e sedimentos ( Harper & Oliveira, 2006).
Figura 8.2 Principais componentes do sistema solo-planta
participantes da dinâmica de elementos-traço presentes em solos
(adaptado de Alloway, 1995).
Estudo desenvolvido por Porto & Ethur (2009) para investigar a
toxicidade da água da Bacia dos rios Butuí, Icamaquã e Uruguai, na fronteira
oeste do Rio Grande do Sul, os autores encontraram nas amostras das vísceras
dos peixes, em teores acima dos limites legais, alumínio, cádmio, manganês
e níquel; cobre e cromo também mostraram concentrações altas, próximas do
limite legal (Tabela 8.3). Os íons metálicos presentes em recursos hídricos
facilmente atingem os peixes.
As amostras da água dos rios Butuí, Icamaquã e Uruguai apresentaram
teores superiores aos valores máximos permitidos para bromo, chumbo,
cianeto, cobre, cromato, fenóis, fosfato, manganês e sulfeto (Tabela 8.4). Os
Autores concluíram que estes elementos em altas concentrações na água e nos
peixes podem comprometer o ecossistema e representar riscos à saúde
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 211
humana. 
Principais formas que os elementos-traço podem ser encontra-
dos em solos
a) Solúveis: nesta forma os elementos-traço encontram-se na solução
do solo como íons livres, como complexos solúveis com outros ligantes 
inorgânicos ou orgânicos. Nestas formas os ETs podem ser absorvidos pelas
plantas e/ou lixiviados no perfil dos solos.
b) Trocáveis: íons que estão ligados à fase sólida na forma de
complexos de esfera-externa (Capítulo 5) estão fracamente adsorvidos ao
complexo de troca do solo. Podem, assim, serem trocados por outros íons
presentes na solução do solo e, desta forma, tornarem-se disponíveis às plantas
e percolarem no perfil do solo. 
c) Adsorvidos especificamente: os metais estão ligados à fase sólida
do solo na forma de complexos de esfera-interna (adsorção específica). Como
estão fortemente retidos em óxidos metálicos como de alumínio e ferro, podem
ficar muito pouco biodisponíveis no ambiente (um elemento está biodisponível
no ambiente quando pode ser absorvido pelas plantas ou ter mobilidade no
solo).
d) Ligados a materiais orgânicos insolúveis: metais complexados
por materiais orgânicos resistentes à degradação microbiana ou presentes em
células recentemente mortas. 
e) Precipitados: na forma de carbonatos, sulfatos, fosfatos,
hidróxidos, entre outros. Os elementos-traço podem formar os precipitados
diretamente com os ânions, ou ainda podem ser co-precipitados junto a
componentes pouco solúveis de Ca, Mg, Fe e Al conforme estes vão sendo
formados.
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente212
Tabela 8.3 Elementos-traço em três famílias de peixes
encontrados nos rios Butuí, Icamaquã e Uruguai (mg L-1). Médias por
pontos de coleta e por família de peixes.
Metal VL* LD** Auchenipte-
ridae
Heptapte-
ridae
Pimelodidae
Al 0,200 0,200 5,1542 9,1200 15,1557
Cd 0,005 0,009 0,0373 0,0186 0,0409
Cr 0,050 0,008 0,0429 0,0373 0,0424
Cu 2,000 0,030 0,7810 0,9790 2,9880
Mn 0,100 0,200 0,3675 2,0286 1,5985
Ni 0,020 0,100 0,1067 0,1367 0,1650
Zn 5,000 0,002 1,7250 1,6651 2,4381
*VL Valor Legal: Ministério da Saúde, OMS; **LD = limite de detecção 
Adaptado de Porto & Ethur (2009)
Tabela 8.4 Concentração de elementos-traço em amostras de águas
dos rios Butuí, Icamaquã e Uruguai (mg L-1)
Metal VMP* Rio Butuí Rio Icamaquã Rio Uruguai
Bromo 0,025 0,295 0,233 0,135
Cianeto 0,005 0,016 0,016 0,007
Cobre 0,0090 0,328 0,250 0,178
Cromato 0,050 0,095 0,068 0,108
Fenóis 0,003 0,335 0,372 0,240
Fosfato 0,100 2,89 2,138 2,39
Manganês 0,100 1,150 0,883 0,817
Sulfeto 0,002 0,422 0,408 0,788
* Valor máximo permitido (CONAMA); Adaptado de Porto & Ethur (2009)
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 213
RESÍDUOS ORGÂNICOS
Alguns resíduos aplicados ao solo na forma de adubos orgânicos podem
ter características químicas benéficas ao desenvolvimento das plantas, como
aumento do pH de solos ácidos e conter nutrientes como N, P, K e Ca. No
entanto, muitos podem ser potencialmente prejudiciais ao ambiente, por
conterem Ni, Cr, Cd, Pb, entre outros, que podem ser absorvidos pelas plantas,
prejudicando seu desenvolvimento, além do risco de entrarem na cadeia
alimentar atingindo seres humanos. Entre estes resíduos orgânicos, destacam-
se a vinhaça, resíduos de curtume, resíduos petroquímicos, lodos de estações
de tratamento de efluentes, compostos de lixo urbano, estercos de animais,
farinha e tortas de origem vegetal (8.5).
Tabela 8.5 Elementos-traço em resíduos orgânicos coletados
no estado do Paraná (Ilhenfeld et al., 1999)
Material Cd Cu Cr Ni Pb Zn
...........................mg kg-1............................
Esterco bovino 0,11 27 90 3,5 11 220Esterco suíno 0,58 19 230 4 19 1670
Esterco de aves 0,33 16 73 2,6 6 151
Húmus nd 7 19 0,7 5 16
Lixo urbano 0,71 23 66 3,8 11 427
Lodo de ETE nd-12 34-120 13-299 nd-
150
nd-
200
415-
862
A vinhaça, produto resultante do processamento industrial da cana-de-
açúcar, tem pH menor que 4,0 e altos valores de DBO (demanda bioquímica
de oxigênio) e de DQO (demanda química de oxigênio) que podem causar a
morte de espécies aquáticas. Os resíduos de curtume contêm cromo, além de
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente214
outros compostos. Os resíduos petroquímicos apresentam composição muito
variada, dependendo de sua origem, incluindo óleos, graxas, compostos
orgânicos, elementos químicos e elementos-traço em pequena quantidade,
como zinco, cromo, vanádio, chumbo e cobre. 
Os lodos de estação de tratamentos (ETE) apresentam composição bastante
variável, que depende da localização geográfica, dos hábitos alimentares da
população, bem como da inclusão de águas servidas de estabelecimentos
comerciais variados e pequenas industrias. O pH situa-se próximo à neutralida-
de (entre 6,0 e 7,0); o teor de carbono orgânico é de, aproximadamente 30%
e os teores de nitrogênio, fósforo e enxofre são relativamente altos. Os teores
de sódio podem ser altos, podendo causar problemas de salinidade quando
aplicadas grandes quantidades de lodo ao solo. O lodo pode apresentar altas
concentrações de micronutrientes e elementos-traço, como cromo, cádmio,
níquel, chumbo e bário.
O lixo domiciliar urbano, após o processo de compostagem da fração
orgânica, apresenta-se como um produto estável, com características diferentes
daquelas do material que lhe deu origem. Contém a maioria dos nutrientes
necessários às plantas, como nitrogênio, fósforo, potássio, cálcio, magnésio,
enxofre e micronutrientes, embora em baixas concentrações. O composto de
lixo domiciliar urbano pode apresentar também elementos-traço, principalmente
cádmio, cobre, chumbo e zinco, entre outros.
A composição e a característica dos resíduos animais são dependentes
da origem. Resíduos oriundos de criação de aves e da destinação final de
animais mortos, por estarem em estado sólido, devem passar pelo processo
de compostagem. A compostagem é um processo aeróbico onde há uma rápida
decomposição do material orgânico, mínima produção de odores, baixo custo,
ganhos ambientais e redução significativa de microrganismos patogênicos. 
Os resíduos animais na forma líquida, como dejetos de suínos e de
bovinos, devem ser armazenados em lagoas anaeróbicas para que haja
depuração do material.
As farinhas, os resíduos de frigoríficos e as tortas de origem vegetal
podem conduzir ao acúmulo de gordura de origem animal no solo. As gorduras
são de difícil degradação, e se transportadas para águas, poderão aumentar
a DBO (Demanda Biológica de Oxigênio) de aqüíferos superficiais. Os resíduos
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 215
de frigoríficos, em decorrência da atividade microbiana, podem liberar
nitrogênio na forma amoniacal (amônio) que, pela nitrificação, é transformado
em nitrato, que pode facilmente ser percolado para as águas subterrâneas ou,
por escorrimento superficial, para corpos d´água.
O SOLO COMO MEIO PARA DESCARTE DE POLUENTES
O solo tem sido utilizado como meio para descarte ou disposição de
materiais considerados poluentes. Essa prática pode ser viável em solos que
apresentam características apropriadas. Dentre estas, destaca-se a presença
de matéria orgânica e de óxidos de ferro, alumínio e manganês, pois estes são
capazes de complexar e de reter diversos metais e moléculas orgânicas,
impedindo a sua percolação no perfil do solo (Capítulo 5). Os mais importantes
processos químicos que afetam a biodisponibilidade de metais em solos são
aqueles relacionados à adsorção dos mesmos da fase líquida (solução do solo) 
pela fase sólida. Estes processos controlam as concentrações de íons metálicos
e seus complexos na solução do solo e afetam a absorção destes metais pelas
raízes das plantas. Assim, os processos de adsorção/dessorção são controlados
pelo pH, potencial redox, força iônica, íons competidores e pelos constituintes
do solo (orgânicos e minerais), sendo a importância relativa desses fatores
diferente para os diversos metais e condições físicas e químicas do sistema. As
condições do solo que favorecem a precipitação ou a adsorção específica
tendem a reduzir a mobilidade de íons metálicos, enquanto aquelas que
favorecem as reações de dissolução ou dessorção, aumentam a suas
mobilidade. 
Mecanismos que atuam na inativação de íons ou poluentes em
solos 
Os principais mecanismos que atuam na inativação de íons ou
compostos poluentes em solos são:
a) Reação do solo 
Os argilominerais, óxidos hidratados e matéria orgânica apresentam
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente216
uma superfície de carga que é pH dependente. Assim, modificações no pH do
solo alteram o balanço das cargas positivas e negativas. 
Quando o pH estiver abaixo do ponto de carga zero (PCZ), há um
predomínio de cargas positivas, e a adsorção de ânions é favorecida. Se o pH
do solo estiver acima do PCZ, haverá predominância de cargas negativas, e a
adsorção de cátions será favorecida. Assim, a modificação do pH afeta
diretamente as características dos componentes minerais e orgânicos da fase
sólida cujas cargas são pH dependentes, o que determina a reatividade dos
seus grupos funcionais de superfície (Capítulo 5). Um exemplo do efeito da
reação do solo (pH) pode ser observado pelos resultados apresentados na
Figura 8.3. A aumento do pH do solo de 4,3 para 5,7 favoreceu a adsorção do
cádmio, pelo aumento das cargas negativas no solo, diminuindo assim a sua
biodisponibilidade, o que se traduziu em maior produção de massa seca pelo
rabanete. Além disso, o efeito fitotóxico do cádmio é mais acentuado no
Argissolo do que no Latossolo porque este último tem maiores teores de
matéria orgânica e óxidos de ferro, o que favoreceu a adsorção de maiores
quantidades de cádmio no solo. Na Tabela 8.6 pode ser observado, também,
que os teores de Zn, Ni, Pb e Cd nas plantas de azévem, cultivado em solo com
a adição de lodo de estação de tratamento de efluentes, aumentaram quando
não foi corrigido o pH do solo.
b) Complexação de superfície
Os grupos funcionais de superfície dos minerais do solo e da matéria
orgânica podem formar complexos de esfera-externa e complexos de esfera-
interna com os íons e moléculas presentes no solo (Capítulo 5). Os complexos
de esfera-externa são constituídos por interações eletrostáticas fracas em com-
paração com as ligações iônica ou covalente dos complexos de esfera-interna.
Os complexos de esfera-externa geralmente são regulados por equilíbrios
estequiométricos rápidos, reversíveis e com alguma seletividade. Quanto maior
a valência do elemento, maior a atração pelos sítios de troca e, dentro de uma
mesma série de valência, quanto maior a esfera de solvatação (raio hidratado)
menor é a atração.
Já a complexação de esfera-interna é normalmente um processo mais 
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 217
lento e freqüentemente não reversível e a adsorção por esse mecanismo é
pouco afetada pela força iônica da solução do solo. Assim, este tipo de reação
é fundamental na retenção dos metais ao longo do tempo, especialmente na
formação de complexos orgânicos estáveis não solúveis.
Figura 8.3 Efeito do pH do solo no rendimento de rabanete
(parte área e bulbos) cultivados em Latossolo em um Argissolo, com
a adição de 40 mg de Cd kg-1 (Martins, 1984). 
Dessa forma, os íons presentes ou incorporados aos solos que formem
complexos de esfera-interna com os grupos funcionais de superfície dos mine-
rais do solo e da matéria orgânica, têm sua mobilidade acentuadamente
reduzida, porque são fortemente adsorvidos. Os óxidosde ferro, alumínio e
manganês apresentam sítios para a quimiossorção tanto de cátions como de
ânions. Os argilominerais silicatados apresentam sítios para troca de cátions
e poucos sítios para a quimiossorção de cátions e ânions. A matéria orgânica
atua, principalmente, na adsorção e complexação de cátions.
c) Adsorção de cátions metálicos pelos óxidos - em solos
tropicais, os óxidos exercem importante papel na biodisponibilidade dos
elementos-traço. A adsorção desses metais aos óxidos pode ocorrer por meio
da formação de ligações covalentes com OH e/ou O na superfície desses
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente218
colóides. Os óxidos de Fe apresentam o PCZ em pH maior do que 7,0 e,
portanto, nos solos ácidos devido à predominância de cargas positivas na
superfície destes óxidos, a adsorção dos metais é baixa. Já os óxidos de Mn
possuem superfícies carregadas negativamente em pH ácido (PCZ entre 1,5
e 4,6), adsorvendo fortemente os metais. Goethita e hematita podem adsorver
especificamente elementos-traço na seguinte ordem de preferência (8.1):
Cu > Pb > Cd > Co > Ni > Mn (8.1) 
Tabela 8.6 Efeito da correção do pH do solo pela calagem na
absorção de metais por plantas de azevém em experimento com a
aplicação, em cinco anos, de 672 t ha-1 de lodo de estação de
tratamento de efluentes de indústrias petroquímicas (médias de cinco
culturas)(Adaptado de Tedesco et al.,1993)
Tratamento Metal
 Zn Ni Cr Pb Cd
.......................... mg vaso-1 .............................
Testemunha 30 1,55 1,75 1,41 116
Lodo com calcário 93 2,38 2,1 1,76 257
Lodo sem calcário 128 2,91 1,11 2,19 467
 Entre os íons que podem ter baixa mobilidade no solo por serem
fortemente adsorvidos pelos óxidos metálicos, destacam-se Ag(I), As(V),
Co(II), Cr(III), Cu(II), Ni(II), Pb(II), Se(VI) e Zn(II). Por outro lado, Mo(V)
e Sr(II) apresentam mobilidade média no solo, pois são adsorvidos com menor
intensidade pelos óxidos metálicos. O pH do solo pode afetar significativamente
a mobilidade de vários desses íons, desde que, com sua variação, eles possam
formar óxidos, hidróxidos, carbonatos e sulfetos insolúveis. 
A estrutura dos complexos de superfície entre os grupos funcionais dos
óxidos e os elementos-traço não é, ainda, bem conhecida. Diversas reações
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 219
foram propostas das quais complexos mono ou bidentados podem ser forma-
dos, conforme as reações mostradas na Figura 8.4.
O efeito pronunciado da adsorção de metais pelos óxidos, na forma de
complexos de esfera-interna, é de grande relevância para a mobilidade de
elementos-traço potencialmente tóxicos no solo, reduzindo, assim, sua
percolação no perfil do solo e evitando a poluição das águas subterrâneas. Na
Tabela 8.7 apresenta-se a mobilidade relativa de alguns íons em solos.
 (a)
 
 
 
 
 
 (b)
Figura 8.4 Complexos de esfera-interna mono (a) e bidentado (b) entre um
óxido de ferro e um metal pesado M2+
d) Complexação de cátions metálicos pela matéria orgânica -
embora a matéria orgânica represente geralmente menos do que 5% dos
componentes da fase sólida do solo, é responsável por cerca de 30 a 65% da 
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente220
Tabela 8.7 Mobilidade relativa de alguns íons em solos (adaptado de
Haynes & Traina, 1998)
Elemento Comentário Mobilidade
As(III) Oxiánion é adsorvido mais fracamente do que o arse-
nato em óxidos metálicos e somente em altos pH 
Média
As(V) Oxiânion é adsorvido fortemente em óxidos metáli-
cos; forma precipitados relativamente insolúveis com
o Fe
Baixa
Cd(II) Cátion é adsorvido moderadamente em óxidos metáli-
cos e argila;
forma precipitados insolúveis com carbonatos e sulfi-
tos
Média
Baixa
Cr(III) Cátion é adsorvido fortemente em óxidos metálicos e
argila; forma óxidos insolúveis que precipitam
Baixa
Cr(VI) Oxiânion é adsorvido moderadamente em óxidos
metálicos em pH baixos;
fracamente adsorvido em alto pH
Média
Alta
Cu(II) 
Pb(II)
Ni(II)
Cátions são adsorvidos fortemente em húmus, óxidos
metálicos e argila;
formam óxidos metálicos e sulfitos insolúveis
formam complexos solúveis em alto pH 
Baixa
Média
Hg(II) Cátion é adsorvido moderadamente em óxidos metáli-
cos, argila em alto pH; na forma de hidróxido tem
alta solubilidade; forma compostos orgânicos voláteis
Baixa
Média
Se(IV) Oxiánion adsorve fracamente em óxidos metálicos Alta
Se(VI) Oxiánion adsorve fortemente em óxidos metálicos;
forma precipitados insolúveis com Fe
Baixa
Zn(II) Cátions é adsorvido fortemente em óxidos metálicos e
argila; forma sulfitos insolúveis;
em pH ácido é adsorvido fracamente; em alto pH
forma complexos solúveis
Baixa
Alta
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 221
capacidade de troca de cátions dos solos minerais e em solos arenosos e
orgânicos pode alcançar valores mais altos. Isso ocorre pois os grupos funcio-
nais da matéria orgânica podem complexar cátions presentes no solo. A
complexação pode ocorrer na forma de complexos de esfera-externa, como por
exemplo, com o Ca2+, e de esfera-interna, como acontece com a adsorção
específica de metais de transição como Zn2+, Cu2+, Mn2+ e Co2+.
A Figura 8.4 apresenta alguns mecanismos de complexação de Cu2+,
Fe3+ e Cd2+ por ácidos húmicos extraídos de solos, destacando a formação de
complexos de esfera-externa e de esfera-interna. Observa-se que o agente
quelante (ácido húmico) pode formar de uma a duas ligações com o íon me-
tálico. Essas ligações também podem ser tridentadas, tetradentadas, pen-
tadentadas e hexadentadas, dependendo do ligante e do íon considerado.
Quanto maior o número de ligações do íon metálico com as moléculas orgâni-
cas, maior será a estabilidade do complexo formado. 
A estabilidade do complexo pode determinar a sua solubilidade em
água, podendo ser solúvel ou insolúvel. A formação dos complexos com
compostos orgânicos tem efeitos na mobilidade dos cátions metálicos em solos,
pois muitos complexos estáveis são solúveis, e a conjugação desses dois fa-
tores, estabilidade e solubilidade, podem incrementar o transporte de nutrientes
até as raízes das plantas ou de metais tóxicos no perfil do solo, favorecendo
a contaminação de águas subterrâneas.
 e) Reações entre as moléculas orgânicas xenobiontes, os mi-
nerais e a matéria orgânica do solo: a contaminação do solo por
compostos orgânicos (inseticidas, fungicidas, herbicidas) é um problema para
o ambiente. No solo, esses produtos podem ser adsorvidos, precipitados,
degradados ou volatilizados. A matéria orgânica humificada, devido às suas
características e grupos funcionais, atua como um tampão, um trocador de íons,
um surfactante, um agente quelante, ou como um adsorvente geral. As
superfícies mineral e orgânica dos solos podem adsorver moléculas orgânicas
fraca ou fortemente, dependendo da força de interação entre o adsorbato e o
adsorvente. Interação forte é um indicativo de adsorção química, ou 
quimiossorção, na qual uma ligação covalente ou uma ligação eletrostática 
de curto alcance forma-se entre a molécula e a superfície.
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente222
 
 
 
 (A)
 (B)
 
 
 (C) 
 
Figura 8.4 Mecanismos de complexação de metais (Mnn+) por ácidos
húmicos extraídos de solos: (A) complexação de esfera-externa;(B) com-
plexação de esfera-interna em quelato monodentado e (C) em quelato biden-
tado (adaptado de Barros et al., 1994). 
A adsorção e a dessorção de moléculas orgânicas em solos são controla-
das, também, pelas propriedades químicas das moléculas, como natureza do
grupo funcional, acidez ou basicidade dos grupos funcionais, tamanho e forma
das moléculas, polaridade, carga e polarizabilidade da molécula (medida da
extensão em que a distribuição eletrônica de uma espécie pode ser distorcida
por uma carga elétrica externa).
Um exemplo de como as propriedades químicas das moléculas afetam
a sua dinâmica no solo são os compostos orgânicos diquat e paraquat,
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 223
herbicidas muito solúveis em água devido à sua natureza iônica. A estrutura
do paraquat é a seguinte (8.2):
 
 ( 8.2)
A moléculas do paraquat é mais fortemente adsorvidas por troca de cátions na
esmectita do que na vermiculita e na caulinita. A reação de troca, entre o
paraquat (PQ) e o cálcio na esmectita, pode ser representada por (8.3):
 (8.3) 
 
 
As moléculas catiônicas como o diquat e o paraquat, também são adsorvidas
na matéria orgânica, mas com menor intensidade do que nas argilas silicatadas.
As características de adsorção desses cátions orgânicos pelos colóides minerais
e orgânicos do solo explica a redução da atividade desses dois herbicidas
quando entram em contato com o solo.
A adsorção do herbicida 2,4D pelos óxidos de ferro, como mostrado na
Figura 8.5, também explica a perda de eficiência desse pesticida com o
aumento do pH do solo. A reação de adsorção que, provavelmente ocorre é
a coordenação do grupo carboxilato, presente no herbicida, na superfície do
íon Fe3+, para formar o seguinte complexo de esfera-interna (8.4):
 
 (8.4)
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente224
Em razão de haver um valor de pH no qual a adsorção é otimizada, que coincide
aproximadamente com o pKa do 2,4D (pH = 2,80), sugere-se que a reação de
complexação ocorra de acordo com o seguinte mecanismo (McBride, 1994):
1. Protonação da superfície do óxido:
Fe-OH + H+ = Fe-OH2
+
2. Dissociação do grupo carboxílico do 2,4D:
R-COOH = R-COO- + H+
3. Ligação por troca de ligante:
R-COO- + Fe- OH2
+ = Fe-OOC-R + H2O
A formação de quelatos com moléculas orgânicas é outro exemplo da
inativação de agrotóxicos no solo e da perda de sua efetividade devido às fortes
interações que se formam. Alguns pesticidas acídicos têm diversos grupos
funcionais que podem se ligar às superfícies dos óxidos, formando um quelato. 
Um exemplo é o do herbicida glyphosato (Roundup®), que tem amina,
carboxilato e grupo fosfato (8.5). 
 (8.5)
Essa molécula, que tem caráter acídico e básico, pode formar um quelato
tridentado ou tetradentado, com diversas posições de coordenação na superfície
do metal, sendo ocupada por grupos ligantes que adsorvem o glyphosato,
inativando-o rapidamente no solo (Figura 8.4). 
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 225
Figura 8.4 Molécula de glyphosato adsorvido na forma de com-
plexo de esfera-interna em óxido de ferro na forma de quelato
(adaptado de McBride, 1994).
Figura 8.5 Adsorção do herbicida 2,4D em um óxido de ferro
(goethita) em função do pH (adaptado de McBride, 1994)
f) Degradação de moléculas orgânicas em solos por microrga-
nismos - entre os poluentes orgânicos sintéticos, os pesticidas são os de maior
interesse agronômico porque são utilizados em grandes quantidades e porque,
via de regra, seu destino final é o solo. Os pesticidas atingem o solo não só
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente226
pela incorporação direta como também pelo tratamento de sementes com
fungicidas e inseticidas, no controle de fungos patogênicos e pragas, e pela
eliminação de plantas invasoras por herbicidas. Esses compostos ainda atingirão
o solo, de forma indireta, pela pulverização das partes verdes dos vegetais e
pela queda de frutos e de folhas que receberam aplicação de agrotóxicos.
A duração do efeito dos pesticidas e sua permanência no ambiente
estabelecem a sua persistência, sendo esta influenciada pela estrutura química
do composto, pelas condições do ambiente e pela presença de microrganismos
capazes de degradar esses compostos. Os microrganismos do solo, por meio 
do seu complexo enzimático, são capazes de degradar vários pesticidas, em
taxas que dependem, principalmente, da sua composição e estrutura química,
além da concentração no meio e dos fatores limitantes que podem afetar a
microbiota. Os pesticidas são decompostos pelos microrganismos, desde que
estes possuam a capacidade de produzir as enzimas específicas necessárias
para o processo. Basicamente, os microrganismos utilizam esses compostos
como fonte de carbono e energia para o seu desenvolvimento. Dependendo do
grau de recalcitrância (de resistência) à decomposição que o princípio ativo do
pesticida apresentar, haverá uma atividade microbiana mais ou menos intensa 
e, conseqüentemente, um tempo de residência do poluente no solo diferencia-
do. Por exemplo, os inseticidas organoclorados, que incluem o DDT, situam-se
entre os mais persistentes no ambiente. Em solos de regiões temperadas, o
DDT tem meia-vida de aproximadamente três anos e, após dez anos,
aproximadamente 5 a 10% do total aplicado ainda permanece no solo. A
degradação microbiana do inseticida DDT ocorre em condições anaeróbias que
favoreçam decloração da molécula. O inseticida carbamato, por outro lado, tem
uma persistência muito reduzida no solo, sendo facilmente degradado por
diversos microrganismos. Os inseticidas organofosforados são bem menos
persistentes no solo que os organoclorados, sendo a meia-vida desses
compostos expressa em semanas ou até em horas.
Os microrganismos também podem atuar na decomposição de
herbicidas, como no caso da trifluralina, pela da degradação aeróbia e
anaeróbia desse herbicida. Entretanto, a fotodecomposição e a volatilização
contribuem grandemente para o desaparecimento da trifluralina no solo.
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 227
PARA SABER MAIS
Avaliação da biodisponibilidade de elementos-traço em solos
Os estudos relativos a elementos-traço nos ecossistemas têm indicado
concentrações elevadas desses elementos em ambientes próximos a complexos
industriais urbanos e em áreas de agricultura altamente tecnificada. Observou-se,
nesses ambientes, que os solos têm sido contaminados com As, Cd, Hg, Ni e Pb, entre
outros metais (Alloway, 1993). Porém, o teor total de metais não pode ser utilizado
como índice para estimar a biodisponibilidade dos mesmos em solos contaminados,
pois somente as formas solúveis estarão disponíveis para absorção pelas raízes de
plantas e apresentarão mobilidade no perfil do solo (Lima, 2008; Costa, 2005). O teor
total dos elementos-traço no solo geralmente não é um bom índice para se estimar
a absorção dos mesmos por plantas que crescem em solos contaminados ou poluídos,
pois somente uma fração desses metais estará disponível para absorção pelas raízes.
Para este propósito, a estimativa da biodisponibilidade, que é uma propriedade
relacionada com a mobilidade e absorção pelas plantas, tem-se mostrado mais útil.
As formas solúveis em água e trocáveis são consideradas prontamente móveis e
disponíveis para plantas. Metais precipitados com carbonatos, retidos em óxidos de
Fe, Mn e Al ou complexados pela matéria orgânica na forma de complexos de esfera
interna, são pouco disponíveis. 
Como os elementos-traço encontram-seno solo sob formas de diferentes
disponibilidades ou solubilidades, têm sido propostas extrações seqüenciais para a
avaliação de sua biodisponibilidade. Na extração sequencial são utilizados vários
extratores (água, sais, ácidos, bases, ente outros) que fornecem indicações sobre a
proporção do metal que é solubilizada por um extrator específico. 
Muitas técnicas de fracionamento são usadas para as extrações seqüenciais
de elementos-traço. O processo de extração consiste na reação de uma amostra de
solo com soluções químicas de “força” crescente. Esta técnica varia quanto ao número
das frações extraídas, bem como na ordem e tipo de extrator utilizado. Geralmente,
o processo de fracionamento começa com o extrator mais fraco e termina com o mais
forte, sendo que a mobilidade dos metais diminui seguindo a ordem da seqüência de
extração. Normalmente água ou soluções salinas [Mg(NO3)2, KNO3, CaCl2] são os
primeiros extratores utilizados, sendo seguidos por ácidos fracos, agentes quelantes
e soluções oxidantes.
As análises de extração seqüencial são trabalhosas e demandam tempo, mas
podem auxiliar na determinação dos teores solúveis e disponíveis, fornecendo
informações sobre a mobilidade e estabilidade das frações dos metais no solo,
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente228
indicando assim, sua biodisponibilidade atual e potencial. No entanto, as extrações
seqüenciais podem apresentar algumas limitações: os resultados dependem das
condições experimentais; os metais extraídos podem ser readsorvidos pelo resíduo
remanescente; a extração não é seletiva, como demonstrado teórica e experimental-
mente (Tessier et al., 1979); as quantidades extraídas por determinado extrator
dependem da natureza da amostra (McBride, 1989). Aliado a isso, o uso de um
extrator em ordem imprópria ou sob condições inadequadas pode levar a uma super
ou subestimativa das frações extraídas. Um dos métodos mais adotados é o proposto
por Tessier et al. (1979), que divide os metais nas seguintes frações: solúvel e trocável
(extraídos com MgCl2 a pH 7,0); carbonato (extraído com NaOAc/HOAc. a pH 5,0);
ligados a óxidos de Fe e Mn (extraídos com NH2OH.HCl em 25% de ácido acético a pH
2,0); presentes na fração orgânica (extraída com H2O2/HNO3 a pH 2,0 e, em seguida
com NH4OAc) e residual (extraída com HF/HClO4). 
Em muitos estudos o fracionamento do solo mostrou-se promissor para o
entendimento da mobilidade e solubilidade de metais. Gaivizzo (2001) estudou os
efeitos da aplicação de lodo industrial durante seis anos, sobre a mobilidade de Cu,
Pb, Ni, Zn e Cd em um argissolo, e a sua relação com as formas químicas dos metais
no solo nove anos após a última aplicação. A mobilidade dos metais apresentou-se na
seguinte ordem: Zn ≅ Cd > Ni > Cu > Pb. As extrações seqüenciais revelaram maiores
quantidades de Cu e Pb nas frações orgânica e residual; o Ni e o Zn ocorreram
principalmente na fração mineral, enquanto que o Cd distribui-se eqüitativamente entre
a fração mineral, orgânica e trocável. Estudos de fracionamento de elementos-traço
realizados por Gomes (1996) também indicaram a importância dos óxidos de Fe e Al
na retenção de metais, por meio de mecanismos de adsorção específica e /ou, co-
precipitação. Conforme observa-se nos trabalhos acima citados, é significante a
importância do fracionamento químico no entendimento dos processos que regem a
dinâmica dos metais no solo; no entanto deve-se considerar que a inexistência de uma
metodologia padrão pode dificultar e limitar a comparação dos resultados.
Especiação de elementos-traço em solução
Além do conhecimento da distribuição dos elementos-traço nas diferentes
frações do solo, o conhecimento da atividade do metal livre em solução é fundamental
para se inferir sobre o seu comportamento no sistema solo-solução, na sua
biodisponibilidade para plantas e mobilidade no perfil do solo.
O termo “espécie” refere-se a forma atual em que a molécula ou íon encontra-se
em solução, enquanto que a análise para identificar espécies químicas ou medir sua
distribuição é referida como “especiação” (Capítulo 4). Elementos metálicos e não
metálicos podem ocorrer em um de vários estados de oxidação, podendo apresentar-se
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 229
como cátions livres hidratados e como espécies dissolvidas complexadas com ligantes
orgânicos ou inorgânicos. Os cátions livres e potencialmente as espécies complexadas
podem interagir com a fase sólida do solo por dos fenômenos de precipitação-
dissolução ou por adsorção-dessorção. Soluções de solo promovem a formação de
várias espécies, pois contêm ligantes orgânicos (ácidos fúlvicos), HCO3
-, CO3
-2, OH-,
e numerosos outros ânions que são capazes de formar complexos solúveis com cátions
metálicos. Os ligantes orgânicos solúveis, aumentam , particularmente, a capacidade
das soluções do solo transportar contaminantes, por complexar fortemente metais
como Cu2+, aumentando a solubilidade deste metal. Assim, a mobilidade dos metais
em termos de biodisponibilidade para plantas e potencial de lixiviação para águas
subterrâneas não depende somente da concentração total em solução, mas
principalmente da especiação desses metais, isto é, das formas que se encontram em
solução. Para que ocorra o transporte dos metais a maiores distâncias na solução do
solo, é necessário que estejam na forma solúvel ou associados a ligantes móveis. 
Metais com grande afinidade por complexantes orgânicos solúveis estão mais
sujeitos ao transporte e à lixiviação. A formação de complexos organo-metálicos afeta
a disponibilidade de cátions em duas vias opostas. A complexação pela matéria
orgânica insolúvel reduz a disponibilidade enquanto que a formação de complexos
solúveis aumenta a disponibilidade. Devido ao seu baixo peso molecular e alto
conteúdo de grupos funcionais, complexos metálicos de ácidos fúlvicos são mais
solúveis do que aqueles de ácidos húmicos. Dessa forma, o estudo da especiação da
solução do solo torna-se uma importante referência para a predição do potencial de
mobilização dos metais no ambiente. Para esta finalidade, vários programas para
computadores estão disponíveis para modelar a solução e a fase sólida do solo,
fornecendo informações da possibilidade termodinâmica de certas reações ocorrerem.
Dentre os mais utilizados e conhecidos destacam-se o GEOCHEM (Mattigod & Sposito,
1979) e o MINTEQA2 (USEPA, 1987). Nestes programas as constantes de equilíbrio
e equações de balanço de massa formam um sistema de equações. A resolução deste
sistema fornece a atividade de cada espécie presente no equilíbrio, podendo calcular
a distribuição de íons metálicos livres e complexos metálicos na solução do solo;
predizer reações de precipitação e adsorção mais prováveis e avaliar os efeitos de
mudanças em um ou mais parâmetros da solução do solo no comportamento de
adsorção/precipitação do elemento de interesse. No entanto torna-se importante
salientar, que embora a especiação baseada em modelos de equilíbrio, implementados
por programas de computador seja atrativa, os resultados dependem estritamente dos
parâmetros termodinâmicos disponíveis.
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente230
Especiação de cátions metálicos livres em solução - equilíbrio de Donnan
A especiação de íons metálicos em sistemas de solo é normalmente estimada
em programas de computador que dependem exclusivamente da inclusão de todas as
espécies relevantes e do uso de dados termodinâmicos confiáveis. Assim, outras
técnicas analíticas têm sido utilizadas para a medição direta de espécies catiônicas
livres, como por exemplo: quelação competitiva com DTPA, diálise, voltametria de
redissolução anódica e eletroforese capilar. No entanto, algumas destas técnicas
apresentam custo relativamente alto, o que restringe o número de laboratórios que
dispõem de infra-estrutura e equipamentos para tais análises.Uma técnica baseada no equilíbrio de Donnan tem sido empregada mais
recentemente para especiar íons em solução por ser mais barata e relativamente
simples de ser aplicada. Foi desenvolvida por Fitch e Helmke (1989), e permite 
separar cátions metálicos de seus complexos orgânicos e inorgânicos, em concentra-
ções encontradas em águas naturais e soluções de solo. O equilíbrio da membrana de
Donnan é um fenômeno que ocorre devido ao balanço entre as tendências de difusão
e as forças de atração/repulsão entre íons e grupos de cargas fixas. Por meio deste
processo é separada a forma catiônica livre de metais distinguindo-a de complexos
orgânicos e inorgânicos. Para isto equilibram-se uma solução de amostra (solução de
solo, solução nutritiva ou solução aquosa natural) e uma solução receptora, e as
atividades do metal livre se igualam em ambas as soluções. Após, determinando o
metal na solução receptora, estima-se o teor livre do metal na solução da amostra.
Com esta técnica, o equilíbrio natural é perturbado em menos do que 1% e nenhum
componente químico é adicionado na solução analítica, exceto quantidades traço de
Sr2+ durante o processo para atingir o equilíbrio de Donnan.
 Pela técnica do equilíbrio de Donnan têm sido realizados experimentos com Cd,
Ni e Cu na presença de vários agentes complexantes orgânicos e inorgânicos, a
diferentes valores de pH e concentrações salinas. Helmke et al. (1995) determinaram
a atividade dos cátions hidratados livres de Ca, Mg, Cu, Cd e Zn em seus níveis naturais
em soluções de solo extraídas com água e Ca(NO3)2. Aproximadamente 50% do Ca,
Mg e Zn, 25 a 50% do Cd e menos que 1% do Cu nos extratos de solo ocorrem como
cátions livres. Por meio da técnica do equilíbrio de Donnan foi possível concluir que
a atividade dos cátions livres Cu, Cd e Zn na solução do solo é controlada por reações
de troca de íons e pela formação de complexos. Rodella et al. (2002) avaliaram a
variação da atividade do elemento Ni na solução de solos com diferentes teores de
óxidos, sob a adição de diferentes biossólidos e sob diferentes condições de pH, teor
de matéria orgânica e doses do metal, fornecidas por adição de sal solúvel. Verificaram
que a técnica da membrana de Donnan se mostrou bastante eficiente para indicar o
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 231
teor de Ni na forma catiônica livre no extrato de saturação e, por conseguinte, uma
ferramenta útil para se avaliar a biodisponibilidade do metal na solução do solo.
Fitorremediação
Há interesse em se detectar contaminações de metais em solos e águas, bem
como, encontrar meios, que possibilitem a descontaminação do ambiente (Oliveira et
al., 2001). A fitorremediação é uma tecnologia que utiliza plantas na remoção,
transferência ou estabilização de elementos tóxicos de determinado local contaminado
(Lima, 2008; Lasat, 2000).
A utilização de plantas para remoção de contaminantes do ambiente não é
recente. Cerca de 300 anos atrás, foi proposta a utilização de plantas para o
tratamento de águas residuais na Alemanha (Zeitouni et al., 2007). No fim do século
XIX, as espécies Thlaspi caerulescens e Viola calaminaria foram as primeiras espécies
vegetais documentadas em acumular altos níveis de metais em sua parte aérea. Na
década de 40, foram identificadas plantas capazes de acumular 1% de Ni em sua
biomassa. Mais recentemente, Rascio (1977), citado por Zeitouni et al. (2007), relatou
alta tolerância de Thlaspi caerulescens ao acúmulo de Zn. Apesar dos relatórios
subseqüentes alegando identificação de plantas hiperacumuladoras de Co, Cu, e Mn,
a existência de plantas hiperacumuladoras de Cd, Ni, Se, e Zn tem sido questionada
e requer maiores estudos (Lasat, 2000).
A fitorremediação pode ser compreendida em: 
a) Fitoestimulação, onde as raízes em crescimento promovem a proliferação de
microrganismos degradativos na rizosfera que usam os metabólitos exsudados da
planta como fonte de carbono e energia (Cunningham et al., 1996; Dinardi et al.,
2003);
b) Rizofiltração, mecanismo no qual se empregam plantas terrestres para absorver,
concentrar e/ou precipitar os contaminantes de um meio aquoso, particularmente
elementos-traço ou elementos radioativos, por meio do seu sistema radicular
(Cunningham et al., 1996); 
c) Fitovolatilização, onde alguns sais ou complexos de Hg, Se e As são absorvidos
pelas raízes, e são convertidos em formas gasosas não tóxicas e após liberados para
a atmosfera (Cunningham et al., 1996; Accioly & Siqueira, 2000);
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente232
d) Fitodegradação, onde os contaminantes orgânicos são degradados ou mineraliza-
dos nas células vegetais por enzimas específicas; 
e) Fitoestabilização, os contaminantes orgânicos ou inorgânicos são incorporados
à lignina da parede vegetal ou a matéria orgânica do solo precipitando os metais sob
formas insolúveis, sendo posteriormente complexados e;
f) Fitoextração, que é o mecanismo mais utilizado. Neste processo, ocorre a absorção
dos contaminantes pelas raízes, os quais são nelas armazenados ou translocados e
acumulados na parte aérea. 
FIGURA 8.6. Concentração de cádmio nas raízes e na parte aérea do nabo
forrageiro em função das doses adicionadas no solo. Entre as doses, médias
seguidas pela mesma letra não diferem entre si pelo teste Duncan 5%.
Atualmente buscam-se plantas que absorvam contaminantes em taxa mais elevada,
acumulando-os em concentrações de 1 a 3% na matéria seca, ou ainda, plantas
modificadas geneticamente para extrair os contaminantes em maiores quantidades.
Estas espécies, com tal capacidade, são denominadas hiperacumuladoras. Várias
espécies ou genótipos de plantas têm sido selecionados para a extração de metais do
solo. Estas variam muito em relação à capacidade acumuladora, bem como à
adaptação ao contaminante e condições ambientais. Alguns metais podem ser
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 233
acumulados em cerca de 50.000 mg kg-1 de matéria seca, como ocorre na crucífera
T. caerulescens (Accioly & Siqueira, 2000). A T. Caerulescens utilizada em diversos
trabalhos, pode ser citada como hiperacumuladora, pois detectou-se nas folhas da
planta o acúmulo de até 1.600 mg Cd kg-1 (Robinson et al.,1998), valor aproximado
ao encontrado na parte aérea do nabo forrageiro no estudo de Lima (2008) em um
solo contaminado com 8 mg kg-1, de Cd, podendo ser observado na Figura 8.6.
A fitorremediação apresenta alto potencial de utilização devido às vantagens que
apresenta em relação às técnicas convencionais de remediação de contaminantes do
solo. No entanto, apresenta algumas limitações por ser uma tecnologia em desenvolvi-
mento. Apesar de existirem limitações, os benefícios apresentados pela fitorremediação
a tornam uma técnica promissora e, desta forma, a mesma deve continuar sendo
estudada a fim de testar novas plantas, com potencial de fitoextração, para que
possam ser eficientemente cultivadas em áreas contaminadas no Brasil (Tabela 8.7).
TABELA 8.8 Vantagens e limitações da fitorremediação
Vantagens Limitações
Técnica econômicamente viável com-
parada às técnicas convencionais
Os solos não são remediados se os
metais não estiverem ao alcance das
raízes
Melhoria da paisagem Tecnologia ainda em desenvolvimento
Reduz impacto ambiental Tratamento mais lento que pelas téc-
nicas fiisico-químicas tradicionais
Aceitação pública Se a concentração de metais é muito
t[oxica a vegetação pode não se de-
senvolver
Útil em local que a quantidade de solo
a descontaminar não é muito alta
Conhece-se pouco sobre o cultivo, a
genética, a reprodução e as doenças
das plantas fitorremediadoras
Redução do escorrimento sperficial As plantas fitoextratoras não são co-
mercializáveis
Redução dos lixiviados e contaminan-
tes no solo
As plantas podem não se adaptar às
condições climáticas e ambinetais dos
solos a descontaminarContaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente234
Poluentes orgânicos persistentes (POPs)
Dos inúmeros poluentes orgânicos persistentes ( POPs) que existem no
ambiente foram identificados doze dos mais persistentes e bioacumuláveis. Estes doze
POPs prioritários foram objeto da Convenção de Estocolmo que decorreu entre 21
e 23 de Maio de 2001. São eles:
1) Oito pesticidas: produtos químicos que são classificados de acordo com
sua composição em clorados, fosforados, clorofosforados, etc. Os mais persistentes
e danosos são o Aldrin, Dieldrin; Endrin, Clordan, Heptacloro, DDT, Toxafeno,
e Mirex. Desde os anos 50 que estes inseticidas foram largamente usados na
agricultura e veterinária e controle de vetores (transmissores de doenças). Foram
empregados contra insetos, formigas, lagartas, roedores, vermes do solo, escaravelhos
e térmitas, etc. Proibidos e restringidos em vários países, mas em outros continuam
a ser utilizados. Animais e pessoas podem ser expostos via consumo de peixe, marisco,
produtos diários (leite, laticínios, verduras, frutas, etc.), carnes gordas, entre outros
tantos. Investigações com animais associaram estes químicos a disfunções hepáticas,
nervosas, imunológicas e hormonais, bem como ao desenvolvimento anormal do feto;
exibem uma toxicidade especialmente elevada em organismos aquáticos; sendo
considerados carcinogênicos humanos prováveis. 
2) Dois produtos químicos industriais:
Hexaclorobenzeno - o HCB tem sido largamente usado como fungicida para
proteger as sementes de cebolas, trigo e sorgo. Tem sido ainda utilizado como solvente
e como aditivo na produção de borracha, plástico, PVC, foguetes, munições, protetores
de madeira e corantes. A produção de HCB já foi proibida em muitos países. No
entanto, é um sub-produto da manufatura de vários solventes clorados, pesticidas e
de outros processos que envolvem o cloro. Já foi encontrado como contaminante em
diversos pesticidas e é libertado durante a queima de resíduos urbanos. A principal
fonte de contaminação é provavelmente comida contaminada. O HCB acumula-se no
peixe, mamíferos marinhos, aves, líquens, vegetais e nos animais que se alimentam
de todos estes seres vivos (incluindo os humanos). Os seres humanos podem ainda
ser afetados pela da inalação de vapores de HCB. Este produto químico pode prejudicar
o fígado, tiróide e rins, bem como os sistemas endócrino, imunológico, reprodutivo e
nervoso. Existem provas de maior susceptibilidade à infecção e do aumento da
mortalidade infantil em crianças expostas ao HCB. É considerado um possível
carcinogêneo.
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Bifenil policlorados - comercializados pela primeira vez em 1929,
rapidamente os PCBs se espalharam por todo o Mundo devido às suas diversas
aplicações. Têm sido largamente usados em transformadores e condensadores,
permutadores de calor, sistemas hidráulicos, óleos industriais, tintas, adesivos,
plásticos, retardadores de chama e mesmo para controle de poeira nas estradas. A
maior parte dos países proibiu a produção de PCBs nos anos 70, mas há enormes
quantidades em circulação. Calcula-se que cerca de dois terços dos que já foram
produzidos se encontrem ainda em uso ou no ambiente – de forma controlada, ou não.
3) Dois resíduos (sub-produtos não intencionais):
Dioxinas e furanos - as dibenzeno-p-dioxinas policoloradas e os dibenzeno-
furanos policlorados, comumente chamados de furanos e dioxinas, são duas classes
de compostos aromáticos tríciclicos, da função éter, com estrutura quase planar e que
possuem propriedades físicas e químicas semelhantes. Os átomos de cloro se ligam
aos anéis benzênicos, possibilitando a formação de um grande número de congêneres:
75 para dioxinas e 135 para os furanos, totalizando 210 compostos. 
Pesquisas tem demonstrado que esses compostos não ocorrem naturalmente,
são frutos da era industrial, em especial do século XX, formados como subprodutos
não intencional de vários processos envolvendo o cloro ou substâncias ou materiais
que o contenham. Estes produtos químicos (que, no conjunto, são conhecidos apenas
por “dioxinas”) encontram-se praticamente em todo o ambiente devido às suas
múltiplas fontes, persistência no ambiente e capacidade de percorrerem enormes
distâncias. São pouco solúveis em água, dado o seu carácter orgânico, sendo, assim,
dificilmente excretáveis. Acumulam-se nas gorduras e bioacumulam-se ao longo da
cadeia alimentar. Não apresentam qualquer valor comercial. Surgem como resíduo de
diversas reações químicas, sobretudo as que envolvem a combustão de substâncias
cloradas. Fontes de dioxinas e furanos incluem: lamas hospitalares, municipais e
industriais, e incineração de resíduos perigosos. Fornos de cimenteiras, especialmente
aqueles que queimam resíduos perigosos, fundição de metais e refinarias, branquea-
mento de pasta de papel; produção, processamento e deposição de plásticos clorados
e de outros químicos. As dioxinas que se depositaram em árvores e campos ao longo
do tempo são novamente libertadas para a atmosfera após um incêndio. A queima do
lixo doméstico em casa, bem como os escapes dos automóveis, são também fontes
significativas de dioxinas.
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente236
Formas de exposição e efeitos na saúde e no ambiente: não existe um
nível de dioxinas que possa ser considerado seguro. Mesmo concentrações da ordem
das partes-por-trilhão (ppt) são potencialmente perigosas. Alguns dos efeitos das
dioxinas fazem-se sentir em concentrações que ocorrem comumente no ambiente.
Entre elas, problemas do foro imunológico, na tiróide e no fígado, e maior suscetibili-
dade à infecções. Foram associadas concentrações elevadas de dioxinas a defeitos
congênitos, atraso no crescimento de crianças, níveis reduzidos de hormônios
masculinos, alteração da razão de nascimentos entre machos e fêmeas, diabetes e
câncer. As dioxinas são consideradas carcinogênicas. Estudos realizados nos Estados
Unidos da América têm demonstrado que a maior fonte de dioxina é a da alimentação.
Como a dioxina é solúvel em gorduras, ela bioacumula na cadeia alimentar e é
encontrada principalmente na carne e no leite e seus derivados (Assunção & Pesquero,
1999).
Agricultura e qualidade da água: contaminação da água por
nutrientes [por Álvaro Vilela de Resende, pesquisador da Embrapa Cerrados, em
Planaltina, DF].
Muito embora não seja o único agente responsável pela perda da qualidade
da água, a agricultura, direta ou indiretamente, contribui para a degradação dos
mananciais. Isto pode se dar por meio da contaminação dos corpos d’água por
substâncias orgânicas ou inorgânicas, naturais ou sintéticas e ainda por agentes
biológicos. Amplamente empregadas, muitas vezes de forma inadequada, as aplicações
de defensivos, de fertilizantes e/ou de resíduos derivados da criação intensiva de
animais são tidos como as principais atividades relacionadas à perda da qualidade da
água nas áreas rurais. 
Os rios, lagos, represas e açudes podem receber grandes quantidades de
nutrientes, principalmente em regiões de solos desprotegidos. Juntamente com as
partículas arrastadas pela água durante o escorrimento superficial ou em outros
processos erosivos, os nutrientes presentes na superfície do solo são perdidos das
áreas agrícolas e atuarão como contaminantes da água. 
A presença de nutrientes na água é parte dos ciclos normais da natureza e para a
maioria dos nutrientes vegetais não têm sido relatados problemas em relação a níveis
excessivos. O problema de contaminação fica restrito a alguns micronutrientes e,
principalmente, aos macronutrientes nitrogênio e fósforo.
Do ponto de vista de saúde, o enriquecimento da água em fósforo não traz
maiores problemas, já que trata-se de um elemento requerido em elevadas quantidades
pelos animais em geral. Entretanto, este enriquecimento pode trazer sérios problemas
em termos de desequilíbriodos ecossistemas aquáticos devido ao processo de
eutroficação, que consiste da proliferação exagerada de algas e plantas aquáticas.
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 237
Como conseqüência, pode haver redução da penetração de luz em profundidade,
alterando o ambiente subaquático. Plantas aquáticas podem criar bancos de vegetação
submersa retendo sedimentos e vindo a dificultar a navegação. Além disso, a própria
respiração e os restos de plantas e algas mortos depositados no fundo provocam a
redução na disponibilidade de oxigênio, culminando com a mortandade de peixes e
outros organismos.
As medidas de controle da eutroficação por fósforo nas áreas de exploração
agrícola basicamente são o correto dimensionamento das adubações associado às
práticas convencionais de controle da erosão do solo.
Das diversas formas de nitrogênio presentes no solo a amônia (NH3) e, em
especial o nitrato (NO3-), podem ser causas da perda de qualidade da água. Embora
a amônia estando presente na água seja altamente letal aos peixes pela toxicidade que
representa para este grupo da fauna, quando originada no solo ou aplicada via
fertilizantes essa molécula tende a ser convertida a amônio (NH4
+) e este por sua vez
é convertido a nitrato por processos microbianos.
Portanto, o nitrato é a principal forma de nitrogênio associada à contaminação da água
pelas atividades agropecuárias. Isto ocorre pelo fato de que o ânion nitrato,
caracterizado por ser fracamente retido no solo, tende a permanecer mais em solução,
principalmente nas camadas superficiais do solo, onde a matéria orgânica acentua o
caráter eletronegativo das partículas de solo (repelindo o nitrato). Na solução do solo
o nitrato fica muito propenso ao processo de lixiviação e ao longo do tempo pode haver
considerável incremento nos teores de nitrato nas águas profundas.
A intensidade do processo de contaminação depende principalmente das
quantidades de nitrato presentes ou adicionadas ao solo, da permeabilidade do solo,
das condições climáticas (pluviosidade) e de manejo da irrigação, e da profundidade
do lençol freático. Merece destaque também o fator de que o aumento dos teores
nitrato na água é indicativo de risco potencial para a presença de outras substâncias
indesejáveis, tais como muitas moléculas sintéticas de defensivos agrícolas que
possivelmente se comportam de forma análoga ao nitrato.
Da mesma forma que ocorre para o fósforo, o enriquecimento excessivo de
águas superficiais em nitrato leva à eutroficação dos mananciais. Pode haver problema
também em relação à saúde animal, pois os ruminantes (bovinos e ovinos) e alguns
monogástricos (eqüinos) possuem no trato digestivo, bactérias que convertem nitrato
a nitrito levando a uma forma de envenenamento. Embora pessoas adultas possam
ingerir quantidades relativamente altas de nitrato pelos de alimentos e da água e
excretá-lo pela urina sem maiores conseqüências prejudiciais à saúde, bebês menores
de seis meses de idade podem apresentar envenenamento devido à diminuição da
capacidade do sangue transportar oxigênio. Nesta situação a criança sofre asfixia
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente238
ficando com a pele azulada, sintomas típicos da metahemoglobinemia ou síndrome do
bebê azul. 
Recentemente, embora sem dados confirmados para o organismo humano
(uso de cobaias), altas concentrações de nitrato têm sido associadas à ocorrência de
câncer estomacal ou de esôfago. Face ao risco que representa, a concentração de
nitrato na água para consumo humano não deve exceder 10 mg de N-NO3
-/L ou 44 mg
de NO3
-/L, de acordo com os limites adotados pela United States Environmental
Protection Agency (Usepa) e outras entidades ligadas ao monitoramento e proteção
ambiental.
A compatibilização das taxas de suprimento de nitrogênio com a demanda da
cultura no decorrer do seu período de crescimento vegetativo constitui o aspecto
principal do que deve ser buscado em termos de aumento da eficiência da adubação
nitrogenada e concomitante redução do risco de lixiviação de nitrato. Para tanto, uma
boa estimativa da disponibilidade do nutriente no solo (teor de nitrato, teor de matéria
orgânica, tipo e quantidade de palhada da cultura anterior) e o conhecimento dos
requerimentos nutricionais da cultura a ser implantada nos seus diferentes estádios
de crescimento, das condições climáticas prováveis durante a estação de cultivo, das
características de permeabilidade do solo e da taxa de liberação de nitrogênio pelo
fertilizante a ser utilizado (principalmente no caso dos estercos) precisam ser
analisados de forma integrada a fim de ajustar a melhor dosagem, forma e época de
aplicação dos adubos. O parcelamento da adubação nitrogenada, de acordo com os
períodos de demanda das culturas, talvez seja a maneira mais fácil de ganhar eficiência
e deve ser medida priorizada quando as condições de solo (alta permeabilidade) e clima
(chuva intensa e freqüentes) favorecem a possibilidade de lixiviação de nitrato. 
Dejetos de suínos
A suinocultura tem importância sócio-econômica em diversas municípios da
região sul do Brasil. O plantel de suínos no Brasil é de aproximadamente 38,32 milhões
de cabeças, sendo que na região sul encontra-se 48% deste total (IBGE, 2010).
Representa 18,39 milhões de cabeças e uma produção de 147 milhões de L dia-1 de
dejetos, considerando-se uma produção média diária de 8 L por animal dia-1 (Oliveira,
1994).
A quantidade total de esterco produzida por um suíno varia de acordo com
o seu desenvolvimento, mas apresenta valores decrescentes de 8,5 a 4,9% em relação
a seu peso vivo dia-1 para a faixa de 15 a 100 kg. O tipo de criação influencia
diretamente a composição dos dejetos, assim como a estrutura física e acomodações
dos animais, como o tipo de bebedouros e inclinação do solo, além de aspectos
referentes à nutrição animal. As diferenças climáticas de cada região e a sazonalidade
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 239
também determinam as características das dejeções suínas (BELLI FILHO, 2000). A
composição dos dejetos resulta da mistura de fezes, urina e águas de limpeza. 
Os dejetos de suínos contêm nutrientes úteis às plantas, porém, a intensifica-
ção de criações com alta concentração de animais em pequenas propriedades, tem
gerado grande volume de dejetos. Assim, esse deixa de ser visto somente como uma
fonte de nutrientes e passa a se constituir em um efluente potencialmente poluidor do
ambiente e que necessita, desta forma, de um destino adequado. A poluição ambiental
provocada por estes resíduos vem se agravando na suinocultura moderna. A
intensificação da suinocultura em sistemas de confinamento trouxe como conseqüência
a geração de grandes quantidades de dejetos, representando um risco de contaminação
de águas superficiais e subsuperficiais. O uso de dejeto de suínos em áreas de lavoura
tem sido uma importante, e às vezes, a única fonte de nutrientes às culturas comerciais
nas pequenas propriedades rurais. A destinação e o manejo dos dejetos de suínos
cresce em importância a cada dia, quer seja por uma maior consciência ambiental dos
produtores, quer seja pelo aumento das exigências dos órgãos fiscalizadores e da
sociedade geral (dos Santos, 2010) 
A intensificação da suinocultura em sistemas de confinamento trouxe como
conseqüência a geração de grandes quantidades de dejetos, representando um risco
de contaminação de águas superficiais e subsuperficiais. A suinocultura é atividade
potencialmente poluidora, face ao alto número de contaminantes gerados pelos seus
efluentes, cuja ação individual ou combinada, pode representar importante fonte de
degradação dos recursos naturais (ar, água e solo). Durante o processo de degradação
biológica dos resíduos há produção de gases tóxicos, cuja exposição constante, pode
ocasionar redução do desenvolvimento dos suínos e também causar danos à saúde dostrabalhadores. O lançamento dos dejetos na natureza sem tratamento prévio pode
causar diversos desequilíbrios ambientais e efeitos irreversíveis à natureza. Além da
poluição no solo, ar e água, ocorrem efeitos locais indesejáveis na propriedade
produtora de suínos, como os odores e a incidência de insetos. (dos Santos, 2010).
Os grandes centros produtores de suínos, a exemplo da Europa, já enfrentam
dificuldades para manter os seus atuais rebanhos, como decorrência do excesso de
dejetos, da saturação das áreas para disposição agronômica, da contaminação dos
recursos naturais e dos altos investimentos para o tratamento dos efluentes. 
Licenciamento Ambiental de atividades potencialmente poluidoras
A Resolução N° 237, publicada pelo Conselho Nacional do Meio Ambiente
(CONAMA) em 19 de dezembro de 1997, defini no Artigo 1° que Licenciamento
Ambiental é um “procedimento administrativo pelo qual o órgão ambiental competente
licencia a localização, instalação, ampliação e a operação de empreendimentos e
atividades utilizadoras de recursos ambientais , consideradas efetiva ou potencialmen-
te poluidoras ou daquelas que, sob qualquer forma, possam causar degradação
Contaminantes e Poluentes do Solo e do Ambiente240
ambiental, considerando as disposições legais e regulamentares e as normas técnicas
aplicáveis ao caso”. A mesma Resolução também estabelece uma definição legal para
o termo Licença Ambiental: “ato administrativo pelo qual o órgão ambiental
competente, estabelece as condições, restrições e medidas de controle ambiental que
deverão ser obedecidas pelo empreendedor, pessoa física ou jurídica, para localizar,
instalar, ampliar e operar empreendimentos ou atividades utilizadoras dos recursos
ambientais consideradas efetiva ou potencialmente poluidoras ou aquelas que, sob
qualquer forma, possam causar degradação ambiental”. 
Com base na definição supracitada, serão apresentadas os tipos de licenças:
a) Licença Prévia – LP: o órgão ambiental avalia a área onde será instalado o
empreendimento; b) Licença de Instalação – LI: é autorizado o início da construção
e a instalação dos equipamentos; c) Licença de Operação – LO: é autorizado o
funcionamento do empreendimento. As fases do processo administrativo podem ser
divididas em 6 (seis) etapas descritas a seguir: 1) requerimento da licença ambiental
pelo empreendedor, acompanhado dos documentos, projetos e estudos ambientais
pertinentes; 2) análise do requerimento, pelo órgão ambiental competente, e realização
de vistoria técnica; 3) Solicitação de esclarecimentos e complementações pelo órgão
ambiental; 4) audiência pública, quando couber; 5) emissão de parecer técnico
conclusivo e 6) deferimento ou indeferimento do pedido de licença. 
Enquanto instrumento preventivo, o licenciamento é essencial para garantir
a qualidade ambiental, que abrange a saúde pública, o desenvolvimento econômico
e a preservação da biodiversidade. A obtenção das licenças ambientais, aliada ao
cumprimento das exigências técnicas, constitui a base para a conformidade ambiental.
 Claudia N. Costa, Egon J. Meurer, Christina V.S. de Lima, Rosele C. Santos 241
QUESTÕES
1. Qual a diferença entre contaminante e poluente do solo?
2. Por que os problemas de contaminação e poluição do solos e das águas se
agravaram nos últimos anos?
3. Por que o solo pode ser utilizado para o descarte ou reciclagem de materiais
poluentes? Fundamente.
4. Quais são os principais contaminantes inorgânicos de águas e solos? 
5. E quais os principais contaminantes de origem orgânica?
6. O nitrato e o fosfato são nutrientes das plantas. Como podem se tornar contaminan-
tes de águas superficiais e subterrâneas? Por que?
7. Relacione cinco elementos-traço que apresentam média e alta toxicidade para
mamíferos.
8. Por que resíduos sólidos como de curtume, polos petroquímicos, lodos de ETE,
usados como fertilizantes para as plantas podem causar problemas de contaminação
ou poluição do solo e das águas ? Explique.
9. O lixo urbano domiciliar pode apresentar perigo de contaminação ao ambiente? Por
que?
10 Explique como o pH do solo pode atuar como mecanismo de inativação de íons ou
compostos poluentes. 
11. Como os complexos de superfície da fase mineral e orgânica do solo podem
inativar íons e moléculas poluentes? Explique. 
12. Explique porque os cátions metálicos podem adsorver fortemente elementos-traço.
Ilustre com uma reação química.
13. Como a matéria orgânica (ácidos fúlvicos e húmicos) atua na inativação de
elementos-traço? Explique.
14. Quais os metais que apresentam média a alta mobilidade em solos? Por que?
15. E os que apresentam baixa mobilidade em solos? Por que?
16. Apresente e fundamente com um exemplo, como um herbicida pode ter sua ação
diminuída em solos.
17. Os micro-organismos do solo são importantes para degradar agrotóxicos? Por que?
 REVISÃO DE ALGUNS PRINCÍPIOS DA
MATEMÁTICA E DA QUÍMICA 
Egon J. Meurer
Alguns princípios de química e de matemática são necessários para o
entendimento de como as reações químicas afetam a fertilidade do solo e o
crescimento das plantas. É, também, fundamental para entender (e solucionar) como
elementos químicos ou substâncias, de natureza inorgânica ou orgânica, podem
contaminar o solo e as águas superficiais e subterrâneas comprometendo o
ambiente.
1. ALGUNS CONCEITOS E OPERAÇÕES DA MATEMÁTICA
a) notação exponencial 
Alguns números são muito grandes ou muito pequenos para serem
escritos. Por exemplo, se escrevermos 0,0000000000000000000235, além de
trabalhoso, não temos uma idéia precisa de quanto este número é pequeno. É bem
mais cômodo escrever 2,35 x 10-20, isto é, em notação exponencial ou científica. Para
escrever um número pequeno ou grande em notação exponencial é relativamente
fácil: basta deslocar a virgula para a direita (números pequenos) ou para esquerda
(números grandes) considerando que o resultado será o produto de dois números
(por exemplo, 10 pode ser escrito como 5 x 2). O primeiro número é um coeficiente
e o segundo é o número 10 elevado a alguma potência (que é um número inteiro,
positivo ou negativo). 
No exemplo escrito antes, tem-se um número muito pequeno e neste caso
tomou-se como coeficiente o número 2,35, isto é, deslocou-se a virgula para a direita
vinte (20) posições. Logo, o expoente da potência “10" será o número 20. E, como
o número é muito pequeno e a vírgula foi deslocada para a direita, o expoente será
negativo; será, portanto, -20. E o número do exemplo, em notação científica, ficou 
2,35 x 10-20.
Um número grande, bastante conhecido e utilizado é o de Avogadro:
602000000000000000000000, que é incomodo de escrever. É mais fácil escrever
6,02 x 1023, não? O que foi feito? Deslocou-se a vírgula vinte e três posições (23) 
para a esquerda tomando-se como coeficiente 6,02. O expoente da potência “10"
será o número 23 e como a vírgula foi deslocada para a esquerda será positivo,
portanto +20. E o número de Avogadro fica, então, 6,02 x 1023.
Revisão de Princípios268
 Para multiplicar (ou dividir) dois números escritos exponencialmente,
multiplica-se (ou divide-se) os dois coeficientes e então adiciona-se (ou subtrai-se)
os expoentes, como mostrado nos exemplos:
multiplicação
(2 x 103) x (4 x 106) = (2 x 4) x (103 x 106) = 8 x 109
divisão
(4 x 106) / (2 x 102) = (4 / 2) x (106 / 102) = 2 x 104
raíz
Para extrair a raiz quadrada ou cúbica pode-se re-escrever o número
de forma que o expoente seja divisível por 2 ou 3, respectivamente:
 3,6 x 1013 =  36 x  1012 = 6 x 106 
3 3 3 
 0,8 x 10-13  8 X  10-12 = 2 x 10-4 
b) Logaritmos 
 
Logaritmo de um número N é o expoente x ao qual a base (base 10
ou base e = 2,71828...) deve ser elevada para resultar o número N. O
logaritmo de 100 é 2, porque a 10 ( base) elevado a x (expoente) 2, resulta
100.
Log10 100 = 2, porque (10 x 10)  102 = 100 
Log10 1.000 = 3, porque (10 x 10 x 10)  103 = 1.000 
Lne 100 = 4,6052, porque 2,718284,6052 = 100
Lne 1.000das leguminosas, é outro exemplo da relevante
atividade desses microorganismos no solo.
Elvio Giasson 25
PARA SABER MAIS
a) Área Superficial Específica (ASE) de alguns minerais do solo
A área superficial específica dos minerais do solo determina a sua reatividade em
solos. É uma importante propriedade e depende tanto das superfícies internas como das
superfícies externas do mineral. Na tabela apresentam-se a ASE de alguns minerais
secundários do solo.
Área Superficial específica (ASE) de alguns minerais secundários do solo
Mineral Área superficial
específica - m2 g-1
Caulinita 7 - 30
Haloisita 10 - 45
Pirofilita 65 - 80
Talco 65 - 80
Montmorilonita 600 - 800
Vermiculita 50 - 800
Muscovita 60 - 100
Biotita 40 - 100
Clorita 25 - 150 
Alofano 100 - 800
b) Relação da composição mineral com propriedades e características
do solo
Os solos são geralmente constiuídos por misturas de minerais, podendo haver
predominância de um deles. Assim, por exemplo, os Latossolos que ocorrem em diversas
regiões do território brasileiro, são constituídos predominantemente pelo mineral caulinita
e óxidos de ferro (Capítulo 2). Por isso, são solos ácidos, com baixa capacidade de troca
de cátions (CTC) e significativa capacidade de adsorção de fósforo, entretanto, com boa
agregação das partículas, formando uma estrutura estável.
Introdução ao Estudo dos Solos26
Por sua vez, em solos que predominam minerais do tipo 2:1, como as esmectitas,
na Região da Campanha do estado do Rio Grande do Sul, por exemplo, apresentam
características e propriedades físicas e químicas diferentes. São solos pouco ácidos, com
alta CTC, com elevados teores de cálcio e de nutrientes. Fisicamente são solos muito
plásticos e pegajosos quando úmidos e extremamente duros quando secos. São
facilmente dispersos em água o que favorece a sua erosão hídrica. 
c) Sensação ao tato das frações granulométricas do solo
As partículas de areia, silte e argila, que definem a textura do solo, apresentam
diferentes sensações ao tato. Assim, em amostras de solos, úmidas e homogenizadas,
a sensação ao tato é:
Areia: sensação de aspereza quando molhada não é plástica e nem pegajosa;
Silte: sensação de sedosidade; quando molhada é ligeiramente plástica e não é
pegajosa;
Argila: sensação de sedosidade; quando molhada é plástica e pegajosa.
Elvio Giasson 27
QUESTÕES
1. Os solos podem ser considerados como corpos naturais organizados ?
2. Por que os elementos essenciais para as plantas são classificados como macronutrien-
tes e micronutrientes?
3. Quais são os macronutrientes das plantas?
4. Quais elementos são micronutrientes?
5. Por que se afirma que o solo é capaz de armazenar e transformar resíduos
contaminantes ou poluentes do ambiente?
6. Qual uma definição abrangente de solo?
7. O que é perfil do solo?
8. O que é horizonte do solo?
9. Quais os principais horizontes do solo?
10. O solo é composto por quantas fases?
11. O que compõe a fase sólida do solo?
12. O que significa "frações granulométricas" do solo?
13. Qual a composição da fase líquida do solo?
14. Qual a composição da fase gasosa do solo?
15. Quais os principais componentes que afetam a cor do solo?
16. O que define a cor vermelha dos solos? E a amarelada?
17. Em geral qual a cor dos solos oxidados?
18. Que cores apresentam os solos mal drenados?
19. Defina textura do solo.
20. Qual o significado de estrutura do solo?
21. E de consistência?
22. O solo tem atividade biológica ? Por que ? Explique
Capítulo 2
COMPOSIÇÃO DA FASE
SÓLIDA MINERAL DO SOLO
Alberto V. Inda Junior, Egon Klamt &
 Paulo César do Nascimento
INTRODUÇÃO
Como visto no Capítulo 1, o solo é constituído por três fases: uma
sólida, uma líquida e uma gasosa. A fase sólida é composta por uma fração
mineral e por uma fração orgânica. Neste capítulo, será abordada a composição
da fração sólida mineral do solo; a fração orgânica será apresentada no próximo
capítulo. A importância do conhecimento mais detalhado da fase sólida do solo
deve-se ao seu íntimo contato com a fase líquida, a solução do solo. É da
solução do solo que as plantas retiram os nutrientes necessários ao seu
crescimento e desenvolvimento, mas é a fase sólida que controla, em grande
parte, a composição da solução do solo.
FASE SÓLIDA MINERAL DO SOLO
As rochas situadas na superfície terrestre são vulneráveis a processos
físicos, químicos e biológicos (intemperismo) que resultam na alteração e
desintegração dos minerais originalmente presentes, resultando na formação
de novos minerais e na liberação de íons (cátions e ânions). As rochas são,
portanto, o material de origem do solo e a fonte primária da maioria dos
nutrientes das plantas. Minerais são sólidos que possuem uma composição
química característica, a qual pode variar dentro de certos limites. O mineral é
considerado cristalino quando apresenta uma ordenação atômica tridimensional
Composição da fase sólida mineral do solo30
sistemática, isto é, uma estrutura interna definida que se repete sistematica-
mente. Quando não há esta ordenação, o mineral é considerado não cristalino.
Os minerais que permanecem no solo sem alteração estrutural, como
se encontravam na rocha, são denominados de minerais primários ou
litogênicos e ocorrem, predominantemente, nas frações granulométricas mais
grosseiras do solo (> 2 mm). Os minerais primários são formados em altas
temperaturas e, em geral, são derivados de rochas ígneas ou metamórficas,
mas podem também ser herdados de rochas sedimentares. Exemplos de
minerais primários comuns em solos são o quartzo e os feldspatos. Outros
minerais primários que podem ser encontrados em solos, em menores
quantidades, são piroxênos, micas, anfibólios e olivinas. A ocorrência dos
minerais primários no solo pode fornecer informações importantes, como o grau
de evolução do solo e sua reserva mineral. 
Os minerais originados a partir da alteração dos minerais primários são
chamados minerais secundários ou pedogênicos e predominam na fração argila
do solo (= 6,9078, porque 2,718286,9078 = 1.000
Uma aplicação muito usual dos logaritmos é na expressão da medida
da concentração (atividade) dos íons H+ na solução do solo, o valor pH que
será detalhado mais adiante.
Egon J. Meurer 269
c) Prefixos métricos
 Os prefixos métricos para múltiplos e submúltiplos mais usuais e
aplicados no Sistema Internacional de Unidades (SI) são:
Múltiplo ou 
submúltiplo
Prefixo Símbolo
1012 tera T
109 giga G
106 mega M
103 quilo k
102 hecto h
101 deca da
10-1 deci d
10-2 centi c
10-3 mili m
10-6 micro μ
10-9 nano n
10-12 pico p
Revisão de Princípios270
d) Unidades de medida mais usadas em química do solo
Aplicação Uso anterior Uso atual (Sistema
Internacional - SI)
concentração de nutrientes
disponíveis no solo
ppm (partes por
milhão)
mg L-1
mg dm-3
mg kg-1
μ g-1
concentração total de elemen-
tos no solo, na planta, em resí-
duos
% (porcentagem) g kg-1
mg g-1
concentração em soluções % (porcentagem)
ppm (partes por
milhão)
g L-1
mg L-1
mg dm-3
concentração de nutrientes em
adubos e corretivos
% (porcentagem) % (porcentagem)
legislação desatualizada)
concentrações no complexo de
troca (CTC, Bases, Al+, H+,
etc.)
me/dL
me/100 cm3
me/100 g
cmolc L
-1
cmolc dm-3
cmolc kg-1
(centimol de carga)
densidade
(d= massa/volume)
g/cm3
kg/dm3
kg/L
g cm-3
kg dm-3
kg L-1
Rendimento de grãos, doses
de insumos agrícolas
t/ha Mg ha-1
(megagrama)
Condutividade elétrica mmho/cm
(milimho)
dS cm-1
(decisiemens)
Proporções (granulometria,
saturação de bases, índices de
eficiência, etc)
% %
Egon J. Meurer 271
e) Regressão e Correlação
Análise de Regressão
Regressão e Correlação são procedimentos estatísticos utilizados em
análise de resultados experimentais e suas inter-relações. Em muitos trabalhos de
pesquisa um determinado atributo de solo ou de planta pode ser estudado em
relação a dois ou mais atributos ou variáveis. Assim, por exemplo, o rendimento de
trigo pode ser estudado em relação a doses crescentes de fósforo; o teor de
potássio nas folhas de plantas de milho pode ser relacionado com a quantidade de
potássio extraída do solo por um determinado método químico.
Nesses exemplos pelo menos duas observações são feitas sobre cada
caso. O dado experimental consistirá, então, de um par de variáveis, designadas por
X (variável independente) e Y (variável dependente).
No caso do exemplo do rendimento do trigo, mencionado anteriormente,
a dose de fósforo será a variável independente X e o rendimento do trigo a variável
dependente Y. O objetivo, neste caso, é o estudo da relação que existe entre a dose
de fósforo aplicada ao solo e o rendimento de trigo obtido. A Regressão é um dos
métodos de análise para verificar a relação que existe entre as duas variáveis. 
Um exemplo auxilia no entendimento da regressão, no caso, do rendimen-
to do trigo. Considere-se o dados apresentados na Tabela A.1. Observa-se onde
não foi aplicado fósforo, o rendimento foi de 720 kg ha-1 de grãos de trigo e à
medida que aumentou a dose de fósforo, o rendimento de grãos também
aumentou, até 1.950 kg ha-1 para a dose de 250 kg ha-1 de fósforo. Os resultados
desta relação podem ser apresentados num diagrama de dispersão (Figura A.1). 
A análise estatística da regressão (o procedimento encontra-se descrito
em Livros de Estatística e as operações podem ser feitas com auxílio de calculadoras
ou de microcomputadores) entre as duas variáveis estudadas, doses de fósforo
(variável X) e o rendimento (variável dependente Y) indica que há uma relação
aproximadamente linear entre as duas variáveis. Esta relação pode ser representada
por um reta de regressão e por uma equação de regressão, que neste caso é
a da linha reta ( Y = a + bX), onde o coeficiente a = intercepto, indica onde a
reta de regressão intercepta o eixo das ordenadas y, e o coeficiente angular b, a
declividade da reta). Na Figura A.1 observa-se que a equação de regressão 
calculada foi:
Y = 785 + 4,83 X. 
Revisão de Princípios272
Tabela A.1 Rendimento de grãos de trigo em função de doses de fósforo
empregadas na adubação
Dose de fósforo, kg ha-1 Rendimento do trigo, kg ha-1
0 720
50 1.050
100 1.320
150 1.550
200 1.740
250 1.950
Qual o significado desta equação ? Ela fornece informações que permite
estimar o rendimento do trigo (Y) em função de da dose (X) de fósforo utilizada. O
coeficiente de intercepção (a) igual a 785 informa que sem a adubação (dose = 0
de fósforo) o rendimento estimado do trigo seria de 785 kg ha-1 de grãos e,
também, que para cada quilo de fósforo aplicado (X) há um aumento de 4,83
kg ha-1 de grãos de trigo. O coeficiente de determinação (r2 = 0,989) indica que em
98,9% dos casos existe uma relação consistente entre a dose de fósforo e o
rendimento do trigo e é descrita pela equação de regressão. Com o resultado da
análise e da equação de regressão podemos estimar, por exemplo, qual seria o
rendimento do trigo para uma dose de 175 kg ha-1 de fósforo. Usando a equação
de regressão, tem-se:
Y = 785 + 4,83 X
Y = 785 + 4,83 (175) = 1.630 kg ha-1
Egon J. Meurer 273
Figura A.1 Diagrama de dispersão de pontos, reta de regressão
e coeficiente de determinação para rendimento de grãos de trigo (Y) em
função de doses de fósforo (X)
Uma dispersão de pontos sem indicar uma tendência definida entre as
duas variáveis, mostra uma baixa ou pequena relação entre elas, o que pode
também ser verificado pelo coeficiente de determinação, que apresenta, neste caso,
um valor muito baixo. Se o r2 apresentasse um valor de 0,300, nesse exemplo,
somente em 30% dos casos poderia haver uma relação entre a dose do fósforo e
o rendimento dos grão, explicada pela equação de regressão. Nos demais 70% dos
casos, o aumento no rendimento dos grãos de trigo não estaria relacionado com a
dose de fósforo utilizada e a equação de regressão não teria valor prático.
Nem sempre a relação entre as duas variáveis X e Y pode ser representa-
da por uma regressão simples, como a da reta. Freqüentemente a relação é
polinomial de 2o grau, 3o grau, etc. ou exponencial. Fazer um gráfico onde pode-se
visualizar a dispersão dos pontos é, em geral, de muita utilidade para verificar a
natureza da curva de regressão. 
Revisão de Princípios274
Correlação e coeficiente de correlação
A análise de regressão é aplicável ao estudo de duas variáveis quando
uma delas pode ser logicamente dependente da outra. No exemplo visto antes, o
rendimento do trigo era dependente da dose de fósforo. Quando as duas variáveis
não podem ser consideradas uma como independente e a outra como dependente,
o método de regressão não é satisfatório. Neste caso empregam-se estudos de
correlação.
Correlação é uma medida do grau em que duas variáveis variam juntas,
ou, uma medida da intensidade da associação dessas variáveis. Supõe-se que as
duas variáveis são juntamente afetadas por influências extrínsecas comuns.
A medida da associação entre as duas variáveis é dada pelo coeficiente
de correlação designado por r . O valor de r varia de -1 (relação negativa) a +1
(relação positiva), tendo qualquer valor intermediários entre -1 e +1. Nos casos em
que não existe correlação entre as variáveis, o valor de r é nulo ( r = 0); as duas
variáveis X e Y são independentes. Quando r = +1 ou r = -1, tem-se a máxima
correlação entre as variáveis. Os diagramas de correlação apresentados na Figura
A.2 ilustram alguns casos. O exemplo apresentado em Markus (1968) ilustra um
caso de correlação de duas variáveis. Neste exemplo estuda-se a relação entre os
comprimentos (X) e as larguras (Y) de 10 folhas tiradas ao acaso de determinada
árvore.
Folha 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Compri-
mento
(X)
12 15 11 16 13 12 10 9 17 15
Largura
(Y)
10 14 9 13 10 12 8 7 13 14
A análise de correlação indicou que o valor do coeficiente de correlação
foi r = 0,903, indicando uma estreita associação (relação) entre o comprimento e
a largura das folhas desta árvore.
Egon J. Meurer 275
Métodos para os cálculos de análises de regressão e deânions que
compõem as suas estruturas são predominantemente iônicas. Os principais
representantes dessas classes são, respectivamente, a halita (NaCl), o gesso
(CaSO4.2H2O), a calcita (CaCO3) e a dolomita (Ca Mg)CO3. Esses minerais são
muito solúveis e facilmente intemperizáveis. São encontrados em regiões semi-
áridas, que têm baixa disponibilidade de água para intemperizá-los, e em solos
jovens de regiões mais úmidas onde os processos de intemperização tenham
sido mínimos.
b) Sulfetos - a pirita (FeS2) é o principal mineral dessa classe; ocorre
em solos tiomórficos, presentes, por exemplo, na Bacia da Lagoa Mirim no RS,
em área de mangue do litoral brasileiro, em solos construídos após a mineração
de carvão ou naqueles formados de sedimentos marinhos. A pirita causa
problemas de acidificação do solo quando oxidada, devido a formação de ácido
sulfúrico (H2SO4), a qual provoca uma diminuição do pH a valores incompatíve-
is com o desenvolvimento das plantas (pHpois quando alterados liberam nutrientes
para as plantas, como o K+ e o Ca2+ e outros elementos (Al3+, Si4+, O2-) para a
formação de novos minerais. Ocorrem em rochas ígneas e metamórficas.
f) Filossilicatos – devido a sua maior importância no solo, os minerais
da classe dos filossilicatos, também denominados argilominerais, serão
abordados no item a seguir.
MINERAIS DA FRAÇÃO ARGILA DO SOLO
Apenas parte dos minerais primários constituintes das rochas ocorre nos
solos; a sua proporção depende do seu teor no material de origem, da sua
estabilidade à alteração, bem como do estádio de intemperização do solo; os
mais estáveis são concentrados nas frações areia e silte do solo. A fração argila
do solo é constituída principalmente por uma mistura, em proporções variáveis,
de novos minerais: os argilominerais e os óxidos. 
ARGILOMINERAIS (filossilicatos)
Os argilominerais tem este nome pelo fato de ocorrerem dominantemente
na fração argila (em outros argilominerais como a vermiculita, esmectita ou
interestratificados com esses minerais.
d) Clorita – são filossilicatos com estrutura 2:1 (similar às micas) entre
as quais situa-se uma quarta lâmina octaedral chamada lâmina hidróxido
entrecamada, anteriormente chamada lâmina brucita (constituída por Mg(OH)2)
ou lâmina gibbsita (constituída por Al(OH)3). Este arranjamento estrutural das
cloritas conferiu-lhes a denominação de minerais 2:1:1 ou 2:2, cujo espaçamen-
Alberto V. Inda Jr., Egon Klamt e Paulo César do Nascimento 43
to basal é fixo de 1,4 nm. A lâmina hidróxido com carga positiva e a camada
2:1 com carga negativa, resultam numa carga negativa líquida de 10 a 40 cmolc
kg-1.
Nos solos, cloritas são minerais primários herdados de rochas
metamórficas ou ígneas, ou produtos da alteração de outros minerais primários.
Em solos intemperizados, devido a pouca estabilidade, alteram rapidamente à
vermiculita ou esmectitas.
e) Vermiculita - A vermiculita é um argilomineral 2:1 similar as micas,
entretanto, mostra capacidade de expansão. Vermiculitas trioctaedrais [nH2O,
Mgx(Mg3)(Si4-xAlx)O10(OH)2] e dioctaedrais [nH2O, Mgx(Al2)(Si4-xAlx)O10(OH)2] são
originadas, respectivamente, da transformação da biotita e da muscovita, ou
ainda de cloritas. O espaçamento basal pode varia de 1 nm, quando a
vermiculita retém potássio nas entrecamadas, a 1,5 nm, quando as entrecama-
das são ocupadas por moléculas de água e cátions hidratados (Ca2+, Mg2+) 
Nos tetraedros há substituição parcial do Si4+ por Al3+, originando um
excesso de cargas negativas na lâmina tetraedral. Como o mineral é expansivo,
todas essas cargas ficam disponíveis nas entrecamadas para a troca de íons,
conferindo-lhe uma alta capacidade de troca, que alcança 100 a 200 cmolc kg-1
em virtude da grande área superficial específica (750 m2 g-1) do mineral.
A capacidade de expansão e contração de vermiculita confere uma alta
plasticidade e pegajosidade aos solos em que ocorre, dificultando o manejo
agrícola dos mesmos. A presença de cátions com baixa energia de hidratação
(K+, NH4
+, Rb+, Cs+) provoca a desidratação das entrecamadas e a fixação
destes por formarem complexos de esfera-interna (Capítulo 5) com a superfície
das lâminas tetraedrais. No caso do potássio, isto pode afetar sua disponibilida-
de, pelo menos temporariamente, implicando em adubações potássicas com
maiores doses desse elemento. A vermiculita ocorre em solos pouco intemperi-
zados. Quando presente em solos altamente intemperizados, a vermiculita
apresenta polímeros de alumínio (hidróxi-Al3+) nas entrecamadas (VHE),
característica que aumenta sua estabilidade no solo.
Composição da fase sólida mineral do solo44
Figura 2.7 Estrutura esquemática de minerais de solos
(adaptado de Shulze, 1989) 
Alberto V. Inda Jr., Egon Klamt e Paulo César do Nascimento 45
f) Esmectitas - As esmectitas compreendem um grupo de argilomine-
rais 2:1 expansivos, dos quais o mais comum é a montmorilonita
[M+
0,5(Al1,5Mg0,5)(Si4)O10(OH)2]. Podem ser herdadas do material de origem,
formadas pela transformação de micas, vermiculitas e cloritas; ou neoformadas
a partir da solução do solo.
Apresentam uma estrutura semelhante à da vermiculita, porém as substituições
isomórficas são predominantes na lâmina octaedral, onde o Mg2+ ocupa o lugar
do Al3+. Assim, a distância basal é maior (varia entre 1 e 2 nm), e a capacidade
de troca é de 50 a 160 cmolc kg-1. Devido ao pequeno tamanho dos cristais, as
esmectitas apresentam uma grande área superficial específica, em torno de 800
m2 g-1, o que proporciona juntamente com a elevada CTC, uma grande
capacidade de reter íons (Ca2+, Mg2+, K+, etc.) e moléculas (herbicidas,
compostos orgânicos, água) nas entrecamadas.
Devido a sua alta capacidade de expansão e contração, as esmectitas
conferem uma alta plasticidade e pegajosidade aos solos quando úmidos e,
fendilhamentos e consistência dura a muito dura quando secos. Isso torna o
manejo de solos esmectíticos em condições extremas de umidade e secamento
muito difícil. As esmectitas ocorrem em solos pouco intemperizados (Vertissolos,
Chernossolos, Neossolos) de regiões temperadas, áridas e de locais com
drenagem impedida (Planossolos, Gleissolos). Sua formação exige altas
concentrações de cálcio, magnésio e silício em solução, sendo as rochas ígneas
básicas o material de origem mais comum.
g) Minerais 2:1HE - são argilominerais 2:1 (vermiculitas ou esmecti-
tas) com intercalação de polímeros de alumínio (AlOH) nas entrecamadas
(Figura 2.8). Ocorrem em ambientes ácidos, onde os polímeros liberados pelo
intemperismo preenchem parcial ou totalmente o espaço entrecamadas do
argilomineral. São identificados pela terminação HE (Hidróxi- Al3+ entre
camadas). Assim, uma esmectita com hidróxi-Al entre camadas é grafada como
EHE; e uma vermiculita, como VHE. Quando, eventualmente, preenchem
totalmente as entrecamadas são denominados cloritas secundárias ou
pedogênicas.
Composição da fase sólida mineral do solo46
O preenchimento do espaço entrecamadas de argilominerais do tipo 2:1
produz modificações significativas nas propriedades químicas e físicas desses
minerais: reduz a carga permanente, diminuindo a CTC; aumenta a carga
variável, possibilitando a fixação de ânions e metais pesados; reduz a área
superficial interna e a capacidade de expansão e contração.
h) Argilominerais interestratificados – são argilominerais que
apresentam, simultaneamente, estrutura de dois ou mais minerais distintos. Por
exemplo: mica-ilita, mica-ilita-vermiculita, ilita-esmectita, caulinita-esmectita,
esmectita-clorita.
Esta composição estrutural mista decorre da transformação parcial do
mineral original em um novo mineral. Isto significa que diferentes porções de
um mineral interestratificado apresentam estrutura distinta. Por exemplo, na
caulinita-esmectita, a porção referente a caulinita (produto da alteração da
esmectita) irá apresentar baixa capacidade de troca e ausência de expansão e
contração; enquanto a porção referente ao mineral original (esmectita) irá
possuir alta capacidade de troca, bem como contração e expansão.
i) Aluminossilicatos mal-cristalizados – são argilominerais de
menor importância, formados pelo intemperismo de minerais primários ou
secundárioss. Podem ser dominantes em solos desenvolvidos de cinzas
vulcânicas (Japão, Hawaí) e muito raros em solos altamente intemperizados
(Latossolos, Argissolos). Os principais representantes são a alofana e a
imogolita. A alofana é constituída por quantidades variáveis de O2-, OH-, Al3+ e
Si4+, apresentando-se em forma de partículas esféricas. A imogolita é
constituída por partículas que são agregados de pequeníssimos tubos paralelos
(2 nm de diâmetro externo). A capacidade de troca desses minerais pode
alcançar 100 cmolc kg-1, com expressiva importância na fixação de fosfatos e
outros ânions, diminuindo acentuadamente a disponibilidade destes para as
plantas.
Alberto V. Inda Jr., Egon Klamt e Paulo César do Nascimento 47
Figura 2.8 Estrutura esquemática de minerais de solo (adaptado
de Shulze, 1989)
Composição da fase sólida mineral do solo48
ÓXIDOS, HIDRÓXIDOS E OXIHIDRÓXIDOS
Sob o termo geral óxidos são, neste texto, compreendidos os óxidos,
hidróxidos e oxihidróxidos. Os óxidos mais frequentes em solos são os de Fe, Mn,
Al e Ti, particularmente na fração argila. Seus teores variam de acordo com o
teor desses elementos no material de origem e do grau de intemperização do
solo. Assim, quanto mais intemperizado for o solo, maior será a concentração de
óxidos. Os óxidos de ferro e de alumínio são os mais abundantes, mas
geralmente em menor concentração do que os argilominerais. Mesmo assim, são
de grande importância, pois afetam as propriedades químicas dos solos,
conforme será detalhado no Capítulo 5. Os principais óxidos constituintes da
fração mineral de solos são descritos a seguir:
a) Óxidos de ferro
Os óxidos de ferro estão presentes na maioria dos solose são responsá-
veis pelas cores vermelhas, alaranjadas, amarelas e brunadas utilizadas para
distinguir os solos e seus horizontes. As cores e sua distribuição nos solos
também permitem identificar processos pedogenéticos, pois o ferro existe na
forma de Fe2+ e Fe3+ e é, portanto, afetado pelas condições de oxidação-redução
do pedoambiente (ambiente do solo). Os óxidos de ferro são, normalmente, o
produto da alteração de silicatos contendo ferro, exceto a magnetita que é
herdada do material de origem.
Entre os óxidos de ferro, os mais abundantes são os tipos goethita (a-
FeOOH) e hematita (a-Fe2O3), que imprimem respectivamente as cores amarelas
e vermelhas aos solos. A goethita tende a ser o único óxido de ferro presente em
solos de regiões mais frias e úmidas (Cambissolo Húmico, Cambissolo Hístico),
com altos teores de matéria orgânica e pH ácido, como na região dos Campos
de Cima da Serra (Vacaria, Bom Jesus, São Francisco de Paula) no estado do Rio
Grande do Sul. Já a hematita está presente em maior proporção do que a
goethita em solos de regiões mais quentes (Latossolo Vermelho, Nitossolo
Alberto V. Inda Jr., Egon Klamt e Paulo César do Nascimento 49
Vermelho), como no Planalto Médio do estado do Rio Grande do Sul (Passo
Fundo, Ijuí) e nas Missões (São Borja, Santo Ângelo).
Óxidos de ferro menos frequentes são a lepidocrocita (g-FeOOH),
presente em alguns solos hidromórficos na forma de mosqueados alaranjados,
e a maghemita (g-Fe2O3) de cor vermelha em solos tropicais. Ocorre, ainda, a
magnetita (Fe3O4), de origem litogênica, que é um óxido identificado em certos
solos (Latossolo Vermelho) pela atração magnética por meio de um ímã.
Uma forma jovem e mal cristalizada de óxido de ferro é a ferrihidrita
(5Fe2O3.9H2O), de coloração brunada; esse mineral ocorre geralmente em
situações de má drenagem, por exemplo, em solos de lavouras de arroz irrigado
e em canais de drenagem; em tais situações pode haver problema de toxidez de
ferro para variedades de arroz sensíveis.
Os teores de óxidos de ferro nos solos dependem do teor de ferro no
material de origem e do grau de alteração dos solos. Quanto mais avançado o
estádio de intemperização, maior a concentração de óxidos de ferro no solo. Por
exemplo, no estado do Rio Grande do Sul, solos velhos (Latossolos) apresentam
teores de 40 g kg-1 de óxidos de ferro quando originados de arenitos e de 150
g kg-1 quando de basalto; por sua vez, Latossolos de itabirito, em Minas Gerais,
podem ter 450 g kg-1 de óxidos de ferro. Além de disseminados nos solos, os
óxidos de ferro podem ocorrer em acumulações localizadas na forma de plintita,
de concreções (petroplintita), de camadas e couraças cimentadas (= lateritas).
Essas últimas são observáveis em alguns pontos do Rio Grande do Sul (por
exemplo na Estação Experimental Agronômica da UFRGS, e na região das
Missões) e, com muita freqüência, no Distrito Federal e no estado de Goiás.
Os óxidos de ferro apresentam carga variável, positiva ou negativa, dependendo
do pH do solo, podendo assim adsorver ânions e cátions. São minerais
considerados importantes agentes na estabilidade dos agregados estruturais dos
solos, na retenção de fosfatos, de elementos traço (Cu, Mn, Co, etc.) e de metais
poluentes (Pb, Cd), além de serem fonte de ferro como nutriente para as plantas.
Composição da fase sólida mineral do solo50
b) Óxidos de manganês
Os óxidos de manganês ocorrem na forma de constituintes menores, mas
podem ter efeito considerável em algumas propriedades do solo. Quimicamente
são muito complexos, geralmente contém Mn4+ (mas também Mn2+ e Mn3+) e
cátions como Na, K, Ba, Ca, Li. Frequentemente ocorrem disseminados no solo,
ou associados com os óxidos de ferro; em solos mal drenados ocorrem na forma
de segregações pretas nas faces de agregados estruturais ou fendas, ou como
nódulos e concreções. Os mais comuns são birnessita [(Na0,7Ca0,3) Mn7O14.28H2O]
e litioforita [(Al, Li)MnO2(OH)2]. Os óxidos de manganês geralmente contém
elementos traço essenciais para as plantas (Co, Cu, Zn, Mo) e adsorvem
fortemente elementos poluentes como Pb e Cd.
Em comparação aos óxidos de ferro, os teores de manganês são
relativamente baixos, variando de 0,1 g kg-1 a 28 g kg-1 em solos da região do
Planalto no RS. Apesar de ser um elemento essencial para as plantas, doses
elevadas de manganês tem efeito tóxico, como é observado em Latossolos
Vermelhos da região das Missões no Rio Grande do Sul.
c) Óxidos de alumínio
O mais frequente é a gibbsita (g-Al(OH)3). Sua formação exige ambientes
com teores muito baixos de silício na solução (