Embed Size (px)
Citation preview
DISSERTAÇÃO
EFEITO RESIDUAL E MINERALIZAÇÃO DO
NITROGÊNIO DE LODO DE ESGOTO NO SOLO
NADIANE APARECIDA PEREIRA DE SOUZA
CAMPINAS, SP
2014
ii
INSTITUTO AGRONÔMICO
CURSO DE PÓS-GRADUAÇÃO EM AGRICULTURA
TROPICAL E SUBTROPICAL
EFEITO RESIDUAL E MINERALIZAÇÃO DO
NITROGÊNIO DE LODO DE ESGOTO NO SOLO
NADIANE APARECIDA PEREIRA DE SOUZA
Orientador: Cristiano Alberto de Andrade
Dissertação submetida como requisito parcial
para obtenção do grau de Mestre em
Agricultura Tropical e Subtropical, Área de
Concentração em Gestão de Recursos
Agroambientais.
CAMPINAS, SP
BRIL 2014
Ficha elaborada pela bibliotecária do Núcleo de Informação e Documentação do Instituto Agronômico
S729e Souza, Nadiane Aparecida Pereira de
Efeito residual e mineralização do nitrogênio de lodo de esgoto no solo. / Nadiane Aparecida Pereira de Souza. Campinas, 2014. 59 fls.
Orientador: Cristiano Alberto de Andrade Dissertação (Mestrado) Agricultura Tropical e Subtropical – Instituto
Agronômico
1. Resíduo urbano 2. Fertilizante orgânico 3. Nitrato 4. Milho I. Andrade, Cristiano Alberto de II. Título
CDD. 631.44
iii
iv
À minha mãe Valdimar Benícia Pereira pela
dedicação e amor contínuo e; ao meu pai
Fernando Sá de Souza pelo apoio.
Ao meu irmão Flávio Pereira de Souza pelo
carinho.
DEDICO
Á Genésio Abreu Pereira pela confiança,
incentivo e amizade e, a sua esposa Conceição
de Maria Ferreira Pereira pelo exemplo de
dedicação e coragem.
OFEREÇO
v
AGRADECIMENTOS
À DEUS pela vida;
À coordenação do curso de pós-graduação do IAC, pela oportunidade oferecida e à
CAPES pela bolsa de estudos concedida;
À Embrapa Meio Ambiente por oferecer toda a estrutura necessária para a realização
do trabalho e pela parceria no desenvolvimento da pesquisa;
Ao pesquisador Cristiano Alberto de Andrade, pela orientação, pelo exemplo de
caráter e compromisso com a pesquisa;
À pesquisadora Adriana M. Moreno Pires, pelo apoio, paciência e incentivo que não
me permitiram desistir e, pelos ensinamentos e dedicação que tornaram possível a conclusão
deste trabalho;
À Dra. Janaina Braga do Carmo, pela disponibilização de equipamentos e materiais do
laboratório de fertilidade do solo para realização das análises;
Ao Dr. Ronaldo Berton pelas sugestões e correções da pré banca;
Aos funcionários de campo do IAC e da EMBRAPA pelo auxílio durante a montagem
do experimento e nas coletas de amostras em campo;
Ás técnicas do Laboratório de Solos e Água - LSA, pelo convívio, em especial à
Viviane Maximilliano, pelo exemplo de profissionalismo, pela paciência, disponibilidade e
auxílio na execução das análises.
Aos estagiários do LSA, por permitir que meus dias no laboratório fossem mais
divertidos e menos solitários, em especial ao Guilherme Rueda pela imensa ajuda, sem você
analisar mais de seis mil amostras teria sido impossível;
À Carina, pela alegria contagiante nos dias de alegria e pelo seu desespero, por não
saber o que fazer nos dias em que estive triste, que acabou por me fazer rir; à Cristina pelo
companheirismo no preparo, identificação e coleta de amostras sempre que foi preciso.
À Suellen e à Renata pela amizade e companhia no primeiro ano do mestrado; à
Brenda Diaz pela amizade e bom convívio nesses dois anos;
À minha família em especial a minha mãe (Val) pelo esforço em garantir minha
formação e ao meu tio Estanislau pelas sábias palavras e exemplo de determinação.
A todos que de alguma maneira contribuíram para a conclusão desse trabalho.
vi
EPÍGRAFE
"Quanto mais um homem se aproxima de suas
metas, tanto mais crescem as dificuldades."
J. W. von Goethe
vii
SUMÁRIO
LISTA DE TABELAS ...................................................................................................................................... VIII
LISTA DE FIGURAS ......................................................................................................................................... IX
RESUMO .............................................................................................................................................................. X
ABSTRACT ......................................................................................................................................................... XI
1 INTRODUÇÃO .................................................................................................................................................. 1
2 REVISÃO DE LITERATURA .......................................................................................................................... 3
2.1 MINERALIZAÇÃO DO NITROGÊNIO .................................................................................................................. 3 2.2 DOSE DE NITROGÊNIO A SER APLICADA NO SOLO ........................................................................................... 5 2.3 DETERMINAÇÃO DA TAXA DE MINERALIZAÇÃO DE N ..................................................................................... 7 2.4 LODO DE ESGOTO: CÁLCULO DE DOSE COM BASE NO FORNECIMENTO DE NITROGÊNIO ................................... 9
3 MATERIAL E MÉTODOS ....................................................................................................................... 13
3.1 DESCRIÇÃO DAS ÁREAS EXPERIMENTAIS ..................................................................................................... 13 3.1.1 Campo experimental da Embrapa Meio Ambiente .......................................................................... 13 3.1.2 Campo experimental do Instituto Agronômico ................................................................................ 14
3.2 EXPERIMENTO DE CAMPO............................................................................................................................ 16 3.3 EXPERIMENTO DE LABORATÓRIO ................................................................................................................ 19 3.4 ANÁLISE ESTATÍSTICA DOS RESULTADOS .................................................................................................... 20
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO...................................................................................................................... 21
4.1 ESTIMATIVA DA MINERALIZAÇÃO DO NITROGÊNIO EM CONDIÇÃO DE CAMPO (IN SITU) ................................ 21 4.1.1 Tubos ................................................................................................................................................... 21
4.1.2 ABSORÇÃO DE NITROGÊNIO POR PLANTAS DE MILHO ................................................................................ 27 4.3 ESTIMATIVA DA MINERALIZAÇÃO DO NITROGÊNIO EM CONDIÇÃO CONTROLADA ......................................... 31
4.3.1 Mineralização de nitrogênio descontando-se o tempo inicial e a dose zero ....................................... 31 4.3.2 Mineralização do N descontando-se o tempo inicial ........................................................................... 33
5 CONCLUSÕES ........................................................................................................................................... 40
6 CONSIDERAÇÕES FINAIS ..................................................................................................................... 41
REFERÊNCIAS .................................................................................................................................................. 42
viii
LISTA DE TABELAS
TABELA 1. PORCENTAGEM MÉDIA DE NITROGÊNIO EM RESÍDUOS ORGÂNICOS............................. 9
TABELA 2. ATRIBUTOS QUÍMICOS DE FERTILIDADE DOS SOLOS DAS ÁREAS EXPERIMENTAIS
DO INSTITUTO AGRONÔMICO (IAC) E DA EMBRAPA MEIO AMBIENTE. .................................... 16
TABELA 3. CARACTERÍSTICAS QUÍMICAS DO LODO DE ESGOTO APLICADO EM 2012 NAS ÁREAS
EXPERIMENTAIS DA EMBRAPA MEIO AMBIENTE E DO INSTITUTO AGRONÔMICO. .............. 17
TABELA 4. TEORES DE AMÔNIO, NITRATO E N INORGÂNICO NO TEMPO INICIAL E APÓS 30 DIAS
DE PERMANÊNCIA NO CAMPO. ............................................................................................................ 21
ix
LISTA DE FIGURAS
FIGURA 1. CICLO DE NITROGÊNIO. ADAPTADO DE CANTARELLA, 2007. ............................................ 3
FIGURA 2. ASPECTO GERAL DA ÁREA EXPERIMENTAL COM LODO DE ESGOTO NA EMBRAPA
MEIO AMBIENTE, JAGUARIÚNA, SP. ................................................................................................... 14
FIGURA 3. VISTA AÉREA DA ÁREA EXPERIMENTAL COM LODO DE ESGOTO NO INSTITUTO
AGRONÔMICO, CAMPINAS, SP. ............................................................................................................. 15
FIGURA 4. ILUSTRAÇÃO DO CONJUNTO DE TUBOS INSTALADO NO CAMPO................................... 17
FIGURA 5. TEOR DE AMÔNIO EM SOLO TRATADO CONTINUAMENTE COM LODO DE ESGOTO
(1N, 2N, 4N E 8N) OU NÃO (0N), 20 DIAS APÓS INCORPORAÇÃO DO RESÍDUO.. ........................ 23
FIGURA 6. TEOR DE AMÔNIO NO SOLO EM FUNÇÃO DO TEMPO NO TRATAMENTO COM OITO
VEZES A DOSE NECESSÁRIA DE N VIA LODO (8N) PARA ATENDIMENTO A EXIGÊNCIA
NUTRICIONAL DO MILHO. ..................................................................................................................... 24
FIGURA 7. TEOR DE NITRATO EM SOLO TRATADO CONTINUAMENTE COM LODO DE ESGOTO
(1N, 2N, 4N E 8N) OU NÃO (0N), 20 DIAS APÓS INCORPORAÇÃO DO RESÍDUO.. ........................ 24
FIGURA 8. TEOR DE NITRATO EM SOLO TRATADO CONTINUAMENTE COM LODO DE ESGOTO
EM FUNÇÃO DO TEMPO APÓS INCORPORAÇÃO DE DOSES DE LODO DE ESGOTO. ................ 25
FIGURA 9. TEOR DE NITROGÊNIO INORGÂNICO EM SOLO TRATADO CONTINUAMENTE COM
LODO DE ESGOTO (1N, 2N, 4N E 8N) OU NÃO (0N).. .......................................................................... 26
FIGURA 10. TEOR DE N INORGÂNICO NO SOLO EM FUNÇÃO DO TEMPO APÓS INCORPORAÇÃO
DE DOSES DE LODO DE ESGOTO. ......................................................................................................... 27
FIGURA 11. TEOR FOLIAR DE NITROGÊNIO NAS PLANTAS DE MILHO CULTIVADAS EM SOLO
ADUBADO CONTINUAMENTE COM LODO DE ESGOTO (1N E 2N) OU ADUBAÇÃO MINERAL
(AM) NA ÁREA EXPERIMENTAL DO IAC............................................................................................. 28
FIGURA 12.TEOR FOLIAR DE NITROGÊNIO NAS PLANTAS DE MILHO CULTIVADAS EM SOLO
ADUBADO CONTINUAMENTE COM LODO DE ESGOTO (1N, 2N, 4N E 8N) OU NÃO (0N) NA
ÁREA EXPERIMENTAL DA EMBRAPA. ................................................................................................ 29
FIGURA 13. NITROGÊNIO ABSORVIDO POR PLANTAS DE MILHO EM FUNÇÃO DA APLICAÇÃO
DE DOSES DE LODO DE ESGOTO (1N E 2N) OU ADUBAÇÃO NITROGENADA MINERAL (AM)
NA ÁREA EXPERIMENTAL DO IAC. ...................................................................................................... 29
FIGURA 14. NITROGÊNIO ABSORVIDO POR PLANTAS DE MILHO EM FUNÇÃO DA APLICAÇÃO
DE DOSES DE LODO DE ESGOTO (1N, 2N, 4N E 8N) OU NÃO (0N) NA ÁREA EXPERIMENTAL
DA EMBRAPA.. .......................................................................................................................................... 30
FIGURA 15. TEOR DE AMÔNIO NO SOLO EM FUNÇÃO DA ADIÇÃO DE DOSES RECÉM
ADIONADAS DE NITROGÊNIO VIA LODO DE ESGOTO. ................................................................... 32
FIGURA 16. NITROGÊNIO MINERALIZADO NO SOLO EM FUNÇÃO DE NOVAS DOSES DE
NITROGÊNIO ADICIONADAS VIA LODO DE ESGOTO (BASE SECA) EM SOLO
CONTINUAMENTE ADUBADO COM LODO DE ESGOTO OU COM ADUBAÇÃO MINERAL. ...... 34
FIGURA 17. NITROGÊNIO MINERALIZADO NO SOLO EM FUNÇÃO DOS TRATAMENTOS (EFEITO
RESIDUAL) DA APLICAÇÃO (1N E 2N) OU NÃO (AM) DE LODO DE ESGOTO AO SOLO DA
ÁREA EXPERIMENTAL DO IAC. ............................................................................................................ 35
FIGURA 18. NITROGÊNIO MINERALIZADO NO SOLO EM FUNÇÃO DE NOVAS DOSES DE
NITROGÊNIO ADICIONADAS VIA LODO DE ESGOTO (BASE SECA) EM SOLO
CONTINUAMENTE ADUBADO COM LODO DE ESGOTO OU NÃO.................................................. 36
FIGURA 19. NITROGÊNIO MINERALIZADO NO SOLO EM FUNÇÃO DOS TRATAMENTOS (EFEITO
RESIDUAL) DA APLICAÇÃO DE LODO DE ESGOTO ENTRE OS ANOS DE 1999 E 2012. ............. 37
FIGURA 20. CORRELAÇÃO ESTATÍSTICA ENTRE O NITROGÊNIO MINERALIZADO NO SOLO E A
QUANTIDADE DO NUTRIENTE ABSORVIDA POR PLANTAS DE MILHO. ..................................... 38
x
Souza, N. A. P. Efeito residual e mineralização do nitrogênio de lodo de esgoto no solo.
2014. 59fls. Dissertação (Mestrado em Gestão de Recursos Agroambientais).
RESUMO
O objetivo deste trabalho foi estimar a disponibilidade de nitrogênio em solos com sucessivas
aplicações de lodo de esgoto e avaliar a taxa de mineralização do nitrogênio (TMN) de dose
recém-adicionada. O estudo foi realizado em dois experimentos em longo prazo que
receberam anualmente diferentes doses de lodo de esgoto: 0N- sem lodo, 1N- dose referência
de lodo correspondente a 120 kg ha-1
de N e 2, 4 e 8 vezes a doses referência (2N, 4N e 8N)
na área da Embrapa Meio Ambiente e; 120 kg ha-1
de N de adubo mineral (AM), uma e duas
vezes a dose de lodo referência (1N e 2N) na área experimental do IAC. Em ambos os
experimentos foi plantado milho. Foi utilizado o método de avaliação in situ para estimar a
disponibilidade de N e a TMN no campo. Foram determinados os teores de nitrogênio na
folha e a quantidade total de N absorvido pela planta. Em laboratório, foram utilizadas
amostras de solo coletadas nos dois experimentos para determinar a quantidade de N
disponibilizado no solo e a taxa de mineralização de nitrogênio por meio do método de
incubação anaeróbia. O efeito residual do lodo de esgoto, em solos tratados sucessivamente
com o resíduo, não influencia a taxa de mineralização do nitrogênio proveniente de dose
recém adicionada do resíduo. A quantidade de nitrogênio disponível em solos tratados
sucessivamente com lodo de esgoto é maior que a estimada usando a taxa de mineralização
indicada na Resolução nº375 do CONAMA. O método de incubação anaeróbia foi eficiente
em estimar a mineralização de doses recém-adicionadas de lodo de esgoto ao solo.
Palavras-chave: resíduo, nitrato, adubação nitrogenada, incubação anaeróbia, milho.
xi
Souza, N. A. P. Residual effect and Nitrogen mineralization of sewage sludge in soil.
2014. 59fls. Msc. dissertation (Master in Agro-environmental Resources Management).
ABSTRACT
The aim of this study was to estimate nitrogen availability in soils consecutively treated with
sewage sludge and to evaluate nitrogen mineralization rate (NMR) of the recent residue dose.
The study was conducted at two long term experiments that received annually different
sewage sludge doses: 0N- without sewage sludge, 1N- reference dose of sewage sludge -
correspondent to 120 kg ha-1
of N and 2, 4 and 8 times the reference dose (2N, 4N e 8N) at
Embrapa’s experiment and; 120 kg ha-1
of mineral N, reference dose and 2 times the reference
dose (1N and 2N) at IAC’s experiment. Maize plants were grown in both experiments. The in
situ evaluation method was used to determine N availability and NMR at the field. There were
determined leaf nitrogen concentration and total nitrogen absorbed by the plants. In the
laboratory, anaerobic incubation method was used to determine total available N in the soil
and nitrogen mineralization rate in soil samples collected from both experiments. Anaerobic
incubation method was efficient to estimate nitrogen mineralization from doses recently
added to the soil. The residual effect of sewage sludge on soils treated successively with the
residue does not influence the rate of nitrogen mineralization from newly added dose of the
residue. The amount of available nitrogen in soils treated successively with sewage sludge is
higher than that estimated using the rate of mineralization indicated by CONAMA Resolution
375. The anaerobic incubation method was efficient in estimating the mineralization of newly
added sewage sludge to soil doses.
Key-words: waste, nitrate, nitrogen fertilizer, anaerobic incubation, maize.
1
1 INTRODUÇÃO
A disposição agrícola de lodos de esgoto é alternativa das mais adequadas para o
destino final desse tipo de resíduo, uma vez que pode servir como fonte de nutrientes para as
plantas e de matéria orgânica para o solo, promovendo, de forma geral, melhoria nas
condições de cultivo. Aspectos relacionados ao custo de disposição e economia com
fertilizantes minerais solúveis também merecem destaque quando se considera a reciclagem
do lodo no solo.
Para que o lodo forneça nutrientes para as plantas, em especial o nitrogênio (N), há
certa dependência da dinâmica de mineralização da fração orgânica, regulada por
características do próprio resíduo, atributos do solo e fatores climáticos. Dessa forma, a
previsão da dinâmica de mineralização e liberação do nutriente tornam-se fundamental para a
recomendação da dose a ser aplicada, de tal forma que supra a necessidade da cultura e evite
excesso no ambiente.
A disponibilidade do nitrogênio a partir do lodo depende da transformação do N
orgânico em formas inorgânicas passíveis de absorção pelas plantas (NH4+ e NO3-). Os
processos envolvidos na transformação até formas minerais de N são essencialmente
microbiológicos e, conforme mencionado anteriormente, sujeitos a variações em função do
resíduo, do solo e do clima. Isso traz dificuldades para estimativa da disponibilidade do N do
lodo de esgoto após aplicação no solo, o que fica ainda mais complexo ao se considerar que
métodos para esta finalidade devem ser simples, operacionais e de custo acessível.
Procedimentos e critérios para a aplicação de lodos em solos agrícolas são importantes
para que a disposição seja segura e agronomicamente eficiente. O estado de São Paulo foi a
unidade federativa do país pioneira no estabelecimento desses procedimentos e critérios por
meio da Norma Técnica P 4.230 da Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental
(CETESB, 1999). Posteriormente, em âmbito nacional, foi elaborada a resolução nº 375 do
Conselho Nacional do Meio Ambiente (BRASIL, 2006a).
Em ambos os documentos orientadores, a recomendação da dose para aplicação no
solo é feita considerando-se três aspectos principais: efeito do resíduo no pH do solo, acúmulo
de metais pesados e fornecimento de N. A menor dose definida dentre as três alternativas será
2
a recomendada. O fornecimento de nitrogênio é, geralmente, o critério mais limitante da dose
e, por isso, o mais utilizado na recomendação.
Para a definição da dose baseada no fornecimento de N, deve-se obter o N disponível
do lodo, que é função do teor total de N, do teor de N inorgânico e da taxa de mineralização
do nitrogênio (TMN) do resíduo. Os teores de N são obtidos por meio de análises em
laboratório, enquanto a taxa de mineralização pode ser também determinada em laboratório
por meio de procedimento de incubação ou ser escolhida com base no processo gerador do
lodo. A determinação da TMN em laboratório envolve procedimento com incubação de
amostras de solo tratadas com doses de lodo, de modo a quantificar por cerca de 120 dias os
teores de N inorgânico. Dessa forma, o procedimento é dispendioso em termos de tempo e de
custo relativamente alto. A escolha da TMN em função do tipo de lodo tem sido a opção mais
utilizada: lodos de esgoto não digerido (40%), lodos digeridos aerobicamente (30%), lodos
digeridos anaerobicamente (20%) e lodos compostado (10%).
Conhecendo-se o N disponível do resíduo e a exigência da cultura em N, faz-se a
recomendação da dose de lodo. Teoricamente a TMN determinada em incubação ou definida
em função do tipo de lodo é o parâmetro que define a porcentagem do N orgânico que será
mineralizado durante o ciclo da cultura. No entanto, como os valores de TMN são geralmente
inferiores a 50%, admite-se que menos da metade do nitrogênio contido no lodo será
disponibilizado em determinado período de tempo e o residual permanecerá como fonte
potencial de N, provavelmente mineralizando à menores taxas.
Áreas com aplicações anuais ou mais freqüentes de lodo de esgoto devem, portanto,
exibir aumento do potencial para fornecimento de N para as culturas, o que teoricamente,
deveria ser acompanhado pela redução das novas doses do resíduo para aplicação.
Diante do cenário descrito, foram objetivos da presente pesquisa avaliar como
aplicações anteriores de lodo (efeito residual) alteram a mineralização do N recém adicionado
via resíduo; determinar a TMN em condição de campo e; avaliar método anaeróbio de
incubação rápida (7 dias) para estimar a TMN.
As hipóteses da pesquisa foram: (i) O N mineralizado do lodo de esgoto de aplicações
anteriores aumenta a TMN de novas doses; (ii) A TMN fixa para solos tratados repetidas
vezes com lodo de esgoto subestima o N disponível no solo e; (iii) o N disponível no solo
pode ser estimado por método anaeróbio.
3
2 REVISÃO DE LITERATURA
2.1 Mineralização do nitrogênio
O nitrogênio (N) ocupa posição de destaque entre os nutrientes requeridos pelas
culturas, pois faz parte da composição de várias moléculas como aminoácidos e proteínas,
além de ser fundamental nos processos de fotossíntese, multiplicação e diferenciação celular
(MALAVOLTA, 2006).
No solo, mais de 95% do nitrogênio encontra-se organicamente ligado em proteínas,
enzimas e aminoácidos (KEENEY, 1982). As frações inorgânicas são compostas
principalmente por amônio (NH4+) e nitrato (NO3
-). O nitrogênio na forma orgânica não é
disponível para as plantas, assim, o N presente em compostos orgânicos no solo deve ser
mineralizado a NH4+ e NO3
- para ser absorvido pelas plantas (ANDRADE et al., 2010). A
fitodisponibilização do nitrogênio orgânico é influenciada pelos processos de amonificação ou
mineralização, imobilização, nitrificação e desnitrificação, destacados na Figura 1.
Figura 1. Ciclo de Nitrogênio. Adaptado de CANTARELLA, 2007.
Deposições
Atmosféricas:
NOx, NH3, etc.
Adição de matéria
orgânica: resíduos de
plantas e animais,
adubações orgânicas, etc.
Matéria
orgânica
do solo
Fixação
Biológica
de N2
Fertilizantes
solúveis
N2O
NH3
NH3
NH4+
N2
N2O
N2
N2 N2O
NO3-
NO3-NH3 NH4
+
N inorgânico solúvel
Nitrificação
Lixiviação
Mineralização
Imobilização
Volatilização
Desnitrificação
Perdas Gasosas
4
O processo de transformação do nitrogênio orgânico em amônio (NH4+) é conhecido
como amonificação e depende da ação de microorganismos quimiorganotróficos – que usam
compostos orgânicos como fonte de carbono e energia. Por esse processo, formas orgânicas
de nitrogênio sofrem desaminação, seguida de protonação das formas aminadas, formando o
íon amônio (NH4+) (MOREIRA; SIQUEIRA, 2006). A ilustração abaixo exemplifica o
processo de amonificação.
Proteína + H2O protease
R-NH2 + CO2 + E + outros produtos
R-NH2 + H2O + aminoácido desidrogenase
R + NH3 + E
NH3 + H+ NH4
+
A mineralização ocorre tanto em condições aeróbias quanto anaeróbias e, em ampla
faixa de pH, umidade e temperatura, contudo o potencial de transformação do nitrogênio é
intenso quando os valores de pH estão próximo a neutralidade; a temperatura entre 35 e 60ºC;
a umidade do solo em torno de 50 a 80% da capacidade de retenção de água; e com boa
oxigenação (LUCE et al., 2011). Em ambiente anaeróbio, a mineralização é mais lenta devido
à redução da diversidade de organismos que atuam na conversão do N orgânico em
inorgânico.
A imobilização do nitrogênio é o processo inverso à mineralização, no qual formas
inorgânicas de nitrogênio são transformadas em formas orgânicas por meio da ação de
microorganismos. O N inorgânico é incorporado às células microbianas e, com a morte destes
organismos, o N volta a ser mineralizado ou é novamente incorporado às células de outros
microrganismos, podendo participar da síntese de compostos nitrogenados mais complexos
(CANTARELLA, 2007).
O amônio produzido na amonificação é fonte de energia para organismos
quimiolitotróficos que realizam a oxidação deste a nitrito e sequencialmente a nitrato através
da nitrificação. Neste processo, dois grupos de bactérias aeróbias obrigatórias atuam na
oxidação das formas reduzidas de nitrogênio, fixando duas etapas bem estabelecidas, a
nitritação (1) - transformação do amônio a nitrito - realizada principalmente pelas bactérias
Nitrossomonas e, a nitratação (2) - conversão do nitrito a nitrato - onde atuam as bactérias do
gênero Nitrobacter (MOREIRA; SIQUEIRA, 2006).
NH3 + 1 ½ O2 NO2- + H
+ + H2O (1)
NO2- + H2O NO3
- + 2H
+ + 2e
- (2)
5
Se houver carbono disponível no solo, o amônio é rapidamente incorporado à
biomassa microbiana. A maioria dos solos apresenta limitação de carbono e de energia e,
nessas condições, o amônio é consumido por nitrificadores e oxidado a nitrito, e
posteriormente a nitrato. Portanto, em condições aeróbias espera-se o predomínio da forma
nítrica no solo. Deve-se destacar que o nitrato também pode ser imobilizado por
microorganismos (CANTARELLA, 2007).
A nitrificação ocorre apenas em condições aeróbias com seu melhor desempenho com
temperatura entre 25 e 35ºC e umidade até próximo da capacidade de retenção de água do
solo (WHALEN & SAMPEDRO, 2010). Temperaturas acima de 45ºC e umidade no ponto de
saturação inibem a ação das bactérias nitrificantes favorecendo a prevalência de nitrogênio na
forma amoniacal no solo (MOREIRA; SIQUEIRA, 2006).
A desnitrificação consiste em um processo que ocorre na ausência de oxigênio, no
qual óxidos de N servem como receptores finais de elétrons durante a respiração
(CANTARELLA, 2007). Durante a desnitrificação o íon nitrato sofre redução bioquímica a
nitrito e seqüencialmente a óxido nítrico, óxido nitroso, e N2.
2NO3- + 10H
+ + 10e
- H
+ N2 + 2HO
- + 4H2O
2NO2- + 6H
+ + 6e
- N2 + 2HO
- + 2H2O
Os processos de transformação do N no solo são dinâmicos devido ao elevado
potencial redox cujo estado de oxidação varia de -3 a +5 tornando-o instável no solo. Essas
reações são influenciadas por fatores físicos, químicos e biológicos como temperatura
(SIERRA, 2002), umidade, acidez do solo (MOREIRA; SIQUEIRA, 2006), teor e grau de
humificação da matéria orgânica (CARNEIRO et al., 2013), entre outros. Estes fatores
alteram a atividade da microbiota do solo, promovendo alterações na velocidade de
mineralização da fração orgânica (KOLCHINSKI; SCHUCH, 2003).
2.2 Dose de nitrogênio a ser aplicada no solo
A maior parte do N no solo encontra-se na forma orgânica e sua transformação está
sujeita a variações ambientais, que podem modificar o teor e formas desse elemento. Assim, a
análise de teores disponíveis de nitrogênio no solo, da mesma maneira como é realizada para
outros nutrientes, não é um parâmetro seguro para recomendação de adubação nitrogenada.
Atualmente, a estimativa da dose de N a ser aplicada no solo é realizada com base em curvas
6
de resposta, histórico da área e produtividade esperada, ou seja, a contribuição do solo não é
considerada.
Por exemplo, no Boletim nº 100 (RAIJ et al., 1997), compêndio de recomendações de
adubação para o estado de São Paulo, a dose recomendada de aplicação de nitrogênio
independe do teor deste elemento no solo. Informações como cultura e produtividade esperada
são as necessárias para consultar as recomendações de adubação nitrogenada no plantio e em
cobertura.
Neste contexto, a recomendação de dose pode sub ou superestimar a necessidade de N
pela planta. Segundo OKUMURA et al., (2011) e OLFS et al., (2005), subestimar a dose
reduz o potencial produtivo da cultura e doses superestimadas oneram a produção devido ao
uso desnecessário de fertilizantes, além de representar risco de contaminação das águas
subterrâneas e superficiais por nitrato.
O uso de fertilizante mineral tem sido a principal fonte de N usada para garantir o
suprimento adequado desse nutriente às culturas, no entanto, representa uma parcela
significativa dos custos de produção (SILVA et al, 2005). O elevado preço deste insumo está
relacionado com o fato de que mais de 70% do fertilizante nitrogenado no Brasil são
importados (ANDA, 2009) e com a baixa eficiência de uso desse insumo, aproximadamente
50% do total de N aplicado (CANTARELLA, 2007).
O uso de fontes orgânicas na suplementação de N tais como estercos, compostos
agroindustriais e lodo de esgoto têm sido apontados como alternativa à dependência dos
insumos externos e redução dos impactos negativos causados pela fertilização mineral. Isso
porque há oferta de resíduos orgânicos fontes de N e outros nutrientes (CARNEIRO et al.,
2013) e a liberação destes nutrientes no solo é gradual, reduzindo os riscos de lixiviação de
nitrato (MACEDO et al., 2012). Trabalhos recentes mostram que mesmo com as
complementações minerais, a fração orgânica do solo ainda é a principal fonte de N para as
culturas (DOURADO-NETO et al., 2010; FRANCO et al., 2011), atribuindo-se a isso a
liberação lenta e gradual de N das fontes orgânicas e a instabilidade das fontes minerais de N
no solo.
Entretanto, ao se recomendar a adubação nitrogenada utilizando-se fontes orgânicas
deve-se considerar, além da produtividade esperada e o histórico da área, o teor de N e a taxa
de mineralização desse nutriente no resíduo (CARNEIRO et al., 2013).
Neste caso, assim como ocorre ao se determinar a taxa de mineralização do nitrogênio
na forma orgânica presente no solo, a principal dificuldade é determinar a taxa de
7
mineralização de nitrogênio oriundo da fonte orgânica, devido ao dinamismo deste processo e
aos vários fatores bióticos e abióticos que o influencia.
2.3 Determinação da taxa de mineralização de N
As constantes modificações das formas de N e as variações na velocidade de
transformação das formas orgânicas em inorgânicas dificultam a avaliação da capacidade do
solo em fornecer N às plantas. Contudo, o conhecimento desse processo de conversão é
fundamental para estimar a contribuição do solo em relação ao requerimento de N pela planta;
definir a necessidade e dose de fertilizante (ANDRADE et al., 2010), bem como quantificar
possíveis perdas para o ambiente. O mesmo raciocínio se aplica aos fertilizantes orgânicos, ou
seja, é necessário conhecer o processo de disponibilização do N presente nestes insumos para
se estimar a dose adequada que deverá ser aplicada.
Vários métodos químicos e biológicos foram propostos nos últimos cinquenta anos
(BREMNER, 1965; STANFORD & SMITH, 1972; KEENEY, 1982; BUNDY &
MEISINGER, 1994) visando estimar o potencial do solo em fornecer nitrogênio para as
plantas. Esses métodos também podem ser utilizados para estimar o potencial de fontes
orgânicas em fornecer nitrogênio para as plantas (BUNDY & MEISINGER, 1994).
Os métodos biológicos consistem em incubações de amostras de solo sob condições
aeróbia ou anaeróbia onde se mede periodicamente o N na forma mineral produzido. Essas
incubações podem variar de 7 a mais de 120 dias e são geralmente realizadas em laboratório
com temperatura e umidade controladas. Também foram desenvolvidos métodos de
determinação do N potencialmente mineralizável diretamente no campo (in situ) (RAAP et.
al., 1979; ADAMS & ATTIWILL, 1986).
O método de incubação aeróbio mais utilizado é o proposto por STANFORD &
SMITH (1972). Neste método, o potencial de mineralização do nitrogênio é estimado pela
quantificação de formas inorgânicas de N (NH4+ e NO3
-) acumuladas no tempo em condições
de temperatura, umidade e aeração do solo adequadas ao desenvolvimento microbiano.
Segundo RAISON et al. (1987), a determinação do N mineralizável por meio de
incubações aeróbias pode superestimar o potencial de disponibilidade do N, pois além das
condições adequadas temperatura, os processos de peneiramento e umedecimento do solo na
capacidade de retenção de água contribuem para maior atividade microbiana (CABRERA et
al., 2005; BOEIRA, 2005). Contudo, a incubação aeróbia é considerada o método referência,
pois os agentes de transformação do N são os mesmos encontrados em condições de campo
(BUNDY & MEISSINGER, 1994; QAFOKU et. al., 2001; CURTIN & CAMPBELL, 2006).
8
O método aeróbio, porém, não é usado rotineiramente devido à longevidade do
procedimento, à baixa repetibilidade dos resultados, aos altos custos e ao estímulo à
mineralização causado pelo manuseio e preparo do solo (SHARIFI, et al.,, 2007; LUCE et al.,
2011).
Métodos de incubação anaeróbios de curta duração também são usados para estimar a
mineralização. Por esses métodos as amostras de solo são incubadas em condições saturadas
por um período de 7 a 14 dias e determina-se apenas o teor de N na forma amoniacal visto que
o processo de nitrificação não ocorre na ausência de oxigênio (KEENEY & BREMNER, 1966).
Em contraste aos métodos descritos anteriormente a incubação anaeróbia é mais simples,
rápida e menos dispendiosa.
Entretanto, a estimativa de mineralização obtida pelo método de incubação anaeróbia
tem se mostrado menos satisfatória que a obtida na incubação aeróbia (WIENHOLD, 2007;
LUCE et al., 2011). Contudo, alguns trabalhos têm demonstrado correlações significativas
entre o método aeróbio e anaeróbio (BOEIRA, 2005; WIENHOLD, 2007). Correlações
significativas entre o N potencialmente mineralizável obtido por incubação anaeróbia e o N
absorvido pelas plantas também foram relatadas em solos do Rio Grande do Sul e do estado
de São Paulo por RHODEN (2006) e YAGI (2009), respectivamente.
Para determinações in situ, vários métodos utilizando amostras de solo deformadas ou
indeformadas; amostras de solo + resinas trocadoras de íons, entre outros, foram
desenvolvidos. Atualmente, entre os métodos in situ, aqueles que usam amostras de solo
indeformadas são os mais empregados (RAISON & COHWLL, 1987; SCHAFFERS, 2000).
Por esses métodos as amostras são obtidas do interior de tubos inseridos em campo sendo,
portanto, livres de interferências do preparo do solo e alterações artificiais de umidade e
temperatura (RAISON & COHWLL, 1987). Mas, assim como nos métodos aeróbios de
incubação, as estimativas de mineralização in situ são trabalhosas, caras e demandam muito
tempo.
WIENNHOLD (2007) comparando o método de mineralização aeróbio de laboratório
com o método in situ, verificou estimativas de mineralização do N in situ inferiores às de
laboratório e atribuiu esse resultado às variações de temperatura e umidade observadas em
campo e ao estimulo à mineralização no preparo do solo do método de laboratório.
9
2.4 Lodo de esgoto: cálculo de dose com base no fornecimento de
nitrogênio
Uma opção interessante de fertilizante orgânico nitrogenado é o lodo de esgoto, tanto
sob o ponto de vista econômico como ambiental, uma vez que este geralmente é um insumo
de baixo custo para o produtor rural e seu uso em solo agrícola consiste em meio de
disposição adequado, considerando-se sua condição inicial de resíduo (BETTIOL &
CAMARGO, 2006).
Observando as porcentagens de nitrogênio em fertilizantes orgânicos comumente
utilizados na agricultura (Tabela 1), tem-se que o lodo de esgoto destaca-se como fonte de
nitrogênio, apresentando, em média, 2% deste nutriente.
Como já discutido, a definição de dose de nitrogênio a ser aplicada no solo é difícil em
função do dinamismo do processo de mineralização do nitrogênio na forma orgânica. Quando
se considera um fertilizante orgânico, além da dificuldade em estimar quanto de nitrogênio
oriundo do solo estará disponível para a cultura, ainda é necessário estimar quanto do
nitrogênio oriundo do insumo orgânico será disponibilizado durante o ciclo da cultura.
Tabela 1. Porcentagem média de nitrogênio em resíduos orgânicos.
N (%)*
Resíduos
Lodo de esgoto Esterco Bovino Cama de Frango
2,1 0,9 1,0
Fonte: RAIJ, 1997 e PROSAB, 1999. * Valores expressos em base seca.
Embora os fertilizantes orgânicos sejam utilizados há muito tempo na agricultura
brasileira, a recomendação de dose ainda é empírica, normalmente baseada na experiência de
uso de cada fonte orgânica. Particularmente para lodo de esgoto, existem regulamentações
com recomendações de cálculo de dose baseadas na mineralização do nitrogênio.
No Brasil, o uso agrícola de lodos de esgoto é regulamentado pela Resolução do
Conselho Nacional do Meio Ambiente – CONAMA n º 375 de 29 de agosto de 2006
(BRASIL, 2006a), que foi baseada na norma americana USEPA 40CFR 503 (USEPA, 1996).
Alguns estados possuem suas próprias normas, que podem ser mais conservativas, mas não
mais permissivas que a regulamentação federal. No estado de São Paulo, a norma técnica
4.230 de agosto de 1999 (Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental – CETESB,
1999) estabelece procedimentos e critérios para aplicação de lodo de sistema de tratamento
biológico em área agrícola. Caso o lodo de esgoto atenda uma série de requisitos
10
estabelecidos nas instruções normativas nº 25 e 27 do Ministério da Agricultura, Pecuária e
Abastecimento – MAPA (BRASIL, 2009b; BRASIL, 2006c), ele poderá ser registrado como
produto e ser comercializado diretamente ao consumidor final desde que respeitadas às
exigências de embalagem, rotulagem e verificadas as culturas consideradas aptas para a
fertilização com lodo de esgoto.
A Resolução CONAMA nº 375 (BRASIL, 2006a), que vale para todo o país, indica
que os cálculos da dose de lodo de esgoto a ser aplicada devem ser realizados com base em
três parâmetros: elevação de pH, carga acumulada de metais pesados no solo e
disponibilidade de nitrogênio. A menor dose calculada deverá ser a aplicada no campo. Na
maioria dos casos, o cálculo baseado na disponibilidade de nitrogênio resulta na menor dose
e, consequentemente, naquela que será aplicada no campo. Para lodos obtidos em processos
onde a adição de calcário consiste em etapa do tratamento para redução de patógenos, como
ocorre frequentemente no estado do Paraná, a elevação de pH poderá ser o parâmetro que
resulta na dose mais limitante.
O cálculo da taxa de aplicação de lodo baseado na disponibilidade de nitrogênio é
realizado pelo quociente entre a quantidade de nitrogênio recomendada para a cultura (em kg
ha-1
) e o teor de nitrogênio disponível no lodo (em kg t-1
).
N recomendado para a cultura (kg ha-1
)
Taxa de aplicação (t ha-1
) = ____________________________________________________________
N disponível (kg t-1
)
O N recomendado para a cultura é um valor tabelado estabelecido através de curvas de
respostas da cultura a aplicações de diferentes doses de fertilizantes em diferentes solos. No
estado de São Paulo o Boletim nº 100 (RAIJ, 1997) é recomendado para uso pela norma nº
4.230 de agosto de 1999 (CETESB, 1999). O nitrogênio disponível de lodo é definido com
base na fórmula:
Ndisp.= (TM/100) x (Ntotal- N-NH3) + N-NH4 + (N-NO2- + N-NO3
-)
Onde: Ndisp. = nitrogênio disponível em mg kg-1
; TM = taxa de mineralização do
nitrogênio orgânico presente no lodo (%); Ntotal = nitrogênio total determinado pelo método de
Kjeldahl em mg kg-1
; N-NH4 = nitrogênio amoniacal em mg kg-1
; (N-NO2- + N-NO3
-) =
nitrogênio nítrico (nitrito + nitrato) em mg kg-1
.
Para determinar a taxa de mineralização do nitrogênio, a norma CETESB (CETESB,
1999) indica dois métodos de incubação aeróbia de solo + resíduo: com ou sem lixiviação.
Em ambos os métodos, o teor de nitrogênio mineralizado da mistura solo + lodo é
11
determinado em tempos pré- estabelecidos até 126 dias. São aplicadas quatro diferentes doses
de lodo (0, 1 2 e 3 vezes a dose de lodo a necessidade requerida por certa cultura) e, no
mínimo, duas repetições para cada solo estudado. O nitrogênio acumulado ao fim da
incubação é subtraído do teor de N encontrado no tempo inicial e a obtenção do N líquido nas
diferentes doses é feito pela subtração da dose 0 das demais doses. A taxa de mineralização do
nitrogênio oriundo do resíduo é então determinada dividindo-se o N líquido pela dose de N
aplicada via lodo no solo (CETESB, 1999).
O método sem lixiviação é operacionalmente mais simples segundo COSCIONE e
ANDRADE (2006) e permite a avaliação simultânea de variações no pH do solo incubado.
Alternativamente à taxa de mineralização calculada, conforme descrito acima, a norma
nº 4.230 da Cetesb permite a adoção de taxas de mineralização fixas definidas originalmente
pelo departamento de meio ambiente e saúde do Estado da Carolina do Norte, EUA (DEHNR,
1994) em função do tipo de tratamento que o lodo recebeu – lodos de esgoto não digerido
(40%), lodos digeridos aerobicamente (30%), lodos digeridos anaerobicamente (20%) e lodos
compostados (10%). Esses valores calculados originalmente para regiões de clima temperado
também foram adotados na resolução CONAMA (BRASIL, 2006a).
Vários trabalhos foram desenvolvidos para estudar a taxa de mineralização do
nitrogênio em solos tratados com resíduos e os resultados têm sido variáveis. RYAN et al.,
(1973) relataram mineralização de 4 a 48% em 112 dias de incubação; PARKER AND
SOMMERS (1983) observaram taxas de 2 a 27% estudando 13 tipos de lodos; ADEGBIDI &
BRIGGS (2003) estudando cinco resíduos verificaram taxas de 12 a 57%; CORRÊA et al.
(2012) estudando a mineralização de cinco biossólidos obtiveram taxas entre 10 e 52%. No
Brasil, ALCANTARA et al. (2007) avaliando dois tipos de lodo em dois tipos de solos
encontraram taxa de 5 a 38%; BOEIRA et al. (2009) obtiveram taxa de mineralização de 14 a
43% de dois lodos de esgoto após 224 dias de incubação; ANDRADE et al. (2013) estudando
a dinâmica de mineralização do N em solos adubados continuamente com lodo verificaram
taxas de 7 a 16% e MORETTI et al. (2013) que relataram taxas de 18 a 68% em solo tratado
com lodo de esgoto.
Essa variedade de resultados pode ser explicada por diferenças no material de origem
dos lodos (CARNEIRO et al., 2013), diferenças nos teores de N nos mesmos (CABRERA et
al., 2005), pela falta de padronização das doses aplicadas nos experimentos de estudo
(GOMES et al., 2007), diferenças nas características dos solos tratados com o resíduo
(SCHOMBERG et al., 2009) e pelo tipo de tratamento que o lodo foi submetido (BOEIRA, et
al. 2002). Além disso, o processo de mineralização é influenciado por condições climáticas
12
(CROHN, 2004) e em condições tropicais a mineralização é mais intensa dada às condições
de umidade e temperatura mais favoráveis as atividades microbianas.
Dessa forma a adoção de taxas fixas pode implicar em discrepâncias na estimativa de
mineralização da fração orgânica do resíduo resultando em doses sub ou superestimadas de
nitrogênio (DYNIA et al., 2006).
Considerando-se que, de acordo com a resolução CONAMA, apenas uma fração do
resíduo, de no máximo 40%, mineraliza durante o ciclo agrícola de determinada cultura,
entende-se que a carga orgânica aplicada em excesso continua mineralizando, mas o efeito da
mineralização remanescente não é prevista no cálculo de recomendação posterior. Assim, em
solos com reaplicação do resíduo a adoção de uma taxa fixa pode resultar em doses
superestimadas, pois desconsidera a contribuição da aplicação anterior em fornecer nitrogênio
no solo. Isso implica em concentrações cada vez maiores de N inorgânico (NO3-) no solo
passível de lixiviação e contaminação de águas subterrâneas (OLIVEIRA et al., 2001;
DYNIA et al., 2006).
Nos trabalhos citados acima a maior taxa de mineralização calculada foi de cerca de
50% o que indica que pelo menos metade do N aplicado permaneceu no solo mineralizando,
provavelmente numa velocidade menor, porém contínua. BOEIRA & MAXIMILIANO
(2009) e ANDRADE et al. (2013) estudando a mineralização do nitrogênio de solos com
diferentes históricos de uso relataram que aplicações sucessivas do resíduo aumentam o teor
de N potencialmente mineralizável no solo, o que sugere a necessidade de considerar o efeito
de aplicações anteriores.
Segundo PRATT et al., (1973) a contribuição dos resíduos orgânicos no fornecimento
de nitrogênio reduz com o tempo. Esses autores estudando diferentes resíduos verificaram
taxas de mineralização de nitrogênio decrescente com o tempo. Para o lodo de esgoto líquido,
esses mesmos autores estimaram taxa de mineralização de 35% no primeiro ano, 10% no
segundo ano, 6% no terceiro e, 5% a partir do quarto ano.
Pelo exposto e pela variedade de fatores que influenciam o processo de mineralização
fica evidente a necessidade de compreender a dinâmica do nitrogênio em solos que receberam
mais de uma aplicação do resíduo. Além de que dada a variedade de composição dos resíduos
e tratamento recebido nas estações de tratamento é conveniente determinar o potencial de
mineralização do nitrogênio do resíduo.
13
3 MATERIAL E MÉTODOS
A presente pesquisa foi desenvolvida a partir de duas áreas experimentais há mais de
sete anos tratadas com doses de lodo de esgoto (LE), nos municípios de Jaguariúna, SP e
Campinas, SP, respectivamente pertencentes à Embrapa Meio Ambiente (CNPMA) e ao
Instituto Agronômico (IAC). A descrição das áreas experimentais será feita na sequência.
Para estudar a TMN do lodo de esgoto após aplicação no solo e compreender a
disponibilidade de N em solos previamente (efeito residual) ou não tratados com lodo, a
pesquisa foi dividida em duas partes, sendo uma conduzida em laboratório para avaliação de
método anaeróbio rápido para estimar o N mineralizável e outra conduzida no campo para
estimar a TMN e quantificar o N absorvido por plantas de milho.
3.1 Descrição das áreas experimentais
3.1.1 Campo experimental da Embrapa Meio Ambiente
O campo experimental da Embrapa Meio Ambiente está localizado no município de
Jaguariúna – SP (latitude 22º41’S, longitude 47ºW) e o solo da área experimental é
classificado (EMBRAPA, 2006) como Latossolo Vermelho distroférrico de textura argilosa.
O experimento foi iniciado em 1999 com o objetivo de avaliar o potencial de uso
agrícola de lodos de esgoto provenientes das Estações de Tratamento de Esgotos de
Barueri, SP e Franca, SP; ambas operadas pela SABESP. O delineamento experimental
adotado foi de blocos ao acaso (3), com parcelas de 200 m2, em esquema fatorial 2 x 5 (2
lodos e 5 doses), além do tratamento com adubação mineral. Detalhes sobre esse experimento
podem ser obtidos em BETTIOL & GHINI (2011).
Somente parte da referida área experimental foi utilizada nesta pesquisa e a escolha foi
em função do maior tempo de reaplicação do lodo de esgoto de Franca, iniciado em 1999 e
com aplicações anuais até o ano de 2010 (exceto 2006), num total de 15 parcelas
experimentais (Figura 2). A dose referência (1N) para aplicação foi determinada a cada ano a
partir do teor e disponibilidade do N do lodo e na exigência em N da cultura do milho (90 a
120 kg ha-1
), gerando doses entre 10 e 15 t ha-1
ano-1
(base seca). Além da dose referência,
foram testadas doses correspondentes a 0, 2, 4 e 8 vezes a referência, sendo denominadas de
0N, 2N, 4N e 8N, respectivamente.
14
Figura 2. Aspecto geral da área experimental com lodo de esgoto na
Embrapa Meio Ambiente, Jaguariúna, SP; com aplicações
anuais do resíduo entre 1999 e 2010 e retomada das
aplicações e cultivo de milho em 2012.
Em dezembro de 2012 a área experimental voltou a receber lodo de esgoto, porém da
Estação de Tratamento de Jundiaí, SP; operada pela Companhia de Saneamento de Jundiaí –
CSJ. Semelhante ao realizado em anos anteriores, os tratamentos foram: 0 (sem lodo); 1; 2; 4
e 8 vezes a dose de lodo recomendada para atender a demanda de N pelo milho. A dose
referência do lodo foi calculada em função do teor de N do resíduo e da TMN (30% - em
função do tipo de lodo, conforme CETESB, 1999; e CONAMA, 2006). O LE foi aplicado em
área total e posteriormente incorporado na camada 0 a 20 cm. Ao todo desde 1999 foram 13
aplicações de LE na área experimental aqui utilizada. As parcelas com lodo receberam
complementação com KCl, visto que lodos de esgoto em geral são pobres em potássio.
3.1.2 Campo experimental do Instituto Agronômico
O campo experimental está localizado no município de Campinas – SP, no Centro
Experimental Central do Instituto Agronômico (IAC), na Fazenda Santa Elisa. O solo é
classificado (EMBRAPA, 2006) como Latossolo Vermelho eutroférrico, de textura argilosa.
A área experimental foi estabelecida no ano de 2001, em delineamento inteiramente ao
acaso, com 4 repetições e parcelas experimentais de 100 m2 (Figura 3).
15
Figura 3. Vista aérea da área experimental com lodo de esgoto no
Instituto Agronômico, Campinas, SP; com aplicações anuais
do resíduo entre 2001 e 2007 e retomada das aplicações e
cultivo de milho em 2012.
Entre os anos de 2001 e 2007 a área experimental recebeu lodo de esgoto da Estação
de Tratamento de Jundiaí, SP; em doses calculadas para fornecer o equivalente a 80 kg ha-1
de
N para a cultura do milho (1N) e o dobro desse valor (2N). As doses referentes a 1N de lodo
(base seca) nesse período ficaram entre 7 e 10 t ha-1
ano-1
. Um tratamento com adubação
nitrogenada mineral (AM) equivalente à quantidade aplicada em 1N de lodo também tem sido
conduzido desde então na área experimental.
Em dezembro de 2012 a área voltou a receber lodo da Estação de Tratamento de
Jundiaí em dose referência (1N) calculada para fornecer 120 kg ha-1
de N, considerando-se
30% de TMN e o teor de N no lodo. Os demais tratamentos consistiram na aplicação do dobro
da dose referência (2N) e na adubação com 120 kg ha-1
de N via nitrato de amônio (AM).
Houve incorporação do lodo à camada 0 a 20 cm do solo, realizada manualmente entre
2001 e 2007 e com enxada rotativa em 2012. A complementação potássica também foi
realizada nos tratamentos como lodo, à semelhança do realizado na área experimental da
Embrapa. Ao todo entre 2001 e 2012 foram 8 aplicações de lodo ou adubação nitrogenada
mineral. Mais detalhes estão disponíveis em BUENO et al. (2011).
16
3.2 Experimento de campo
Em outubro de 2012 nas duas áreas experimentais foi realizada calagem para elevação
da saturação por bases a 80%. Alguns atributos químicos do solo após correção da acidez são
apresentados na tabela 2.
Tabela 2. Atributos químicos de fertilidade dos solos das áreas experimentais do Instituto
Agronômico (IAC) e da Embrapa Meio Ambiente.
IAC Embrapa Meio Ambiente
1N* 2N AM 0N 1N 2N 4N 8N
M.O. (g dm-3
) 27 39 27 23 27 30 35 35
pH CaCl2 5,7 5,6 5,6 5,4 4,9 5 5,1 4,9
H + Al (mmolc dm-3
) 20 31 25 31 42 42 42 47
P (mg dm-3
) 46 125 17 6 22 49 96 133
K (mmolc dm-3
) 3,8 2,8 3,6 0,7 2,4 1,9 2,1 2,1
Ca (mmolc dm-3
) 71 77 39 50 46 36 46 44
Mg (mmolc dm-3
) 60 69 19 30 27 15 22 21
SB (1)
(mmolc dm-3
) 134,8 148,8 61,6 80,7 75,4 52,9 70,1 67,1
CTC (1)
(mmolc dm-3
) 154,8 179,8 86,6 111,7 117,4 94,9 112,1 114,1
V (%) (1)
87 83 71 72 64 56 63 59
S (mg dm-3
) 25 82 14 4 6 6 8 14
B (mg dm-3
) 0,15 0,25 0,26 0,21 0,22 0,24 0,23 0,31
Cu (mg dm-3
) 10,5 19,5 5,6 0,7 1,8 2,8 4,7 5,7
Fe (mg dm-3
) 28 90 14 36 99 212 258 349
Mn (mg dm-3
) 19,6 12,8 20,8 1,9 3,3 3,9 4,3 5,6
Zn (mg dm-3
) 16,1 17,3 1,7 0,6 3,6 8,1 15,3 22 (1)
SB - saturação por bases (K+ + Ca
2+ + Mg
2+), CTC – capacidade de troca catiônica (SB + H + Al), V% -
porcentagem de saturação por bases (SB x 100/ CTC). *
Dose de nitrogênio aplicada anualmente ao solo: AM,
adubação nitrogenada mineral; 1N dose referência de lodo para fornecimento de N equivalente a adubação
mineral; e 0N, 2N, 4N e 8N doses de lodo correspondentes a respectivamente 0, 2, 4 e 8 vezes o recomendado na
dose referência.
O LE foi distribuído manualmente nas parcelas em dezembro de 2012, com umidade
de 63% (massa/massa) e em doses (base seca) correspondentes a 14,6; 29,1; 58,2; e 116,4 t
ha-1
(tratamentos 1N, 2N, 4N e 8N, respectivamente). O cálculo das doses foi realizado em
função do teor de N Kjeldahl apresentado na tabela 3, de valor de TMN de 30%, conforme
indicado na Resolução 375 do CONAMA (CONAMA, 2006) e exigência de N pela cultura do
milho igual a 120 kg ha-1
(RAIJ et al., 1997).
Todas as parcelas receberam adubação com 133 kg ha-1
de K2O via cloreto de potássio.
Cerca de uma semana após a aplicação, o lodo foi incorporado ao solo, na camada 0 a
20 cm, usando arado.
Conforme mencionado na descrição das áreas experimentais, o resíduo aplicado foi
obtido junto a Companhia de Saneamento de Jundiaí (CSJ), que opera a Estação de
Tratamento de Esgotos do município de Jundiaí, SP. O lodo foi gerado por meio de
17
tratamento biológico aeróbio, seguida de fase de decantação em lagoas e posterior
condicionamento com polímero sintético e desidratação. As características químicas do
resíduo são apresentadas na tabela 3.
Tabela 3. Características químicas do lodo de esgoto aplicado em 2012 nas áreas
experimentais da Embrapa Meio Ambiente e do Instituto Agronômico.
Atributos* Valor Atributos Valor
Umidade a 65ºC (g 100g-1
) 63 Magnésio (g kg-1
) 2,21
pH H2O 7,21 Enxofre (g kg-1
) 22,05
CTC 218,48 Manganês (mg kg-1
) 0,33
N Kjeldahl (g kg-1
) 29,39 Cobre (mg kg-1
) 0,36
N amoniacal (g kg-1
) 0,70 Cromio (mg kg-1
) 0,12
N nítrico (g kg-1
) 0,18 Cádmio (mg kg-1
) 0,01
Carbono (g kg-1
) 315,55 Níquel (mg kg-1
) 0,05
Sólidos Voláteis (%) 51,30 Zinco (g kg-1
) 2,73
Sólidos Totais (%) 33,13 Ferro (g kg-1
) 27,02
Fósforo (g kg-1
) 11,83 Alumínio (g kg-1
) 22,42
Cálcio (g kg-1
) 15,89 Chumbo (mg kg-1
) 0,13
*Concentrações expressas na massa seca (exceto Umidade).
Após a incorporação do lodo, o milho (híbrido simples de alta produtividade) foi
semeado mecanicamente utilizando-se um espaçamento de 0,45 m entre linhas, totalizando 90
mil plantas por hectare.
Cerca de vinte dias após a incorporação do lodo e uma semana após o plantio, foram
instalados tubos de PVC para quantificação in situ da mineralização do N aplicado via doses
de lodo. Para isso, foram enterrados verticalmente tubos de PVC (30 cm comprimento e 5 cm
de diâmetro), na camada 0 a 20 cm, semelhante ao descrito em ADAMS & ATTIWILL
(1986) e STENGER et al. (1996). Foram colocados três (3) conjuntos de três (3) tubos em
cada tratamento (Figura 4).
Figura 4. Ilustração do conjunto de tubos instalado no campo.
18
Para cada conjunto de três tubos, um deles foi retirado imediatamente após sua
colocação no solo, caracterizando tempo inicial ou tempo 0 (zero). Os outros dois tubos
permaneceram no campo por 30 dias, sendo que um com a extremidade superior aberta e
outro com extremidade superior fechada. Os tubos com a extremidade aberta foram colocados
para permitir a lixiviação, enquanto que nos tubos com a extremidade fechada preveniu-se
contra lixiviação. Na porção superior dos tubos, que permaneceu fora do solo, foram feitos
dois furos laterais para permitir trocas gasosas.
No momento de retirada dos tubos que permaneceram 30 dias no campo, novos
conjuntos de três tubos foram instalados e a coleta repetiu-se conforme descrito
anteriormente, isto é, com retirada de um dos tubos imediatamente após o enterrio no solo e
outros dois permanecendo no campo por 30 dias.
Esse procedimento foi repetido de forma que amostras de solo contidas no interior dos
tubos foram coletadas aos 20, 50, 80 e 110 dias após incorporação do lodo, período em que a
cultura do milho permaneceu no campo. As amostras coletadas foram homogeneizadas no
campo e acondicionadas sob refrigeração para posterior análise dos teores de N-NH4+ e
N-NO3-.
A extração do N inorgânico foi realizada com solução de KCl 2 mol L-1
e utilizando-se
5 g de amostra de solo (relação solo : solução de 1 : 10), na presença de 2,5 cm3 de carvão
ativado (KEENEY, 1982). O extrato foi agitado por trinta minutos em mesa horizontal a 120
rpm e posteriormente filtrado.
Os teores de N-NH4+ e N-NO3
- foram determinados por meio de sistema automático de
injeção em fluxo contínuo (FIA) e leitura colorimétrica, conforme descrito em KROM (1980) e
KAMPHAKE et al. (1967), respectivamente. Outra porção com cerca de 10g da mistura (solo +
lodo) foi usada na determinação da umidade para uso posterior na correção dos dados para massa
seca.
O método indica que o N mineralizado em cada tempo de coleta deve ser obtido por
diferença entre os teores de N inorgânico dos tubos que permaneceram no campo e àquele
obtido a partir das amostras contidas nos tubos do tempo inicial (amostra coletada no dia de
enterrio dos tubos de cada tempo de coleta). O N lixiviado corresponde à diferença entre os
tubos fechado e aberto.
Amostras de planta de milho foram também coletadas próximas a época de colheita, nas
duas áreas experimentais (Embrapa e IAC), visando à quantificação do N absorvido pela cultura.
Foram amostradas seis plantas por parcela e no campo separadas em colmo, brácteas + folhas e
espiga (posteriormente separou-se, em laboratório, sabugo e grãos). As amostras foram secas
19
a 65oC para quantificação da massa seca e depois foram moídas em moinho de faca para
garantir a homogeneidade e granulometria das amostras.
O teor de N nos tecidos vegetais foi determinado por meio de combustão seca, em
analisador elementar CN (Analisador Elementar Truspec CN – LECO, Método de Dumas).
A quantidade de N absorvida pelas plantas foi calculada a partir dos resultados de
massa seca e teor de N, somando-se os compartimentos colmo, brácteas + folhas e grãos (o
sabugo foi desprezado nessa avaliação).
3.3 Experimento de laboratório
Aos 40 dias após a calagem e antes da aplicação do lodo, amostras de solo (camada 0 a
20 cm) foram retiradas em três pontos por parcela, nas duas áreas experimentais (Embrapa e
IAC), obtendo-se uma amostra composta representativa do tratamento. O solo foi peneirado
em malha de 2 mm, seco ao ar e armazenado até o momento de uso. Às amostras de solo dos
tratamentos 0N, 1N, 2N, 4N e 8N provenientes da área experimental da Embrapa e às
amostras de solo dos tratamentos AM, 1N e 2N da área experimental do IAC foram aplicadas
novas doses de lodo de esgoto (Tabela 3). As doses corresponderam a 0, ½, 1, 2 e 4 vezes o
recomendado para a cultura do milho (120 kg ha-1
), considerando-se no cálculo uma TMN de
30% e o teor de N obtido na caracterização do resíduo (Tabela 3). Para maior homogeneidade
das misturas de solo e lodo, de forma a minimizar a variabilidade não controlada, optou-se por
utilizar amostra de lodo seco (40oC até massa constante), moído e peneirado em malha 2 mm.
Cinco gramas de solo de cada tratamento (campo) foram acondicionados em tubos tipo
Falcon de 50 mL de volume e acrescidos de 0; 0,016; 0,032; 0,065 e 0,130 g de lodo (massa
seca) respectivamente para as doses 0, ½, 1, 2 e 4 vezes a necessidade de N. Foram
preparadas quatro repetições para cada combinação entre tratamento e dose.
Antes de iniciar a incubação foi realizada a extração do N inorgânico referente ao
tempo zero, adicionando-se 12,5 mL de água deionizada e em seguida 12,5 mL de solução de
KCl 4 mol L-1
, agitando-se em mesa horizontal a 120 rpm por 30 minutos e filtrando-se para
obter o extrato para análise. Aos tubos contendo solo e solo + lodo para incubação, adicionou-
se 12,5 mL de água deionizada e estes foram em seguida colocados em estufas incubadoras
tipo BOD com temperatura de 40 ºC ± 1, onde permaneceram sete dias conforme descrito por
KEENEY & BREMNER (1966). Ao final deste período foi feita extração com 12,5 mL de
solução de KCl 4 mol L-1
.
20
O extrato foi analisado por sistema automático de injeção em fluxo contínuo (FIA) e as
concentrações de N-NH4+ e N-NO3
- foram determinadas pelos métodos colorimétricos descritos
por KROM (1980) e KAMPHAKE et al. (1967), respectivamente.
3.4 Análise estatística dos resultados
Os dados do experimento de campo foram submetidos à Análise de Variância
(ANOVA) e posteriormente a análise de regressão para doses de lodo no caso da área
experimental da Embrapa ou teste de Tukey para a área experimental do IAC. O nível de
significância adotado, tanto no teste F, como na comparação de médias foi de 10% de
probabilidade, visto a alta variabilidade normalmente associada a dados de N inorgânico em
amostras de solo.
Para o experimento de laboratório, considerou-se esquemas fatoriais 5 x 5 e 3 x 5,
respectivamente para as áreas experimentais da Embrapa e do IAC, sendo os seguintes fatores
de variação: efeito residual x novas doses. Os dados também foram submetidos a ANOVA e
posterior análise de regressão ou comparação de médias para o efeito residual e regressão para
novas doses.
Correlações estatísticas, principalmente entre dados de laboratório e campo foram
utilizadas para avaliar a eficiência do método anaeróbio em estimar o N mineralizado.
21
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Estimativa da mineralização do nitrogênio em condição de campo (in
situ)
4.1.1 Tubos
O método escolhido para avaliação da mineralização do nitrogênio in situ fundamenta-
se em diferenças no N inorgânico do solo amostrado por meio da instalação de conjuntos de
três tubos de PVC, em que a retirada dos mesmos ocorre em tempos pré-determinados. Um
dos tubos é retirado imediatamente após sua colocação (tempo inicial), enquanto os dois tubos
restantes permanecem por cerca de 30 dias no campo (um com a extremidade superior aberta
e outro com a extremidade superior fechada). Nessas amostras de solo são determinados os
teores de N inorgânico, sendo a diferença entre o inicial e após 30 dias atribuída a
mineralização do N no referido período.
Na tabela 4 são apresentados os resultados da comparação dos valores obtidos para os
três tubos, independentemente da dose de lodo e do tempo de coleta.
Tabela 4. Teores de amônio, nitrato e N inorgânico no solo em função da retirada de tubos de
PVC contendo amostras referentes ao tempo inicial e após 30 dias de permanência
no campo (tubos com extremidade superior aberta ou fechada).
Tempo N-NH4+ N-NO3
- N inorgânico
(1)
--------------------------- mg kg-1
---------------------------
Tempo inicial 78 A (2)
120 A 198 A
30 dias – aberto 12 B 106 A 118 A
30 dias – fechado 37 AB 170 A 207 A
CV (%) 238 153 147 (1) N inorgânico = N-NH4
+ + N-NO3
-.
(2) Médias seguidas de mesma letra na coluna não diferem pelo teste de Tukey a 10%.
Observa-se na tabela 4 que as concentrações de N na forma amoniacal e nítrica, bem
como da soma de ambas (N inorgânico), foram semelhantes entre o tempo inicial e após 30
dias (tubos aberto e fechado). Tal semelhança não era esperada, pois nos tubos que
permanecem no campo, principalmente nas parcelas contendo lodo recém aplicado, a
expectativa era de teores aos 30 dias superiores aos inicialmente determinados. Nesse sentido,
não foi possível estimar a mineralização do N no campo utilizando-se o método conforme
proposto por ADAMS & ATTIWILL (1986). Mesmo diferenças no teor de N inorgânico do
22
tubo aberto (sujeito a perdas por lixiviação), comparativo ao tubo fechado (não sujeito a
perdas por lixiviação), não foram detectadas.
De alguma forma, os tubos que permaneceram no campo alteraram a dinâmica de
mineralização do N. No presente trabalho, uma modificação foi feita em relação ao método
original, em que eram previstos furos laterais para, presumivelmente estabelecer o equilíbrio
da umidade do solo entre o ambiente interno e externo do tubo. No entanto, em função de
resultados da literatura pouco conclusivos sobre a mineralização do N (VIEIRA &
CARDOSO, 2003; SOARES, 2003 e GONÇALVES, 2005), cujos tubos alocados no campo
apresentavam os referidos furos laterais, optou-se por não fazê-los, pois uma fonte de erro
poderia ser a difusão de formas inorgânicas de N entre os ambientes interno e externo, de
forma a prejudicar a observação de possíveis alterações em função do tempo de permanência
no campo.
Avaliando a mineralização no campo, porém colocando-se vasos de 12L ao invés de
tubos e realizando amostragens mensais nos mesmos vasos durante 360 dias, PAULA et al.
(2013) também citaram dificuldades para a determinação da TMN de cinco resíduos
orgânicos aplicados na superfície do solo ou incorporado, dentre eles um lodo de esgoto.
Nesse trabalho os autores testaram alternativamente diferentes formas de cálculo da TMN a
partir dos resultados de campo, optando pelo uso da razão entre o N mineralizado em
determinado tempo e o N potencialmente mineralizável, cujos valores de TMN para o lodo de
esgoto incorporado ao solo em dose equivalente a 10 t ha-1
(base seca) foram 26, 46, 60 e
70%, respectivamente para 30, 60, 90 e 120 dias após a aplicação.
A partir dos resultados de N-NH4+, N-NO3
- e N inorgânico das amostras de solo
retiradas do campo sempre em seguida a colocação dos tubos (tempos iniciais), procurou-se
alternativamente formas para determinação da TMN, uma vez que o problema metodológico
foi identificado nas amostras referentes aos tubos que permaneceram no campo. Dessa forma,
foram consideradas para esta etapa as amostras retiradas por meio dos tubos após 20, 50, 80 e
110 dias da incorporação do lodo ao solo.
O teor de N-NH4+ no solo foi influenciado pela dose de lodo e época de amostragem,
com interação entre estes fatores.
Aos 20 dias da incorporação do lodo, os teores de N-NH4+ no solo aumentaram com a
dose de lodo aplicada (Tabela 5), mas após esse período nenhuma diferença em função das
doses foi observada. Considerando que 97% do total de N do lodo estavam sob formas
orgânicas (Tabela 3) e que a amonificação é a primeira etapa do processo de mineralização do
N orgânico adicionado via lodo, esperava-se, de fato, efeitos de dose em relação aos tempos
23
iniciais de avaliação. Além disso, parte do N (2,4%) já estava na forma amoniacal,
correspondendo à adição de 10 a 80 kg ha-1
de N-NH4+ (Tabela 5).
Em laboratório, BOEIRA (2009) também observou nos períodos iniciais de incubação
(até 14 dias) comportamento linear de aumento do N-NH4+ do solo em função de doses de
lodo aplicadas.
Vale a pena lembrar que a ausência de efeito de dose nos tempos posteriores de
avaliação até 110 dias não significa que a amonificação cessou, mas sim que as diferenças
entre os tratamentos não foram suficientemente elevadas em relação à variação não
controlada.
y = 65,12x - 37,87
r² = 0,872; p < 0,0001
-100
0
100
200
300
400
500
600
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
N-N
H4
+(m
g k
g-1
)
Tratamentos
N N N N N
Figura 5. Teor de amônio em solo tratado continuamente com lodo de
esgoto (1N, 2N, 4N e 8N) ou não (0N), 20 dias após
incorporação do resíduo. 0N – sem adição de lodo; 1N – dose
referência de lodo calculada para fornecer 120 kg ha-1
de N
considerando 30% como taxa de mineralização do N; e 2N,
4N e 8N – doses correspondentes a 2, 4 e 8 vezes a dose
referência.
O efeito do tempo no teor de N-NH4+ no solo somente foi observado para a maior dose
de lodo aplicada (Figura 6), mas muito provavelmente isso também tenha ocorrido para as
demais doses, porém com diferenças insuficientes frente à variabilidade natural desses teores
no campo. Novamente reportando a dinâmica do N orgânico aplicado ao solo, após a primeira
etapa do processo de mineralização, ou seja, com a geração de NH4+ a partir da amonificação,
há, em ambiente aeróbio, a oxidação desse amônio até formas nítricas (MOREIRA &
SIQUEIRA, 2006), o que explica a redução do teor de N-NH4+ com o tempo após aplicação
do resíduo (ANDRADE et al., 2006).
24
y = 0,086x2 - 17,24x + 857,0
r² = 0,999; p < 0,0001
0
100
200
300
400
500
600
0 20 40 60 80 100 120
N N
H4
+(m
g k
g-1
)
Tempo (dias)
Figura 6. Teor de amônio no solo em função do tempo no tratamento
com oito vezes a dose necessária de N via lodo (8N) para
atendimento a exigência nutricional do milho.
O teor de N-NO3- no solo variou em função das doses de lodo de esgoto aplicadas e
em função do tempo, porém com interação não significativa entre esses fatores.
A concentração de N na forma nítrica aumentou linearmente com a dose de lodo,
variando entre 15 e 242 mg kg-1
(Figura 7).
y = 27,86x + 9,041r² = 0,959; p < 0,0023
0
50
100
150
200
250
300
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
N-N
O3
-(m
g k
g-1
)
Tratamentos
N N N N N
Figura 7. Teor de nitrato em solo tratado continuamente com lodo de
esgoto (1N, 2N, 4N e 8N) ou não (0N), 20 dias após
incorporação do resíduo. 0N – sem adição de lodo; 1N – dose
referência de lodo calculada para fornecer 120 kg ha-1
de N
considerando 30% como taxa de mineralização do N; e 2N, 4N e
8N – doses correspondentes a 2, 4 e 8 vezes a dose referência.
25
A dinâmica dos teores de N-NO3- no tempo é mostrada na figura 8, em que é possível
perceber um pico de mineralização entre 50 e 60 dias após a incorporação do lodo ao solo.
Posteriormente a esse período de máxima disponibilidade de N-NO3- no solo, houve redução
expressiva dos teores até o final do período de avaliação – 110 dias.
y = -0,059x2 + 6,842x - 33,31r² = 0,845; p < 0,032
0
50
100
150
200
250
0 20 40 60 80 100 120
N-N
O3
-(m
g k
g-1
)
Tempo (dias)
Figura 8. Teor de nitrato em solo tratado continuamente com lodo de
esgoto em função do tempo após incorporação de doses de
lodo de esgoto.
Menores teores de nitrato no início da incubação (Figura 8) são concordantes com o
resultado observado para o amônio (Figura 5), pois somente a partir da liberação de amônio é
que o processo de nitrificação passará a ocorrer mais intensamente, de forma a incrementar o
N-NO3- em tempos subseqüentes de avaliação. A redução do N nítrico após 58 dias (ponto de
máximo) é provavelmente função de algum nível de perda por lixiviação, mas principalmente
devido à absorção pelas plantas. De acordo com dados disponíveis em CANTARELLA &
DUARTE (2004) cerca de 50 a 75% do total de N acumulado pelo milho ocorre até o
florescimento, o que acontece por volta de 60 dias após a emergência, mas que pode variar em
função do acúmulo de graus-dia. Nesse mesmo período inicial espera-se maior
disponibilização de N pela mineralização do lodo. Segundo dados de ANDRADE et al.
(2013), obtidos em condições controladas de umidade e temperatura, metade do total de N
mineralizado do lodo de esgoto em 126 dias de avaliação ocorre nos primeiros 10 a 14 dias.
Isso significa que na medida em que o tempo passa a mineralização do N do lodo ocorre à
menores taxas, mas a absorção do N pela cultura continua, o que explica a redução no teor de
N-NO3- com o tempo.
26
De forma semelhante, VIEIRA & CARDOSO (2003) avaliaram a mineralização de
nitrogênio em solo tratado com lodo de esgoto no campo e também observaram redução no
teor de nitrato a partir dos 66 dias após a emergência de plantas de milho.
O N inorgânico, obtido na soma do N nas formas amoniacal e nítrica (N-NH4+ + N-
NO3-) também foi alterado em função dos fatores testados, mas sem interação significativa.
O N inorgânico aumentou linearmente com as doses de lodo aplicadas (Figura 9) e a
partir do coeficiente angular obtido pôde-se estimar a taxa de mineralização do N adicionado
ao solo via lodo.
y = 50,93x - 0,168r² = 0,932; p < 0,0002
0
100
200
300
400
500
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
N in
org
ân
ico
(m
g k
g-1
)
Tratamentos
N N N N N
Figura 9. Teor de nitrogênio inorgânico em solo tratado continuamente
com lodo de esgoto (1N, 2N, 4N e 8N) ou não (0N). 0N –
sem adição de lodo; 1N – dose referência de lodo calculada
para fornecer 120 kg ha-1
de N considerando 30% como taxa
de mineralização do N; e 2N, 4N e 8N – doses
correspondentes a 2, 4 e 8 vezes a dose referência.
Considerando que a dose referência (1N) aplicada para atender a exigência da cultura
em N foi igual a 14,6 t ha-1
de lodo de esgoto (base seca) e que a concentração de N no lodo
foi de 29,4 g kg-1
(Tabela 3), para cada tonelada de lodo aplicada, 29,4 kg de N foram
adicionadas ao solo. De modo semelhante, porém admitindo-se que para cada 14,6 t ha-1
de
lodo aplicado, 50,9 mg kg-1
de N inorgânico (coeficiente angular – Figura 9) foi
disponibilizado no solo e que 1 hectare na camada 0 a 20 cm possui 2 milhões de quilogramas
de terra (densidade igual a 1 g cm-3
), chega-se ao valor de 7,0 quilogramas de N inorgânico no
solo por tonelada de lodo aplicada. Fazendo-se a razão entre o N inorgânico no solo (7,0 kg
t-1
) e N aplicado (29,4 kg t-1
), tendo como base uma (1) tonelada de lodo aplicada, em base
seca, tem-se 24% como TMN.
27
A taxa obtida em campo mostrou-se superior à determinada em condições controladas
(cerca de 20% - item 4.3), contudo não atingiu o valor de 30% indicado na Resolução 375 do
CONAMA (BRASIL, 2006a). No entanto, além de pressupor perdas mínimas de N por
lixiviação ou outra rota qualquer, não se considerou o N absorvido pelas plantas de milho, ou
seja, a TMN deve ser superior a 24%.
Para melhorar a estimativa do N mineralizado por meio dos resultados de campo,
calculou-se a quantidade de N absorvida para cada tonelada de lodo aplicada pela equação de
reta da figura 14. Dessa forma, estimou-se que 3,8 kg t-1
de LE foram absorvidos pela cultura
do milho. Somando-se este valor aos 7,0 kg de N no solo e ponderando-se pelo N aplicado,
chega-se a TMN de 36%.
No tempo, independente da dose de lodo aplicada, houve redução nos teores de N
inorgânico no solo (Figura 10), o que é função do balanço entre mineralização de N a partir
do lodo e absorção desse nutriente pelas plantas de milho, influenciado por algum nível de
perda, principalmente por lixiviação, conforme comentado anteriormente para o N-NO3-.
y = -2,597x + 321,4r² = 0,814; p < 0,0017
0
50
100
150
200
250
300
0 20 40 60 80 100 120
N in
org
ân
ico
(m
g k
g-1
)
Tempo (dias)
Figura 10. Teor de N inorgânico no solo em função do tempo após
incorporação de doses de lodo de esgoto.
4.2 Absorção de nitrogênio por plantas de milho
Os teores foliares de nitrogênio no milho foram influenciados pelas doses de lodo, nas
duas áreas experimentais avaliadas. Na área experimental do IAC, os teores de N observados
nos tratamentos 1N e 2N foram respectivamente 25 e 35% superiores ao valor médio
encontrado no tratamento AM (Figura 11).
28
0
3
6
9
12
15
18
AM 1N 2N
Teo
r d
e N
(m
g k
g-1
)
Tratamentos
C
B
A
Figura 11. Teor foliar de nitrogênio nas plantas de milho cultivadas em
solo adubado continuamente com lodo de esgoto (1N e 2N)
ou adubação mineral (AM) na área experimental do IAC. AM
adubação nitrogenada de 120 kg ha-1
de N mineral; e 1N e 2N
- doses de lodo correspondente a 120 e 240 kg ha-1
de N,
considerando a concentração de N no lodo e 30% de taxa de
mineralização do N. Letras iguais nas colunas não diferem
entre si pelo teste de Tukey a 10% de probabilidade.
É importante destacar que a diferença verificada entre os tratamentos AM e 1N
(Figura 11), é atribuída ao efeito residual do lodo, uma vez que o cálculo da dose de lodo visa
atender a exigência da cultura, tal qual a premissa da adubação mineral. No entanto, conforme
resultados apresentados por PITOMBO (2011), o estoque de N no solo da área experimental
do IAC (camada 0 a 20 cm) aumentou na ordem de 33% entre os tratamentos AM e 1N,
passando de 2,6 t ha-1
de N para 3,5 t ha-1
de N, respectivamente. Dessa forma, o efeito
residual do lodo está relacionado com o incremento na disponibilidade de N no solo após
sucessivas aplicações, quer seja em função do estoque do nutriente no solo, tal qual mostrado
em PITOMBO (2011), quer seja por meio de alteração na taxa de mineralização do N do solo
ou de dose de lodo recém aplicada. Outras discussões acerca da taxa de mineralização do N
em solos tratados com lodo serão feitas mais adiante neste documento.
Na área experimental da Embrapa, observou-se relação direta entre a adição de lodo e
o teor de N nas folhas (Figura 12), o que concorda com outros resultados da literatura
(NASCIMENTO et al., 2004; GOMES, et. al., 2007; TANIGUCHI, 2010).
29
y = -0,089x2 + 1,357x + 11,31
r² = 0,882; p < 0,0327
10
12
14
16
18
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
Teo
r d
e N
(m
g k
g-1
)
Tratamentos
N N N N N
Figura 12. Teor foliar de nitrogênio nas plantas de milho cultivadas em
solo adubado continuamente com lodo de esgoto (1N, 2N, 4N
e 8N) ou não (0N) na área experimental da EMBRAPA. 0N –
sem adição de lodo; 1N – dose referência de lodo calculada
para fornecer 120 kg ha-1
de N considerando 30% como taxa
de mineralização do N; e 2N, 4N e 8N – doses
correspondentes a 2, 4 e 8 vezes a dose referência.
As doses de lodo de esgoto adicionadas ao solo também influenciaram as quantidades
totais de N absorvido pelas plantas de milho, tanto na área experimental do IAC (Figura 13),
como na Embrapa (Figura 14).
0
50
100
150
200
250
300
AM 1N 2N
N a
bso
rv
ido
(k
g h
a-1
)
Tratamentos
C
B
A
Figura 13. Nitrogênio absorvido por plantas de milho em função da
aplicação de doses de lodo de esgoto (1N e 2N) ou adubação
nitrogenada mineral (AM) na área experimental do IAC. AM
adubação nitrogenada de 120 kg ha-1
de N mineral; e 1N e 2N
30
- doses de lodo correspondente a 120 e 240 kg ha-1
de N,
considerando a concentração de N no lodo e 30% de taxa de
mineralização do N. Letras iguais nas colunas não diferem
entre si pelo teste de Tukey a 10% de probabilidade.
Na área experimental do IAC a quantidade de N absorvida pelas plantas aumentou em
função dos tratamentos. O nitrogênio absorvido no tratamento 1N apresentou um incremento
de 81 kg ha-1
em relação à adubação mineral, ou seja, o solo que recebeu a dose referencia
disponibilizou cerca de 70% de nitrogênio a mais que o disponibilizado pela adubação
mineral.
Na Embrapa, o modelo linear indica que a quantidade de N absorvida pelas plantas
aumentou proporcionalmente com a dose de lodo aplicada (Figura 14). Este resultado era
esperado uma vez que a planta responde na forma de incrementos decrescentes com o
aumento da dose de um insumo qualquer aplicado, até o ponto em que outro fator limitante do
crescimento passa a predominar (ARAÚJO et al., 2001). Considerando que a planta possui
limitada capacidade de absorção do N, perdas do nutriente com aplicações de doses que
suplantam esta capacidade, favorecem processos de perda, principalmente por lixiviação de
formas inorgânicas.
y = 55,54x + 309,6
r² = 0,744; p < 0,0001
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
N a
bso
rvid
o (
kg h
a-1
)
Tratamentos
N N N N N
Figura 14. Nitrogênio absorvido por plantas de milho em função da
aplicação de doses de lodo de esgoto (1N, 2N, 4N e 8N) ou
não (0N) na área experimental da EMBRAPA. 0N - sem
aplicação de lodo; 1N – dose referencia de lodo (base seca)
calculada para fornecer 120 kg ha-1
de N, considerando a
concentração de N no lodo 30% como taxa de mineralização
do N; e 2N, 4N e 8N – doses correspondentes a 2, 4 e 8 vezes
a dose referência.
31
4.3 Estimativa da mineralização do nitrogênio em condição controlada
A mineralização do N presente em determinado resíduo orgânico pode ser estimada
por meio de métodos de laboratório, tais como os métodos aeróbios com e sem lixiviação que
constam da Norma P4230 da CETESB (CETESB, 1999). Em ambos os métodos, o N
mineralizado do resíduo é estimado partir do N inorgânico determinado após períodos pré-
estabelecidos de incubação, porém descontando-se o N inorgânico inicial (tempo zero) e o N
inorgânico mineralizado no controle (dose zero).
Como não há menção ao método de incubação anaeróbia na norma da CETESB
(CETESB, 1999), optou-se seguir o mesmo procedimento de cálculos indicados na norma
para os métodos aeróbios. Alternativamente determinou-se o teor de nitrogênio descontando-
se somente o tempo zero para considerar as quantidades mineralizadas do nitrogênio de
aplicações anteriores.
4.3.1 Mineralização de nitrogênio descontando-se o tempo inicial e a dose zero
Ao descontar os valores de N inorgânico do tempo inicial e da dose zero, atribui-se o
resultado apenas à mineralização do N adicionado ao solo via nova dose de lodo. Dessa
forma, resultados relacionados ao uso anterior do lodo ou efeito residual tornam-se menos
evidentes e somente relacionados a alguma alteração na taxa de mineralização da nova dose, o
que não foi verificado no presente trabalho.
O teor de amônio no solo aumentou linearmente com a adição de novas doses de lodo,
o que era esperado, pois quanto maior a dose aplicada, maior a quantidade de nitrogênio
aportada ao solo (Figura 15). Esse comportamento também foi observado por BOEIRA et al.
(2006) e ALCANTARA et al. (2007), cujos estudos evidenciaram incrementos de N
proporcionais às doses de lodo aplicadas. SILVA et al. (2010), estudando três doses de
resíduos em área com histórico de uso anterior de lodo também verificaram aumento na
concentração de N com o incremento da dose aplicada, embora nesse caso tenha-se observado
adicionalmente efeito de aplicações anteriores do resíduo.
32
y = 0,368x + 1,532
r² = 0,992; p < 0,001
0
100
200
300
400
0 200 400 600 800 1000
N m
iner
aliza
do (
mg k
g-1
)
N adicionado (mg kg-1)
A
y = 0,187x - 15,51
r² = 0,997; p < 0,001
0
40
80
120
160
0 200 400 600 800 1000N m
iner
ali
zad
o (
mg
kg
-1)
N adicionado (mg kg-1)
B
Figura 15. Teor de amônio no solo em função da adição de doses recém adicionadas de
nitrogênio via lodo de esgoto. Área experimental do IAC (A) e da Embrapa
Meio Ambiente (B).
Conforme abordado anteriormente, o nitrogênio remanescente de aplicações anteriores
é desconsiderado ao se subtrair a dose zero, o que explicaria, pelo menos em parte, a ausência
de significância em função do efeito residual de aplicações anuais contínuas de lodo no solo.
Por outro lado, a nova adição de lodo poderia estimular a atividade microbiana e resultar em
quantidades de N remanescente mineralizado maiores do que a observada para a dose zero, o
que é comumente referido como efeito priming (KUZIAKOV, 2010), mas isso não ocorreu no
presente estudo. O efeito residual do lodo de esgoto em solos com reaplicação do resíduo tem
sido relatado em vários trabalhos (BOEIRA et al., 2002; DYNIA et., 2006; BARBOSA et al.,
2007; SILVA et al., 2010 e ANDRADE et al.,2013).
O método foi eficiente em estimar a mineralização do lodo recém adicionado ao solo.
Para excluir o efeito da dose e obter valor de uso mais amplo, pode-se utilizar o coeficiente
angular das equações da figura 15 como a taxa de mineralização do N (TMN) do lodo
aplicado. Percebe-se por meio desses valores que para um mesmo lodo de esgoto, a TMN
pode variar, sendo que na área experimental do IAC o valor de TMN foi igual a 37% e na
Embrapa praticamente a metade, 19%. Como as condições de incubação foram controladas,
somente diferenças entre os solos explicam a divergência entre as taxas e, por isso, a adoção
de valor de TMN em função do tipo de lodo pode não ser a melhor alternativa, devendo-se
preconizar a determinação deste valor em laboratório, utilizando-se amostra de solo do local
receptor do resíduo.
ANDRADE et al. (2013) em trabalho semelhante ao aqui apresentado, porém
utilizando método de incubação aeróbio para estimar a TMN do lodo aplicado ao solo (área
experimental do IAC), verificaram valor médio de TMN de 12%, ou seja, muito inferior ao
obtido no presente trabalho por meio do método anaeróbio (37%).
33
Outros trabalhos da literatura citam valores de TMN para lodos de esgoto variando
entre 14 e 69% (BOEIRA & MAXIMILIANO, 2004; MORETTI et al., 2013). Essa variedade
de resultados pode ser explicada pela multiplicidade de resíduos e teores de N nos mesmos
(CABRERA et al., 2005), pela ausência de padronização das doses aplicadas nos
experimentos (GOMES et al., 2007) e pelas diferenças nas características dos solos
(SCHOMBERG et al., 2009).
Adotando-se o valor de TMN (30%) sugerido na Resolução CONAMA (BRASIL,
2006a) em função do tipo de lodo, vê-se que na média das duas áreas experimentais (Figura
15), a TMN obtida (28%) foi muito próxima do valor citado. No entanto, vale ressaltar que a
determinação da TMN em laboratório ao invés da simples adoção de valor em função do tipo
de lodo é a alternativa aqui recomendada.
Outra discussão interessante refere-se ao fato de solos tratados com lodo de esgoto
exibirem, em função do tempo e de sucessivas aplicações, aumento da capacidade em
fornecer N para as plantas (LÓPEZ-TERCERO et al., 2005; PITOMBO, 2011; GUIMARÃES
et al., 2012; ANDRADE et al., 2013), aspecto esse negligenciado na recomendação da dose
de lodo (CETESB 1999; BRASIL, 2006a). O aumento da capacidade do solo em fornecer N é
aspecto benéfico e desejado ao considerar sistemas de produção mais conservacionistas, em
que há incremento na matéria orgânica do solo e, conseqüentemente, na disponibilidade de N.
O foco de discussão deve ser o aprimoramento do sistema de recomendação da dose de lodo
de esgoto, evitando-se falta ou excesso, de forma a maximizar a eficiência de uso do N, tal
qual se almeja para a recomendação de fertilizantes minerais nitrogenados. Nesse sentido,
torna-se importante conhecer o aporte total de N disponibilizado a partir da nova dose de lodo
adicionada, bem como o efeito residual de aplicações anteriores, conforme será discutido na
seqüência.
4.3.2 Mineralização do N descontando-se o tempo inicial
Em função das considerações feitas, decidiu-se reavaliar o método tratando os dados
de forma diferenciada ao recomendado na Norma P4.230 (CETESB, 1999) , descontando-se
apenas o tempo zero e utilizando os dados da dose zero na avaliação.
Neste caso, a análise estatística indicou resultados diferentes para as duas áreas
experimentais.
Na área experimental do IAC, os fatores nova dose de lodo (Figura 16) e efeito
residual (Figura 17) alteraram a mineralização do nitrogênio, porém de forma independente,
isto é, sem interação significativa entre eles.
34
Como esperado, o potencial do solo em fornecer nitrogênio aumentou linearmente
com as novas doses de lodo de esgoto aplicadas, exibindo valores entre 80 e 344 mg kg-1
, para
a menor e maior doses, respectivamente (Figura 16). O N disponível no solo alcançou valores
de 160, 265, 367 e 688 kg ha-1
de N, respectivamente para as doses de ½N, 1N, 2N e 4N.
Dessa forma, verifica-se que os valores disponibilizados superaram os valores teoricamente
calculados para fornecimento via lodo, ou seja, o equivalente a 60, 120, 240 e 480 kg ha-1
de
N, o que é indicativo de mineralização do N do solo (remanescente ou não de aplicações
anteriores de lodo) ou de taxa de mineralização do N do lodo superior aos 30% pressupostos
inicialmente. A mineralização de N remanescente em solos com histórico de adição de
resíduos orgânicos é fato relatado em outros trabalhos (BOEIRA, et al., 2009; SILVA et al.,
2010; ANDRADE et al., 2013).
y = 0,369x + 47,66
r² = 0,994; p < 0,001
0
100
200
300
400
0 200 400 600 800 1000
N m
iner
ali
zad
o
(mg
kg
-1)
N adicionado (mg kg-1)
Figura 16. Nitrogênio mineralizado no solo em função de novas doses
de nitrogênio adicionadas via lodo de esgoto (base seca) em
solo continuamente adubado com lodo de esgoto ou com
adubação mineral. Novas doses de lodo (base seca)
calculadas para fornecer 60, 120, 240 e 480 kg ha-1
de N,
considerando-se a concentração de N no lodo e 30% de
mineralização do N. Área experimental do IAC.
Confrontando os resultados da figura 15A com os da figura 16 é possível observar que
embora a magnitude do N mineralizado (eixo Y) seja maior quando não se desconta a dose
zero (Figura 16), o valor do coeficiente angular, que é indicativo da taxa de mineralização
praticamente não foi alterado. Isso significa que a TMN estimada para o caso de novas doses
35
de lodo adicionadas ao solo não variou em função da opção de descontar ou não o N
inorgânico da dose zero.
Quanto ao efeito residual (Figura 17), o teor de N-NH4+ no solo com adubação mineral
foi 62% inferior ao observado no tratamento que recebeu a dose referência de lodo (1N), essa
diferença pode ser atribuída a dois processos principais: (i) mineralização de compostos
nitrogenados remanescentes de aplicações anteriores de lodo; e (ii) aumento da capacidade do
solo em fornecer N, principalmente relacionado ao incremento no estoque de matéria
orgânica, conforme mostrado em PITOMBO (2011). Como não foi verificada interação entre
as fontes de variação, admite-se que tanto no caso de não ocorrer nova adição de lodo de
esgoto, quanto no caso de adição de novas doses aplicadas, o efeito do histórico foi
semelhante, indicando certo grau de independência quanto ao estímulo à degradação de
frações remanescentes de N em função de novas doses adicionadas.
0
50
100
150
200
AM 1N 2N
N m
iner
ali
zad
o (
mg
kg
-1)
Tratamentos
B
A A
Figura 17. Nitrogênio mineralizado no solo em função dos tratamentos
(efeito residual) da aplicação (1N e 2N) ou não (AM) de lodo
de esgoto ao solo da área experimental do IAC. AM
adubação nitrogenada de 120 kg ha-1
de N mineral; e 1N e 2N
- doses de lodo correspondente a 120 e 240 kg ha-1
de N,
considerando a concentração de N no lodo e 30% de taxa de
mineralização do N. Letras iguais nas colunas não diferem
entre si pelo teste de Tukey a 10% de probabilidade.
À semelhança do ocorrido com o solo do IAC, o N mineralizado na Embrapa também
exibiu variação em função das novas doses de lodo aplicadas e do efeito residual, porém sem
interação entre estes fatores. O teor de amônio (N mineralizado) aumentou linearmente com
as doses de lodo recém aplicadas (Figura 18).
36
y = 0,176x + 43,48r² = 0,986; p < 0,001
0
50
100
150
200
0 200 400 600 800 1000
N m
inera
liza
do
(m
g k
g-1
)
N adicionado (mg kg-1)
Figura 18. Nitrogênio mineralizado no solo em função de novas doses
de nitrogênio adicionadas via lodo de esgoto (base seca) em
solo continuamente adubado com lodo de esgoto ou não.
Novas doses de lodo (base seca) calculadas para fornecer 60,
120, 240 e 480 kg ha-1
de N, considerando-se a concentração
de N no lodo e 30% de mineralização do N. Área
experimental da Embrapa.
O coeficiente angular da equação de reta da figura 18 significa que a TMN do lodo
recém aplicado no solo da área experimental da Embrapa foi igual a 18%, ou seja,
praticamente não variou quando em comparação a TMN obtida descontando-se o tempo zero
e a dose zero (19% - Figura 15B).
Quanto ao efeito residual, observou-se comportamento quadrático (Figura 19), com
valor máximo de mineralização do N próximo ao histórico 4N (ponto de máxima
mineralização = 4,8N).
MACEDO et al. (2012) relataram concentrações de N no solo proporcionais às doses
aplicadas e ausência de diferença entre a menor dose e o tratamento controle com tendência
de estabilização nas maiores doses.
37
y = -4,097x2 + 39,79x + 21,47
r² = 0,897; p < 0,0001
0
40
80
120
160
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
N m
iner
ali
zad
o
(mg
kg
-1)
Tratamentos
N N N N N
Figura 19. Nitrogênio mineralizado no solo em função dos tratamentos
(efeito residual) da aplicação de lodo de esgoto entre os anos
de 1999 e 2012. Doses de lodo aplicadas anualmente: 0N -
sem aplicação de lodo; 1N - dose referência de lodo calculada
para fornecer 120 kg ha-1
de N, considerando 30% como taxa
de mineralização do N; e 2N, 4N e 8N – doses
correspondentes a 2, 4 e 8 vezes a dose referência.
4.2.3 Relação entre mineralização e absorção do N pelo milho
A eficiência do método anaeróbio em estimar a mineralização foi testada por meio de
correlação com o N absorvido pelo milho cultivado no campo. Para essa associação optou-se
por correlacionar estatisticamente somente os tratamentos de laboratório exatamente
correspondentes às combinações de campo entre efeito residual e novas doses aplicadas, para
cada área experimental (Figura 20).
No experimento da IAC, o nitrogênio mineralizado correlacionou-se positivamente
com a quantidade de nitrogênio absorvido pelas plantas de milho (r = 0,688; p < 0,05) (Figura
20A).
O método de incubação anaeróbia para estimativa da mineralização do N do solo tem
sido utilizado em diversas pesquisas, como as conduzidas por ACOSTA (2009) a partir de
amostras de solo com doses de resíduo vegetais e por RHODEN et. al. (2006) que estudaram
a mineralização do nitrogênio em 15 solos do Rio Grande do Sul. Em ambos os casos foram
encontradas correlações positivas entre o N mineralizado estimado no método anaeróbio e o N
absorvido por plantas de milho (r = 0,90; p < 0,01 – ACOSTA, 2009) e arroz (r = 0,70;
p < 0,01 – RHODEN et al., 2006).
38
Na área experimental da EMBRAPA, a situação foi semelhante, ou seja, houve
correlação significativa (r = 0,797; p < 0,01) entre o N mineralizado e o absorvido pelo milho
(Figura 20B).
y = 0,233x + 135,3r = 0,688; p < 0,05
0
50
100
150
200
250
300
350
0 200 400 600 800
N a
bso
rv
ido
(k
g h
a-1
)
N mineralizado (kg ha -1)
A
y = 1,146x + 182,7r = 0,797; p< 0,01
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 100 200 300 400 500
N a
bso
rv
ido
(k
g h
a-1
)
N mineralizado (kg ha-1)
B
Figura 20. Correlação estatística entre o nitrogênio mineralizado no solo e a quantidade do
nutriente absorvida por plantas de milho. A – área experimental do IAC
(Tratamentos: AM – Adubação Mineral, 1N e 2N) e B – área experimental da
Embrapa (Tratamentos: 0N, 1N, 2N e 4N). Doses de lodo aplicadas anualmente:
0N - sem aplicação de lodo; 1N - dose referência de lodo calculada para fornecer
120 kg ha-1
de N, considerando 30% como taxa de mineralização do N e; 2N e
4N – doses correspondentes a 2 e 4 vezes a dose referência.
As correlações investigadas permitem afirmar que o método de incubação anaeróbia
para quantificação da mineralização do N foi eficiente em tal estimativa. De forma geral,
cerca de 70% das variações do N absorvido foram relacionadas ao N mineralizado no solo.
A comprovação da eficiência do método anaeróbio em estimar a mineralização do N
em amostras de solo tratados com resíduos orgânicos e, conseqüentemente, a definição da
TMN desses resíduos possibilita a opção por determinar a TMN ao invés da adoção de valores
fixos em função do tipo de lodo. As principais dificuldades na determinação da TMN são
justamente o custo e o tempo para as incubações aeróbias, cerca de 120 dias, o que difere da
incubação anaeróbia aqui avaliada. De acordo com CANTARELLA et al. (2008), em revisão
sobre métodos para estimar a disponibilidade do N em solos agrícolas, incubações de curto
prazo, 1 ou 2 semanas, fornecem bons indicativos da disponibilidade de N no solo, sendo, por
vezes, utilizados na validação de métodos químicos.
Apesar do solo da área experimental do IAC ter apresentado maiores teores de N
mineralizado em comparação com os valores observados na Embrapa, a eficiência de uso
aparente do N mineralizado na área do IAC foi, com base no coeficiente angular da
39
figura 20A, somente 23%. Em contrapartida, o valor de eficiência de uso aparente do N na
área da Embrapa foi praticamente 100% (Figura 20B) e a diferença em comparação com o
IAC deve estar relacionada com a maior produção de massa seca e absorção de N pelo milho
na EMBRAPA. Dessa forma, o risco de perda de N por lixiviação ou emissões atmosféricas
foram provavelmente maiores no IAC.
40
5 CONCLUSÕES
i) O efeito residual do lodo de esgoto, em solos tratados sucessivamente com o
resíduo, não influencia a taxa de mineralização do nitrogênio proveniente de dose recém
adicionada do resíduo.
ii) A quantidade de nitrogênio disponível em solos tratados sucessivamente com
lodo de esgoto é maior que a estimada usando a taxa de mineralização indicada na Resolução
nº 375 do CONAMA.
iii) O método de incubação anaeróbia foi eficiente em estimar a mineralização de
nitrogênio proveniente de doses de lodo de esgoto recém-adicionadas ao solo.
41
6 CONSIDERAÇÕES FINAIS
Não houve efeito residual de adições de lodo de esgoto na taxa de mineralização de
doses recém adicionadas do resíduo ao solo. Contudo, a quantidade de nitrogênio disponível
nos solos com aplicações anteriores de lodo de esgoto foram superiores em relação à
testemunha e à fertilização mineral.
Nesse sentido, a adoção da taxa fixa de mineralização do nitrogênio recomendada na
Resolução nº 375 do CONAMA (BRASIL, 2006a) não é um parâmetro adequado, pois
desconsidera a contribuição de aplicações anteriores, subestimando a capacidade do solo em
fornecer nitrogênio.
Este resultado sugere que a melhor opção para se estimar a mineralização de
nitrogênio é a realização de avaliação em laboratório, com amostras do solo no qual se
pretende adicionar o resíduo. Atualmente esta opção foi descartada devido à falta de
operacionalidade e ao tempo de duração do método recomendado para este tipo de avaliação
(incubação aeróbia – 120 dias). Neste caso, outro resultado do presente estudo indica a
possibilidade de uso da incubação anaeróbia (7 dias), método bem mais rápido e menos
trabalhoso. Sendo assim, sugere-se que avaliações mais aprofundadas da eficiência do
método, envolvendo diferentes solos, tanto quanto à classificação quanto ao histórico de uso e
diferentes tipos de lodo de esgoto sejam realizadas.
42
REFERÊNCIAS
ACOSTA, J. A. A. Dinâmica do nitrogênio sob sistema plantio direto e parâmetros para o
manejo da adubação nitrogenada no milho. 2009. 200 p. Tese (Doutorado Ciência do Solo/
Biodinâmica e Manejo do Solo)-Universidade Federal de Santa Maria, Santa Maria, 2009.
ADAMS AM, PM ATTIWILL. 1986. Nutrient cycling and nitrogen mineralization in
eucalypt forest of south-eastern Australia. II. Indices of nitrogen mineralization. Plant Soil 92:
341-362.
ADEGBIDI HG, BRIGGS RD (2003) Nitrogen mineralization of sewage sludge and
composted poultry manure applied to willow in a greenhouse experiment. Biomass and
Bioenergy 25, 665–673.
ALCÂNTARA, M.A.K.; AQUINO NETO, V.; CAMARGO, O.A. & CANTARELLA, H.
Mineralização do nitrogênio em solos tratados com lodos de curtume. Pesq. Agropec. Bras.,
42:547-555, 2007.
ANDRADE, C. A., OLIVEIRA, C., CERRI, C. C. Cinética de degradação da matéria
orgânica de biossólidos após aplicação no solo e relação com a composição química inicial.
Bragantia, v.65, p.659 - 668, 2006.
ANDRADE, C.A.; SILVA, F.M.S.; PIRES, A.M.M.; COSCIONE, A.R. . Mineralização do
carbono e do nitrogênio no solo após sucessivas aplicações de lodo de esgoto. Pesq. agropec.
bras., Brasília , v. 48, n. 5, May 2013 .
ARAÚJO, W.F.; BOTREL, T.A.; CARMELLO, Q.A. DE C.; SAMPAIO, R.A.;
VASCONCELOS, M.R.B. marcha de absorção de nutrientes pela cultura da abobrinha
conduzida sob fertirrigação. In: FOLEGATTI, M.V.; CASARINI, E.; BLANCO, F.F.;
BRASIL, R.P.C. do; RESENDE, R.S. Fertirrigação: flores, frutas e hortaliças. Guaíba:
Agropecuária, 2001, v.1, p. 67 – 77.
BARBOSA, G. M. de C.; TAVARES Filho, J.; BRITO, O. B.; FONSECA, I. C. B. Efeito
residual do lodo de esgoto na produtividade do milho safrinha. Revista Brasileira de Ciência
de Solo, v.31, p.601-605, 2007.
BETTIOL, W.; CAMARGO, O. A. C. A disposição do lodo de esgoto em solo agrícola. In.
BETTIOL, W.; CAMARGO, O. A., (Eds.). Impacto Ambiental do Uso Agrícola do Lodo
de Esgoto. Jaguariúna: EMBRAPA Meio Ambiente, 2006. p.25-36.
BETTIOL, W.; GHINI, R. Impacts of sewage sludge in tropical soil: a case study in Brazil.
Applied and Environmental Soil Science, New York, v. 2011, n. 1, p. 1-11, 2011.
BOEIRA, R.C. & MAXIMILIANO, V.C.B. Determinação da fração de mineralização de
nitrogênio de lodos de esgoto: Um método alternativo. Jaguariúna, Embrapa Meio Ambiente,
2004. 3p. (Comunicado Técnico, 13).
BOEIRA, R.C. Aspectos experimentais na avaliação da mineralização de nitrogênio de lodos
de esgoto incubados com solos. Jaguariuna: Embrapa Meio Ambiente, 2005. 5p. (Embrapa
Meio Ambiente. Comunicado Técnico, 27).
43
BOEIRA, R.C. Lixiviação de nitrogênio em Latossolo incubado com lodo de esgoto. R. Bras.
Ci. Solo, 33:947-958, 2009.
BOEIRA, R.C.; LIGO, M.A.V. & DYNIA, J.F. Mineralização de nitrogênio de lodos de
esgoto. Pesq. Agropec. Bras., 11:1639-1647, 2002.
BOEIRA, R.C.; MAXIMILIANO, V.C.B. Mineralização de compostos nitrogenados de lodos
de esgoto na quinta aplicação em Latossolo. Revista Brasileira de Ciência do Solo, v.33,
p.711-722, 2009.
BRASIL. Conselho Nacional de Meio Ambiente - CONAMA. Resolução n° 375, de 29 de
agosto de 2006. Define critérios e procedimentos, para uso agrícola de lodos de esgoto
gerados em estações de tratamento de esgoto sanitário e seus produtos derivados, e dá outras
providências. Diário Oficial da União, Brasília, DF, 30 de agosto de 2006a. Seção 1. p.141-
146.
BRASIL. Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento. Instrução normativa n. 25, de
23 de julho de 2009. Aprova as normas sobre as especificações e as garantias, as tolerâncias, o
registro, a embalagem e a rotulagem dos fertilizantes orgânicos simples, mistos, compostos,
organominerais e biofertilizantes destinados à agricultura. Diário Oficial da União, Brasília,
DF, p. 20 -24, 28 jul. 2009b. Seção 1.
BRASIL. Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento. Instrução normativa n. 27, de
5 de junho de 2006. Estabelece nos Anexos I, II, III, IV e V os limites no que se refere às
concentrações máximas admitidas para agentes fitotóxicos, patogênicos ao homem, animais e
plantas, metais pesados tóxicos, pragas e ervas daninhas. Diário Oficial da União, Brasília,
DF, p. 15, 9 jul. 2006c. Seção 1.
BUENO, J. R. P.; BERTON, R. S., SILVEIRA, A. P. D.; CHIBA, M. K.; ANDRADE, C. A.;
MARIA, I. C. Chemical and microbiological attributes of an oxisol treated with successive
applications of sewage sludge. Rev. Bras. Ciênc. Solo, Viçosa, v. 35, n. 4, Aug. 2011.
BUNDY, L.G. & MEISINGER, J.J. Nitrogen availability indices. In: WEAVER, R.W., ed.
Methods of soil analysis. Part 2. Microbiological and biochemical properties. Madison, Soil
Science Society of America, 1994. p.951-984.
CABRERA, M. L.; KISSEL, D. E.; VIGIL, M. F. Nitrogen mineralization from organic
residues: research opportunities. Journal of environmental quality, v. 34, n. 1, p. 75–9,
2005.
CANTARELLA, H. Nitrogênio. In: NOVAIS, R.F.; ALVAREZ V., V.H.; BARROS, N.F.;
FONTES, R.L.F.; CANTARUTTI, R.B. & NEVES, J.C.L., eds. Fertilidade do solo. Viçosa,
MG, Sociedade Brasileira de Ciência do Solo, 2007. p.375-470.
CANTARELLA, H., ANDRADE, C. A., JUNIOR, D. M. 2. Matéria orgânica do solo e
disponibilidade de nitrogênio para as plantas. In: SANTOS, G.A. de., SILVA, L.S.da.,
CANTANELLAS ,L.P., CAMARGO, F.A.O. (Eds) Fundamentos da Matéria orgânica do
solo: ecossistemas tropicais & subtropicais. Rev. e atual. Porto Alegre: Metrópole. 2008.
582p.
44
CARNEIRO, W. J. DE O.; SILVA, C. A.; SAVIAN, T. V.; MUNIZ, J. A.
MINERALIZAÇÃO DE NITROGÊNIO EM LATOSSOLOS. Revista Brasileira de Ciência
do Solo, v. 37, n. 1, p. 715–725, 2013.
CETESB. Aplicação de lodos de sistemas de tratamento biológico em áreas agrícolas:
Critérios para projeto e operação. São Paulo, 1999. 32p. (Manual Técnico, 230)
CORRÊA R.S.; WHITE, R.E. & WEATHERLEY, A.J. Effect of sewage sludge stabilization
on orgânic-N mineralization in two soils. Soil Use and Managment, vol. 28 nº 3, PP 12- 18,
2012.
COSCIONE, A.R.; ANDRADE, C.A. Protocolos para avaliação da dinâmica de resíduos
orgânicos no solo. In: ANDRADE, J. C.; ABREU, M. F. Análise Química de Resíduos
Sólidos para Monitoramento e Estudos Agroambientais. Campinas: Instituto Agronômico,
2006, p.159-177.
CURTIN, D. And C.A. CAMPBELL. 2006. Mineralizable nitrogen. In: Carter, M.R., and
E.G. Gregorich (eds.) Soil Sampling and methods of analysis. 2nd ed. CRC Press, Boca
Raton, pp 599-606.
DEHNR - North Carolina Department of Environment, Health and Natural Resources -
Division of Environmental Management, Land Application of Residual Solids (form LARS
06/94). North Carolina: DHNR, 1994
DOURADO-NETO, Durval et al. Multiseason recoveries of organic and inorganic nitrogen-
15 in tropical cropping systems. Soil Science Society of America Journal, v. 74, n. 1, p.
139-152, 2010.
DYNIA, J.F.; SOUZA, M.D. & BOEIRA, R.C. Lixiviação de nitrato em Latossolo cultivado
com milho após aplicações sucessivas de lodo de esgoto. Pesq. Agropec. Bras., 41:855- 862,
2006.
EMPRESA BRASILEIRA DE PESQUISA AGROPECUÁRIA – EMBRAPA. Centro
Nacional de Pesquisa de Solos. Sistema brasileiro de classificação de solos. Rio de Janeiro,
2006. 306p.
ESTADOS UNIDOS. Environmental Protection Agency -USEPA. Standards for the use and
disposal of sewage sludge. Washington, 1996. (Code of Federal Regulations 40 Part 503).
FRANCO, Henrique Coutinho Junqueira et al. Nitrogen in sugarcane derived from fertilizer
under Brazilian field conditions. Field Crops Research, v. 121, n. 1, p. 29-41, 2011.
GIANELLO, C. & BREMNER, J.M. Comparison of chemical assessing potentially available
organic nitrogen in soil. Comm. Soil Sci. Plant Anal., 17:215-236, 1986.
GOMES, R.F.; SILVA, A.G.; ASSIS, R.L.; PIRES, F.R. Efeito de doses e da época de
aplicação de nitrogênio nos caracteres agronômicos da cultura do milho sob plantio
direto. Rev. Bras. Ciênc. Solo, Viçosa , v. 31, n. 5, Oct. 2007.
GUIMARÃES, R.C.M.; CRUZ, M.C.P.; FERREIRA, M.E.; TANIGUCHI, C.A.K. Atributos
químicos de solos tratados com lodo biológico de indústria de gelatina. Ev. Bras. Ciênc.
Solo. 2012, vol.36 n.2, pp. 653-660.
45
KAMPHAKE, L.J.; HANNAH, S.A.; COEHN, J.M. Automated analysis for nitrate by
hydrazine reduction. Water Research. v.1, p.205–216, 1967.
KEENEY, D.R. and BREMNER, J.M. 1966. Comparison and evaluation of laboratory
methods of obtaining an index of soil nitrogen availability. Agron. J. 58: 498–503.
KEENEY, D.R. Nitrogen management for maximum effciency and minimum pollution. In:
STEVENSON, F.J. Nitrogen in agricultural soils. Soil Science Society of America,
Madison, p. 605-649, 1982.
KJELDHAL, J. Zeit. Anal. Chem. 22,336, 1883.
KOLCHINSKI, E.; SCHUCH, L. Eficiência no uso do nitrogênio por cultivares de aveia
branca de acordo com a adubação nitrogenada. Revista brasileira de ciência do solo, 2003.
KROM, M.D. Spectrophotometric determination of ammonia: a study of a modified Berthelot
reaction using salicylate and dichlorocyanurate. The Analyst, v.105, p.305–316, 1980.
KUZYAKOV, Y. Priming effects: interactions between living and dead organic matter. Soil
Biol. Biochem. 42, 1363–1371 (2010).
LINDEMANN, W.C. & CARDENAS, M. Nitrogen mineralization potential and nitrogen
transformations of sludgeamended soil. Soil Sci. Soc. Am. J., 48:1072-1077, 1984.
LÓPEZ-TERCERO, A.M; ANDRADE, M.L.; MARCET, P. Organic nitrogen mineralization
rate in sewage sludge-amended mine soils. Commun. Soil Sci. Plant Anl., 36 (2005), pp.
1005-1019.
LUCE, M. S.; WHALEN, J. K.; ZIADI, N.; ZEBARTH, B. J. Nitrogen Dynamics and
Indices to Predict Soil Nitrogen Supply in Humid Temperate Soils. 1st ed. Elsevier Inc.,
2011.
MACEDO, F.G.; MELO, W.J,; MERLINO, L.C.S.; TORRES, L.S.; GUEDES, A.C.T.P.;
MELO, G.M.P.; CAMACHO, M.C.. Lodo de esgoto como fonte de nitrogênio: concentração
no perfil do solo e em plantas de milho. Eng. Sanit. Ambient., Rio de Janeiro , v. 17, n.
3, Sept. 2012 .
MALAVOLTA, E. Manual de nutrição mineral de plantas. São Paulo: Editora Agronômica
Ceres, 2006. 638p.
MARIANO, E. Mineralização e disponibilização de nitrogênio em solos cultivados com cana-
de-açúcar. Piracicaba, Universidade de São Paulo, 2010. 93p. (Dissertação de Mestrado).
MOREIRA, F.M. de S.; SIQUEIRA, J.O. Microbiologia e Bioquímica do Solo. 2.ed. atual. e
ampl. Lavras: Ufla, 2006. 729p.
MORETTI, SARAH MELLO LEITE ; BERTONCINI, EDNA IVANI ; ABREU-JUNIOR,
CASSIO HAMILTON . Aplicação do método de mineralização de nitrogênio com lixiviação
para solo tratado com lodo de esgoto e composto orgânico. Revista Brasileira de Ciência do
Solo (Impresso), v. 37, p. 622-631, 2013.
46
OKUMURA R. S.; MARIANO, D. C.; ZACCHEO, P. V. C. Uso de fertilizante nitrogenado
na cultura do milho: uma revisão. Pesquisa Aplicada & Agrotecnologia, Guarapuava, v. 4, n.
2, p. 26-244, 2011.
OLFS, H.W.; BLANKENAU, K.; BRENTRUP, F.; JASPER, J.; LINK, A.; LAMMEL, J.
Soil and plant based nitrogen fertilizers recommendations in arable farming. Journal of Plant
Nutrition and Soil Science, Weinheim, v. 168, n. 4, p 414 – 431, 2005.
OLIVEIRA, F.C.; MATTIAZZO, M.E.; MARCIANO, C.R. & MORAES, S.O. Lixiviação de
nitrato em um Latossolo Amarelo distrófico tratado com lodo de esgoto e cultivado com cana-
de-açúcar. Sci. Agric., 58:171-180, 2001.
PARKER, C.F. & SOMMERS, L.E. Mineralization of nitrogen in sewage sludges. J. Environ.
Qual., 12:150-156, 1983.
PAULA, J.R.; MATOS, A.T.; MATOS, M.P.; PEREIRA, M.S.; ANDRADE, C.A.
Mineralização do carbono e do nitrogênio de resíduos aplicados ao solo em campo. Revista
Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, v. 37, n. 6, Dec. 2013.
PITOMBO, L.M. Estoques de carbono e nitrogênio e fluxos de gases do efeito estufa em solo
com diferentes históricos de aplicação de lodo de esgoto. 2011. 61p. Dissertação (Mestrado)
– Instituto Agronômico (IAC), Campinas.
PRATT, C.F.; BROADBENT, F.E.; MARTIN, J.P. Using organic wastes as nitrogen
fertilizers. California Agriculture, v.27, p.10‑13, 1973.
PROSAB – Programa de Pesquisa e Saneamento Básico. Uso e manejo do lodo de esgoto na
agricultura. Rio de Janeiro: PROSAB, 1999, 97p.
QAFOKU, O.S., M.L. CABRERA, W.R. WINDHAM & N.S.HILL. 2001. Rapid method to
determine potentially mineralizable nitrogen in broiler litter. Journal of Environmental
Quality, 30 (1): 217-221.
RAIJ, B. Van; CANTARELLA, H.; QUAGGIO, J.A.; FURLANI, A.M.C. (Ed.)
Recomendações de adubação e calagem para o Estado de São Paulo. 2.ed. Campinas: IAC,
1997. 285p. (Boletim Técnico, 100)
RAISON, R. J.; COHWLL, M. J. METHODOLOGY FOR STUDYING FLUXES SOIL
MINERAL-N IN SITU. , v. 19, n. 5, p. 521–530, 1987.
RAPP M., Le& M. Cl. and Lossaint P. (1979) The nitrogen economy of a Pinus pinea L.
stand. Forest Ecology and Management 2, 221-23 1
RHODEN, A.C.; SILVA, L.S.; CAMARGO, F.A.O.; BRITZKE, D. & BENEDETTI, E.L.
Mineralização anaeróbia do nitrogênio em solos de várzea do Rio Grande do Sul. Ci. Rural,
36:1780-1787, 2006.
SCHAFFERS, A. P. In situ annual nitrogen mineralization predicted by simple soil properties
and short-period field incubation. Plant and Soil. Volume 221, Issue 2, 2000. p 205-219.
SCHOMBERG, H.H.; WIETHOLTER, S.; GRIFFIN, T.S.; REEVES, D.W.; CABRERA,
M.L.; FISHER, D.S.; ENDALE, D.M.; NOVAK, J.M.; BALKCOM, K.S.; RAPER, R.L.;
47
KITCHEN, N.R.; LOCKE, M.A.; POTTER, K.N.; SCHWARTZ, R.C.; TRUMAN, C.C. &
TYLER, D.D. Assessing indices for predicting potential nitrogen mineralization in soils under
different management systems. Soil Sci. Soc. Am. J., 73:1575-1586, 2009.
SHARIFI, M.; ZEBARTH, B.J.; BURTON, D.L.; GRANT, C.A. & COOPER, J.M.
Evaluation of some indices of potentially mineralizable nitrogen in soil. Soil Sci. Soc. Am. J.,
71:1233-1239, 2007.
SIERRA, J. Nitrogen mineralization and nitrification in a tropical soil: effects of fluctuating
temperature conditions. Soil Biology and Biochemistry, v. 34, n. 9, p. 1219–1226, 2002.
SILVA, E.C., FERREIRA, S.M., SILVA, G.P., ASSIS, R.L., GUIMARÃES G.L. Épocas e
formas de aplicação de nitrogênio no milho sob plantio direto em solo de cerrado. Revista
Brasileira de Ciência do Solo, v.29, n.5, p.725-733, 2005.
SILVA, E.C.; FERREIRA, S.M.; SILVA, G.P.; ASSIS, R.L. & GUIMARÃES, G.L. Épocas e
formas de aplicação de nitrogênio no milho sob plantio direto em solo de cerrado. R. Bras. Ci.
Solo, 29:725-733, 2005.
SILVA, L. F. M.; COSCIONE, A. R.; ANDRADE, C. A. Degradação do carbono e
mineralização do nitrogênio em solo com diferentes históricos de uso agrícola de lodo de
esgoto. In: SIMPÓSIO INTERAMERICANO DE BIOSSÓLIDOS, 7., Campinas, 2010.
Anais. Instituto Agronômico de Campinas, 2010. CD-ROM
SMITH, G. D.; LENNARTSSON, M.; BOURNE, W. F.; MEAD, A. Laboratory methods of
estimating potentially mineralizable nitrogen in organic potting mixes. I. Development of
incubation and chemical methods. Communications in Soil Science and Plant Analysis,
Philadelphia, v. 32, n. 17, p. 2755-2768, 2001.
SOARES, M.T.S. Taxas de mineralização e de lixiviação do nitrogênio, e alterações da
fertilidade de um Latossolo Vermelho-Amarelo degradado e outro não-degradado fertilizados
com biossólido e florestados com Eucalyptus grandis. Piracicaba, Escola Superior de
Agricultura "Luiz de Queiroz", 2003. 142p. (Tese de Doutorado)
SOARES, M.T.S. Taxas de mineralização e de lixiviação do nitrogênio, e alterações da
fertilidade de um Latossolo Vermelho-Amarelo degradado e outro não-degradado fertilizados
com biossólido e florestados com Eucalyptus grandis. Piracicaba, Escola Superior de
Agricultura "Luiz de Queiroz", 2003. 142p. (Tese de Doutorado).
STANFORD, F. & SMITH, S.J. Nitrogen mineralization potentials of soil. Proc. Soil Sci.
Soc. Am., 36:465-472, 1972.
STENGER R, PRIESACK E, BEESE F 1996. In situ studies of soil mineral N fluxes: some
comments on the applicability of the sequential coring method in arable soils. Plant and Soil
183, 199 -211.
TANIGUCHI, C.A.K. Mineralização do lodo biológico de indústria de gelatina, atributos
químicos de solo e uso de fertilizante para produção de milho. Jaboticabal, Universidade
Estadual Paulista – Faculdade de Ciências Agrárias e Veterináriais, 2010. 97p. (tese de
Doutorado).
48
USEPA - UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Title 40 CFR
— Part 503. Final rules: standards for the use or disposal of sewage sludge. Federal
Register, 58:9387-9415, 1993.
VIEIRA, R. F. & CARDOSO, A. A. Variações nos teores de nitrogênio mineral em solo
suplementado com lodo de esgoto. Pesquisa Agropecuária Brasileira, Brasília, v. 38, n. 7, p.
867-874, jul. 2003.
WHALEN, J.; SAMPEDRO, L. Soil ecology and management. CABI, Wallingford, (2010).
320p, 2010.
WIENHOLD, B. J. Comparison of Laboratory Methods and an In Situ Method for Estimating
Nitrogen Mineralization in an Irrigated Silt‐Loam Soil. Communications in Soil Science and
Plant Analysis, v. 38, n. 13-14, p. 1721–1732, 2007.
YAGI, R.; FERREIRA, M.E.; CRUZ, M.C.P. & BARBOSA, J.C. Mineralização potencial e
líquida de nitrogênio em solos. Revista Brasileira de Ciência do Solo, 33: 385-394, 2009.
![Webjornalismo nas eleições 2010 [David Batista e Pablo Estanislau]](https://img.document.onl/doc/110x75/5599ffc31a28ab22098b47ac/webjornalismo-nas-eleicoes-2010-david-batista-e-pablo-estanislau.jpg)
