DISSERTAÇÃO

ESTOQUES DE CARBONO E NITROGÊNIO E FLUXOS DE GASES DO EFEITO ESTUFA EM SOLO COM DIFERENTES HISTÓRICOS

DE APLICAÇÃO DE LODO DE ESGOTO

LEONARDO MACHADO PITOMBO

CAMPINAS, SP 2011

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INSTITUTO AGRONÔMICO CURSO DE PÓS-GRADUAÇÃO EM AGRICULTURA

TROPICAL E SUBTROPICAL

ESTOQUES DE CARBONO E NITROGÊNIO E FLUXOS DE GASES DO EFEITO ESTUFA EM SOLO COM DIFERENTES HISTÓRICOS

DE APLICAÇÃO DE LODO DE ESGOTO

LEONARDO MACHADO PITOMBO

Orientador: Dr. Cristiano Alberto de Andrade

Dissertação submetida como requisito parcial para obtenção do grau de Mestre em Agricultura Tropical e Subtropical, na Área de Concentração de Gestão de Recursos Agroambientais

Campinas, SP Abril de 2011

iv

SUMÁRIO

RESUMO ................................................................................................................... vi ABSTRACT ..............................................................................................................vii 1 INTRODUÇÃO........................................................................................................ 1 2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ................................................................................ 4

2.1 Utilização Agrícola do Lodo de Esgoto: panorama e potencial ............................ 4 2.2 O Solo como Reserva de Carbono Orgânico........................................................ 6 2.3 O nitrogênio no Solo ........................................................................................... 8 2.4 Relação C/N no Solo ......................................................................................... 11 2.5 Gases do Efeito Estufa e a Agricultura .............................................................. 11 2.5.1 Fluxo de CO2.................................................................................................. 12 2.5.2 Fluxo de N2O ................................................................................................. 14 2.5.3 Fluxo de CH4.................................................................................................. 15 2.6 Carbono e nitrogênio após Aplicação do Lodo de Esgoto .................................. 16

3 MATERIAIS E MÉTODOS.................................................................................. 19 3.1 Descrição da Área Experimental........................................................................ 19 3.2 Análises de Solo................................................................................................ 21 3.3 Análises de Planta ............................................................................................. 22 3.4 Fluxos de CO2, CH4 e N2O................................................................................ 22 3.5 Dados Meterorológicos ..................................................................................... 24 3.6 Estatística.......................................................................................................... 24

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO............................................................................ 25 4.1 Teores e Estoques de C e N ............................................................................... 25 4.3 Fluxo de CO2, CH4 e N2O ................................................................................. 34

5 CONCLUSÕES...................................................................................................... 47 6 REFERÊNCIAS BIBLIOGÁFICAS..................................................................... 48

v

AGRADECIMENTOS

Ao pesquisador Cristiano Alberto de Andrade, pela orientação, apoio à

realização do trabalho e discussões científicas enriquecedoras;

À Dra. Janaina Braga do Carmo, pela essencial contribuição na parte

experimental, assessorando quanto aos métodos e disponibilizando equipamentos e

materiais;

À pós-graduação do IAC, pela oportunidade e imparcialidade no processo

seletivo;

À Dra. Isabella Clerici de Maria, pela manutenção e disponibilização da área

experimental, assim como aos demais pesquisadores que desenvolvem atividades no

núcleo experimental do “Centro de Solos” e possibilitam a execução de

experimentos de longa duração;

Ao Dr. Heitor Cantarella, pelas considerações realizadas durante a etapa de

“pré-banca”;

A banca examinadora, pelas sugestões ao trabalho que enriqueceram a

dissertação e as discussões do artigo científico;

Aos docentes do programa de pós-graduação do IAC, pela dedicação e busca da

excelência no ensino e pesquisa;

Ao Dr. Fábio Rodrigo Piovezani Rocha, pesquisador do CENA, que nos

possibilitou a otimização do método de determinação de amônio por FIA através de

seu conhecimento técnico e instrumental;

Ao Tonho, Carlão e Joãozinho, este já aposentado, pelo auxílio na manutenção

do experimento e coletas;

Aos colegas, pelos momentos de descontração e cooperação;

À UNESP e à UFSCar, pelos afastamentos à qualificação.

vi

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 em Gestão de Recursos Agroambientais).

RESUMO Foram objetivos desse trabalho determinar os estoques de C e N a as emissões de CO2,

N2O e CH4 a partir de solo com diferentes históricos de aplicação de LE. As aplicações

de LE foram realizadas entre os anos de 2001 e 2007 e, anualmente, foi plantado milho

de 2001 a 2009. O LE foi proveniente da estação de tratamento de esgotos do município

de Jundiaí. Foram definidos 3 tratamentos: controle, 1L e 2L, onde controle representa o

tratamento sem aplicação de LE, mas com adubação mineral (120 kg ha-1 de N); 1L

representa o tratamento com aplicação da dose recomendada de LE, baseando-se em seu

conteúdo de N potencialmente mineralizável (1L ≈ 10 t ha-1 ano-1 de lodo em base

seca); e 2L representa o tratamento com aplicação do dobro da dose recomendada de LE

(2L ≈ 20 t ha-1 ano-1 de lodo em base seca). Os estoques foram determinados em

setembro de 2009 (camadas 0-5, 5-10, 10-20 e 20-40 cm) e os fluxos de GEE a partir do

solo foram determinados entre outubro de 2009 e setembro de 2010 pelos métodos de

câmara com fluxo dinâmico e câmara estática. Os resultados demonstram que a

aplicação de LE propicia incremento de C e N no solo. Os estoques de C na camada 0-

40 cm nos tratamentos 1L e 2L foram, respectivamente, 23 e 41% maiores quando

comparados ao tratamento controle; o aumento dos estoques de N do solo nos

tratamentos 1L e 2L foram de 20 e 42%, respectivamente. Os fluxos de CO2 foram mais

influenciados pela disponibilidade de água no tratamento controle e pelo aumento de

temperatura nos tratamentos com aplicação de LE e, de acordo com o conhecimento

teórico, nos tratamentos com aplicação de LE a matéria orgânica seria mais disponível.

As emissões de N2O aumentaram em função da dose de LE aplicada, no entanto o efeito

residual no tratamento 1L propicia fluxos similares aos encontrados em ecossistemas

florestais. O solo permaneceu como sumidouro de CH4 independentimente da dose de

LE aplicada. Em razão da proporção de C que permaneceu no solo mesmo após 2 anos

sem aplicação de LE, conclui-se que a sua utilização em áreas agrícolas pode ser uma

importante ferramenta para mitigação do aumento do efeito estufa, inclusive em

condições de clima tropical. Conclui-se também que as características do LE e a saída

de N do sistema contribuem para determinar o montante de C estocado no solo.

Palavras chave: CO2, CH4, N2O, biossólido, carbono, nitrogênio

vii

Pitombo, L. M. Carbon and nitrogen stocks and greenhouse gases emissions from soil with different historical sewage sludge applications. 2011. 61p. Msc. dissertation (Master in Agro-environmental Resources Management).

ABSTRACT The aims of this study were to determine the C and N stocks and GHG fluxes from soils

with historical SS application or not. SS applications were made between 2001 and

2007 and each year, maize was planted from 2001 to 2009. The SS comes from water

reclamation plant of Jundiaí city, in São Paulo State - Brazil. We defined three

treatments: control, 1L and 2L, where control is the treatment without SS application,

however with mineral N fertilization (120 kg N ha-1); 1L represents the treatment with

application of recommended SS dose considering the N potentially mineralizable (1L ≈

10 t ha-1 year-1 of SS on dry bases); 2L represents the application of twice SS

recommended dose (2L ≈ 20 t ha-1 year-1 of SS on dry bases). C and N stocks were

determined in September 2009 (0-5, 5-10, 10-20 e 20-40 cm) and the greenhouse gases

flux from soil was measured between October 2009 and September 2010 through

dynamic flow system (Li-Cor 820) and chamber-based method. We verified that C

stocks at 0-40 soil depth were 22.8 and 41.3% greater in 1L and 2L than in control,

respectively; and N stocks were 20.8 and 34.5% greater than in control, respectively.

Soil CO2 flux presents great response to temperature in SS treatments and high water

availability response in control treatment. According theoretical knowledge more

temperature dependence represents more availability of organic matter. Soil N2O flux

increase under SS residual effect but in 1L it is similar that found in tropical moist

forests. Soil remains as CH4 sink. We conclude that SS characteristics as well N output

contributes to determine C storage magnitude and, because C storage amount even

under tropical conditions, it might be an alternative to mitigate increasing on

greenhouse effect.

Key words: CO2, CH4, N2O, biosolid, carbon, nitrogen

1

1 INTRODUÇÃO

Como resultado do aumento da densidade demográfica nas regiões metropolitanas

e escassez de recursos hídricos, as bacias hidrográficas passaram nas últimas décadas a

ser administradas em conjunto, através dos Comitês de Bacias Hidrográficas. Essa

organização, associada aos recursos oriundos da cobrança pelo uso da água e

investimentos públicos e privados, tem possibilitado a implantação de novas Estações

de Tratamento de Esgoto (ETEs) nessas regiões.

O tratamento de esgotos gera o Lodo de Esgoto (LE), um resíduo essencialmente

orgânico, cujo teor de matéria orgânica típico chega a 75% da massa seca (BLANC et

al., 2008). Dentre as principais formas de uso ou disposição do LE adotadas no mundo

– aterros sanitários, disposição oceânica, incineração e co-processamento de produtos

para construção civil (O’CONNOR, 1998; KRESS et al. 2004; BETTIOL &

CAMARGO, 2006; CHEN & LIN, 2009) - a utilização de lodo de esgoto na agricultura

é a alternativa que mais se destaca.

Sob a ótica de sustentabilidade do sistema agrícola, a utilização do lodo de esgoto

na agricultura é bastante coerente, uma vez que parte dos nutrientes previamente

exportados para os centros consumidores de alimentos e matéria prima retornam para o

solo, de onde poderão novamente ser aproveitados pelas culturas. Isso se torna mais

relevante quando se deixa de utilizar fertilizantes nitrogenados de origem industrial, os

quais apresentam alta demanda energética para produção (SMIL, 2004); e adubos

fosfatados, produzidos com matéria prima de origem extrativista e cujas jazidas têm

vida útil estimada de apenas algumas décadas (ROBERTS & STEWART, 2002).

Somam-se a isso os fatos de o LE não apresentar características adequadas para o

aterramento, pois, devido a sua natureza orgânica, é instável ao longo do tempo e requer

intensiva manutenção das áreas aterradas; e a incineração do LE demandar alto

investimento de instalação e operação para o controle de emissão de gases para a

atmosfera.

Apesar dos benefícios da utilização do LE, torna-se importante conhecer os

impactos (positivos e negativos) de sua disposição no ambiente, de forma que critérios

para o uso ambientalmente seguro e agronomicamente eficiente desse resíduo sejam

definidos. Dentre os impactos negativos destacam-se a possibilidade de aumento da

concentração e disponibilidade de metais pesados e compostos orgânicos poluentes no

solo (SMITH, 2009; NOGUEIRA et al., 2010); bem como a ocorrência de organismos

2

patogênicos (GERBA & SMITH, 2005; NAVARRO et al. 2009). Dentre os impactos

positivos pode-se destacar a melhoria em atributos de fertilidade do solo, como o

aumento da disponibilidade de nutrientes (ROCHA et al., 2004; GUEDES et al. 2006);

em atributos físicos, diminuindo a severidade dos processos erosivos (GARCIA-

ORENES et al. 2004; GALDOS et al., 2009); e em atributos microbiológicos do solo,

aumentando a atividade enzimática (SINGH & AGRAWAL, 2008), e diminuindo a

incidência e viabilidade de organismos fitopatogênicos no solo (BONANOMI et al.

2010). É importante destacar que a ocorrência destes impactos está associada às

características do lodo, às formas de manejo adotadas e aos aspectos edáficos referentes

ao tipo de solo, como textura e composição mineralógica. Os solos tropicais, que

apresentam elevado grau de intemperismo e baixos teores de matéria orgânica (MO),

são mais sensíveis a esses efeitos (ZECH et al., 1997).

Além dos impactos no sistema agrícola, há outros possíveis impactos causados

pela utilização agrícola do LE, cuja abrangência extrapola a área de aplicação de lodo:

estes impactos estariam relacionados ao incremento de carbono (C) e nitrogênio (N) no

solo. A aplicação de LE no solo, assim como a aplicação de outros materiais orgânicos,

pode representar uma forma de seqüestro de C orgânico e, desta forma, contribuir para o

efeito mitigador do efeito estufa (SMITH et al., 2008; AJWA & TABATABAI, 1994).

O N, quando aplicado via LE, reduz a demanda por adubos nitrogenados e,

conseqüentemente, evita a geração de formas reativas de N à partir de N2 (por exemplo,

NO3¯; NHx; N2O; NO). O aumento dessas formas de N no meio tem alterado o ciclo do

elemento e causado danos à camada de ozônio e contribuído para o aquecimento global

(GALLOWAY et al., 2004; GALLOWAY et al., 2008).

Mesmo que seja aparente o impacto positivo relacionado ao aporte de C e N no

solo com aplicação de LE, torna-se importante também quantificar a contribuição dessa

prática nas emissões dos gases do efeito estufa (GEE) relacionados à agricultura e

mudanças no uso da terra (CO2, CH4 e N2O), visto que estes gases exercem efeitos de

grandezas diferentes no aquecimento global (IPCC, 2007). Desta forma, alterações na

proporção desses gases emitidos para a atmosfera podem anular um eventual benefício

de atividades que até então eram, por consenso, citadas como sustentáveis e com

potencial de mitigação do aquecimento global (CRUTZEN et al., 2008;

SEARCHINGER et al., 2008).

3

Diante do exposto, os objetivos do trabalho foram avaliar os estoques de carbono

e nitrogênio no solo e determinar o fluxo de GEE (CO2, CH4 e N2O) em áreas com

diferentes históricos de aplicação de lodo de esgoto.

As hipóteses da pesquisa são: sucessivas aplicações de LE propiciam aumento dos

teores e estoques de carbono e nitrogênio no solo; e que esse aporte altera as emissões

de GEE a partir do solo.

4

2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

2.1 Utilização Agrícola do Lodo de Esgoto: panorama e potencial

No Brasil, assim como em outros países em desenvolvimento, a estrutura para

viabilizar a utilização agrícola do LE ainda é incipiente, visto que os esforços estão

voltados para o correto tratamento de esgotos (BEECHER, 2008) e, de certo modo, o

conceito de fim de tubo1 prevalece no saneamento básico brasileiro. Desta forma, na

maioria dos casos o tratamento do esgoto não é planejado pensando no lodo que será

produzido, acarretando em um resíduo que pode ser fonte de metais pesados e

contaminantes orgânicos em razão, por exemplo, da mistura de efluentes domésticos e

industriais, de origem clandestina ou não.

Em países, por denominação, desenvolvidos, os esforços dos pesquisadores e

poder público estão voltados para aumentar os benefícios da utilização agrícola do LE,

reduzir os potenciais impactos dessa atividade e, principalmente, aumentar a aceitação

pública com relação ao aproveitamento de dejetos humanos em áreas agrícolas

(BEECHER et al. 2008). Os pesquisadores, por exemplo, têm buscado formas de

tratamento mais simples para reduzir a concentração de organismos patogênicos

(SMITH et al., 2005; FOSTER-CARNEIRO et al., 2010). Somando-se a isso, o poder

público, considerando que o aterramento é uma forma insustentável de disposição final

de LE, tem implantado barreiras tarifárias para o aterramento de LE, como no Canadá

(GROENEVELD & HEBERT, 2008); implantado outros tipos de restrições não

comerciais, como na Áustria, que não permite que materiais essencialmente orgânicos

sejam aterrados (KROISS, 2008); ou até mesmo tem proibido a atividade, como na

França e Alemanha (BEECHER et al. 2008).

No Brasil, considerando que “a reutilização agrícola do lodo de esgoto é uma

forma ambientalmente adequada” (CONAMA, 2006), o Conselho Nacional de Meio

Ambiente (CONAMA) elaborou e publicou a Resolução 375/06 (CONAMA, 2006),

que define os critérios e procedimentos para o uso agrícola de LE. Como em outros

países, quando o LE apresenta aptidão agrícola, ou seja, apresenta baixos teores de

metais pesados, contaminantes orgânicos e organismos patogênicos e, assim, sua

utilização nas culturas extrapola a simples destinação do resíduo, o principal parâmetro

1 Prática obsoleta em gestão de resíduos que adota a destinação final do resíduo sem buscar diminuir sua periculosidade através de mudanças nos processos de produção ou tratamento do efluente – ver WILSON (2007)

5

limitante para aplicação do LE é o conteúdo de N passível de mineralização (USEPA,

1994; EEA, 1998; DEP et al., 2002). No caso do nitrogênio, a preocupação é inerente

ao comportamento extremamente móvel das formas inorgânicas do elemento no solo e,

por isso, um sincronismo entre a disponibilização de N do resíduo (mineralização) e a

absorção pelas plantas torna-se de fundamental importância. Esse sincronismo, assim

como o aumento do tratamento de esgotos, são duas dentre as quatro alternativas

imediatas apresentadas por GALLOWAY et al. (2008) que seriam necessárias para

mitigar os efeitos das alterações no ciclo global do N e estão diretamente relacionadas à

aplicação de LE na agricultura.

Embora os dados sobre o montante de LE produzido sejam escassos ou

desatualizados, eles são importantes para compreender o potencial da aplicação de LE

na agricultura e a razão pela qual o aterramento é uma alternativa inviável. Estima-se

que em 2015 a SABESP, que é a maior produtora de LE do Brasil e atende 365

municípios no estado de São Paulo2, irá produzir aproximadamente 785 t dia-1 (base

seca) de LE (TSUTYA, 2000) sendo aproximadamente 620 t dia-1 de lodo somente na

Região Metropolitana de São Paulo (SANTOS, 2003).

Apesar dos aspectos benéficos, em todo o mundo os esforços precisam ser

focados, além dos aspectos técnicos, na aceitação da aplicação de LE pelo setor

produtivo e pelos consumidores. Um exemplo importante é a cultura de cana-de-açúcar,

em franca expansão pelo país e que pode receber grande parte do LE produzido. No

entanto, além das barreiras inerentes à origem do LE, há o receio de que ele possa

atrasar ou alterar a intensidade do estádio de maturação da cultura, período em que o

colmo atinge seu máximo em armazenamento de açúcares (ABREU JUNIOR et al.,

2005). Esse possível efeito causaria um problema de ordem técnica e/ou comercial. Para

verificar essa hipótese, FRANCO et al. (2010) e CÓ-JUNIOR et al. (2008) avaliaram a

produtividade e algumas características tecnológicas da cana-de-açúcar em áreas com

histórico de aplicação de LE. Ambos os trabalhos verificaram que a qualidade da cana-

de-açúcar não diferiu; que há aumento de biomassa; e que há economia de fertilizantes,

inclusive os fosfatados, que são altamente demandados pela cultura. Desta forma, a

aplicação de LE nessas áreas deve ser incentivada, ainda mais porque uma parte da

produção de cana-de-açúcar não se destina à alimentação, o que configura uma situação

extremamente favorável ao uso do LE.

2 Informação obtida em www.sabesp.com.br em 8 de janeiro de 2010.

6

Como substituto das fontes convencionais de N, o LE pode ser uma alternativa

para aumentar ou garantir o balanço energético favorável na produção de etanol. Para a

produção de biocombustíveis, o apelo de mitigação do aquecimento global tem sido

questionado em razão da utilização de fertilizantes nitrogenados que pedem emitir

quantidades expressivas de N-N2O para a atmosfera, principalmente para a cultura do

milho, que é matéria prima para produção de biocombustíveis nos Estados Unidos e é

exigente no fornecimento de N (CRUTZEN et al., 2008; SEARCHINGER et al., 2008).

Isso seria possível desde que se comprove que a aplicação de LE não cause maiores

emissões de GEE do que as formas de manejo convencionais. Soma-se a isso o fato da

produção dos fertilizantes nitrogenados demandarem grande quantidade de energia no

processo conhecido como Haber-Bosch, que utiliza combustíveis fósseis para, sob alta

pressão e temperatura, produzir amônia (SMIL, 2004). A economia energética com a

utilização de lodo de esgoto e somente considerando o processo Harber-Bosch, foi

estimada em 4,2 GJ ha-1 por safra para a cultura do milho3. Essa economia pode gerar

créditos de carbono de 0,27 t ha-1 de CO2, somente contabilizando o gasto energético no

processo de conversão de N2 a NH3, visto que o Mecanismo de Desenvolvimento

Limpo – MDL previsto pelo Protocolo de Quioto (UNFCCC, 1997) possibilita a

comercialização de créditos de carbono oriundos de atividades que economizam

energia.

2.2 O Solo como Reserva de Carbono Orgânico

O equilíbrio global do C na biosfera é função de três reservatórios principais: os

oceanos, o sistema terrestre e a atmosfera, sendo que o estoque de C orgânico em solos,

camada 0-100cm, é estimado em aproximadamente 1500 Pg (ESWARAN et al., 1993;

BATJES, 1996).; e na atmosfera 760 Pg (BATTLE et al., 2000). Sendo assim, as

alterações no balanço de C na interface solo/atmosfera são aproximadamente 2 vezes

mais sensíveis na atmosfera, ou seja, se 10% do C do solo for mineralizado,

representará o aumento de 20% do CO2 atmosférico e vice-versa. Nesse sentido é que

3 Estimativa feita pelo autor conforme metodologia da UNFCCC (2009), considerando dados de SMIL (2004)

para as plantas de produção de NH3 mais eficientes do final da década de 90 (27 GJ . t-1 NH3); a necessidade de

120 kg de N ha-1 para a cultura do milho (RAIJ & CANTARELLA, 1997); relação energética e emissão de CO2

p/ gás natural liquefeito (64,2 kg de CO2 GJ -1 – IPCC, 2006); e a eficiência energética do gás natural liquefeito

(92% para caldeiras com menos de 10 anos – UNFCCC, 2009).

7

estudos têm buscado determinar formas de manejo que mantenham ou incrementem C

no solo (LAL, 2008), visto que o potencial dos solos para essa atividade é alto.

O incremento de C no solo ocorre quando o balanço entre entradas e saídas é

positivo (JANZEN, 2004). Em áreas agrícolas, as vias de entrada principais de C no

sistema são o depósito de material vegetal e o uso de fertilizantes e/ou condicionantes

orgânicos no solo (AJWA & TABATABAI, 1994; PAUSTIAN et al. 1997). As

principais vias de saída são a lixiviação de C orgânico dissolvido (COD), a remoção por

meio da erosão e a emissão de formas gasosas de C em função da degradação da MO

(DAVIDSON & JANSSENS, 2006). Especificamente para o seqüestro de C no solo é

desejável que o incremento do elemento seja sob formas mais estáveis, com baixa taxa

de degradação (PAUSTIAN et al. 1997; LAL, 2008).

Na prática, alterações nos estoques de C do solo podem representar grandes

impactos nos inventários de emissões de gases do efeito estufa. Para o Reino Unido, por

exemplo, BELLAMY et al. (2005) estimaram após avaliação de quase 6 mil áreas entre

1978 e 2003 que o montante de C perdido do solo (0-15cm) para a atmosfera é de 13 Tg

ano-1, o que corresponde a aproximadamente 8% da emissão atribuída à atividade

industrial na região em 1990 (SCHULZE & FREIBAUER, 2005). Os autores também

verificaram que a perda de C foi proporcional ao estoque inicial e, de acordo com

SCHULZE & FREIBAUER (2005), isso contradiz o conceito de que solos com maior

reserva de C também contem frações mais estáveis do elemento. Para avaliar o aumento

dos estoques de C, no entanto, é preciso avaliar uma camada maior de solo, visto que a

maior concentração do elemento em superfície pode estar relacionada à estratificação de

camadas ou compactação derivada, por exemplo, de mudanças na forma de manejo do

solo, como a adoção do sistema de plantio direto (FRANZLUEBBERS, 2002;

BODDEY et al., 2010).

Há algumas décadas, o sistema de Plantio Direto – PD surgiu nos Estados Unidos

como alternativa de manejo para, principalmente, reduzir os processos erosivos e

aumentar a eficiência do uso da água e de fertilizantes (PHILLIPS et al., 1980). Nesse

sistema, que chegou ao Brasil nos anos 70, os restos culturais são mantidos em

superfície e não há revolvimento do solo, reduzindo a disponibilidade da MO do à

mineralização, além de reduzir perdas de C por meio de processos erosivos. Aliado aos

benefícios da conversão do sistema de manejo, que são indiscutíveis, no contexto

ambiental atual tem-se especulado o papel desse sistema de manejo no incremento de C

orgânico no solo. No entanto, são controversos os trabalhos sobre esse efeito, visto que,

8

além do sistema de manejo, são variáveis importantes o clima e a cultura adotada

(VANDENBYGAART et al., 2003) e, como dito anteriormente, a camada de solo

avaliada tem levado a conclusões que, muitas vezes, não representam a situação real

(BAKER et al. 2007; BODDEY et al., 2010). Com a conversão do sistema de manejo os

restos culturais deixam de ser incorporados no solo e, desta forma, ocorre estratificação

do C em superfície, sendo esse efeito mais representativo em condições de maior

temperatura e umidade (FRANZLUEBBERS, 2002). Além disso, mesmo sob condições

em que há incremento de C, não se pode afirmar que há seqüestro de C, visto que o esse

aumento pode estar associado a formas lábeis de MO (MEDEIROS et al. 2011).

Em razão de resultados contraditórios quanto ao seqüestro de C no solo em função

de alterações nas formas de manejo de solos agrícolas; e pela falta de uma definição

objetiva para seqüestro de C no solo; não foram incluídos no MDL ações que

abrangessem o solo no primeiro período de compromisso (2008-2012) do Protocolo de

Quioto (SANDERMAN & BALDOCK, 2010). Dessa forma, alternativas a um modelo

de mudança de uso da terra e alteração nos estoques de C tem sido propostas, como a

utilização de dados empíricos, inclusive com monitoramento, para a troca por créditos

de C pelos MDL (MOONEY et al., 2004). Outras fontes de financiamento voluntário,

como a Bolsa do Clima de Chicago, têm estimulado a conversão de sistema de manejo e

tipo de cobertura vegetal através do pagamento por projetos de período predeterminados

(TUBIELLO et al., 2009).

2.3 O nitrogênio no Solo

O N desempenha papel fundamental no funcionamento dos ecossistemas,

principalmente nos agrícolas, que dependem de suprimento de N para garantir os níveis

de produtividade exigidos desde a Revolução Verde, onde as culturas com menor

demanda do elemento foram substituídas por outras, mais responsivas a aplicação de N

e com potencial energético maior (KHUSH, 2001). Para garantir a produtividade e

evitar o desabastecimento da população, chega-se a aplicar na China entre 550 e 600 kg

de N ha-1ano-1 em um sistema típico de 2 culturas anuais (JU et al., 2009), enquanto que

no Estado de São Paulo, para a cultura do milho, recomenda-se 120 Kg N ha-1 para que

se possa atingir excelente produtividade (RAIJ & CANTARELLA, 1997).

Invariavelmente, o N aplicado e não aproveitado pelas culturas, por ser extremamente

disponível no ambiente, é perdido por lixiviação, eutrofizando os corpos hídricos; por

9

volatilização, sofrendo deposição em outros ambientes; e através da emissão de NO e

N2O, que contribuem para a redução da camada de ozônio e para o aumento do efeito

estufa, respectivamente (GALLOWAY et al., 2008).

Por outro lado, na fração orgânica, o N representa a forma indisponível do

elemento no ambiente, sendo a sua disponibilidade dependente de sua mineralização.

Em ecossistemas terrestres, os resíduos de plantas e microrganismos representam as

duas fontes principais de nitrogênio orgânico (KÖGEL-KNABNER, 2002). Durante a

mineralização da MO, o nitrogênio orgânico sofre desaminação (intra ou

extracelularmente) através da atividade microbiológica, sendo parte do grupo amino

transformado em amônia (NH3) que entra em equilíbrio formando amônio (NH4+)

(GEISSELER et al., 2009). Estas espécies de N podem ser transportadas para o interior

das células e assimiladas ou serem fonte de energia para os microrganismos, no

processo denominado nitrificação. Independente da espécie transportada para o interior

da célula (NHx) do organismo nitrificante (GEISSELER, 2010) é a amônia que sofre

transformações e converte- se a NO2¯ (KOWALCHUK & STEPHEN, 2001). Esse

processo é realizado principalmente por organismos procariontes, sendo os do domínio

Archeae atribuídos como maiores responsáveis pela oxidação de amônia (LEININGER

et al., 2006). As bactérias do gênero Nitrobacter são responsáveis pela oxidação do

NO2¯ a NO3¯ (MOBARRY et al., 1996). Apesar de poder ocorrer em condições de

anaerobiose por outros microrganismos, o processo é essencialmente aeróbio

(KOWALCHUK & STEPHEN, 2001, HAYATSU et al., 2008). Esse é o conceito

clássico de disponibilização do N no ciclo do elemento, embora SCHIMEL &

BENNETT (2004) proponham um novo paradigma, onde as plantas e microrganismos

absorvem de forma representativa as frações orgânicas e podem, inclusive, concorrer na

utilização do elemento.

Ao contrário da nitrificação, a redução do NO3¯ a N2 é um processo que ocorre em

condições de baixa pressão de oxigênio (ZUMFT, 1997). O processo pode ter como

subprodutos a emissão de NO e N2O e, por isso, tem sido bastante estudado há algumas

décadas, visto que estes gases são responsáveis por danos a camada de ozônio e

aquecimento global, respectivamente. Embora outros processos de dinâmica do N sejam

pouco intensos nos solos, em condições de anoxia também são reportados a redução

dissimilatória do nitrato a amônio (RDNA; CASKEY & TIEDJE, 1979); e o processo

de oxidação anaeróbica do amônio (Annamox), revisado detalhadamente por JETTEN

(2001). É importante ressaltar que a dinâmica das espécies de N nos solos está

10

intimamente relacionada com o potencial redox destes (GONZÁLEZ et al., 2006), visto

que o potencial padrão (Eº) das reações é elevado, em especial durante a conversão de

N2O a N2 (TROGLER, 1999). Na dinâmica do N no solo o estado de oxidação do

elemento transita de -3 (NH4+) até o estado de oxidação +5 (NO3¯).

Sem a adição de fertilizantes ou depósito de restos vegetais, a única forma de

entrada de N no meio é a Fixação Biológica de Nitrogênio (FBN). Nesse processo as

bactérias diazotróficas convertem N2 a NH4+ através da ação da enzima Nitrogenase,

que consegue atuar sobre a tripla ligação entre os dois átomos de N (KAISER et al.,

2011). Com exceção das leguminosas (PEOPLES et al., 2009), é incerta a contribuição

da FBN no suprimento de N para as demais culturas, no entanto esse ramo de pesquisa é

prioritário considerando-se a “Nova Revolução Verde” pleiteada por HERDER et al.

(2010) e apresenta potencial para aumentar a eficiência energética na produção de

biocombustíveis. Nesse sentido é que pesquisas têm sido desenvolvidas com a cana-de-

açúcar (BODDEY et al., 2003; THAWEENUT et al., 2011), e álamo (KNOTH et al.,

2010), por exemplo.

A figura 1 ilustra a dinâmica das espécies de N no solo e sua interdependência,

através de esquema adaptado de PHILIPPOT et al. (2007):

Figura 1 – Espécies químicas de N e os seus respectivos processos responsáveis pela

sua dinâmica no solo, onde FBN representa fixação biológica do nitrogênio; RDNA

representa redução dissimilatória do nitrato a amônio; e Annamox representa oxidação

anaeróbica do amônio.

FBN

N2 NH4+

NO3¯

NO2¯ NO N2O N2

Desnitrificação

NH4+

NO2¯ NH2OH N2H2

N2 Annamox

NH3

NH2OH

Nitrificação

RDNA

11

2.4 Relação C/N no Solo

O teor de NO nos solos está intimamente relacionado com o teor de C orgânico,

sendo a mineralização de N correlacionada com o teor de C orgânico no solo (BOTTH

et al. 2005). No solo, a proporção de C e N se estabiliza a uma relação C/N aproximada

à dos microrganismos, visto que estes assimilam a MO para compor a maior proporção

absoluta da sua biomassa e são os principais responsáveis pela ciclagem desses

elementos no solo. Estudos correlacionam positivamente a relação C/N do solo com a

relação C/N da microbiota (BOTTH et al. 2005), que por sua vez pode inferir a relação

entre fungos e bactérias da biomassa microbiana (NANNIPIERRI et al., 2003), visto

que na composição da biomassa de fungos predominam compostos com baixa

proporção de N, enquanto que as bactérias são abundantes em proteínas e aminoácidos

(KÖBEL-KNABNER, 2002).

Em solos agrícolas, a relação C/N normalmente varia entre 10 e 12 (ANDERSON

& DOSCH, 1989), dependendo das formas adotadas de manejo. A aplicação de

nitrogênio mineral em grande quantidade, por exemplo, pode aumentar a mineralização

de C orgânico no solo, embora não represente o aumento do estoque de N no solo,

causando ligeiras alterações na relação entre os elementos (SHEVTSOVA et al.

2003). Nos solos de modo geral a relação C/N também se aproxima da mesma faixa,

conforme verificado na estimativa realizada por BATJES (1996) dos estoques mundiais

de C e N nos solos: foram estimados 1548 Pg de C e 140 Pg de N, resultando em uma

relação C/N média igual a 11.

2.5 Gases do Efeito Estufa e a Agricultura

Dos gases do efeito estufa relacionados à atividade humana (CO2, CH4, N2O e

compostos halogênicos), são relacionados à agricultura o CO2, CH4 e N2O, cujas

principais fontes são a mudanças no uso da terra e utilização de fertilizantes (IPCC,

2007). O potencial de aquecimento global (PAG) desses gases é diferenciado, visto que

eles têm capacidades diferentes de reter calor em um determinado tempo de residência

(IPCC, 2007). Foram adotados para o Protocolo de Quioto pela Convenção-Quadro das

Nações Unidas (United Nations Framework Convention on Climate Change -

UNFCCC) os valores de 1 para CO2 (referência), 21 para o CH4 e 310 para o N2O,

considerando o tempo de residência de 100 anos. Ou seja, cada molécula de CH4 seria

12

21; e de N2O 310 vezes mais relevante para o aquecimento global que uma molécula de

CO2 (UNFCCC, 1997). Esses valores foram extraídos do relatório de 1996 do Painel

Intergovernamental de Mudanças Climáticas (Intergovernmental Panel on Climate

Change - IPCC), no entanto foram revisados em 2001 para 23 e 296; e em 2007 para 25

e 298, respectivamente (IPCC, 1997; IPCC, 2001; IPCC, 2007). Apesar das revisões, o

IPCC considera que atualmente ainda é preciso um embasamento científico mais sólido

para a definição dos PAGs, mas incentiva a sua adoção para a padronização das formas

de cálculo das emissões (IPCC, 2009).

Para verificar o fluxo dos GEE à partir do solo, diversas técnicas são

frequentemente utilizadas. Dentre essas técnicas, o método base-câmara tem sido

extensivamente adotado (YAO et al., 2009), e tem sido utilizado para determinar o

impacto de mudanças no uso da terra e na forma de manejo (PASSIANOTO et al.,

2003; CERRI et al., 2006; CARMO et al. 2007).

Especificamente para CO2, além das verificações diretas, também se pode

quantificar o fluxo através de medidas baseadas no balanço de massa de C orgânico; e

através da modelagem da dinâmica do C orgânico do solo utilizando dados de manejo e

biofísicos expressos em escala regional (WESEMAEL et al. 2011).

2.5.1 Fluxo de CO2

O fluxo de CO2 do solo para a atmosfera é conseqüência natural do metabolismo

de organismos heterotróficos e autotróficos, no entanto especula-se que o aumento da

temperatura possa potencializar esse efeito. Definir os efeitos da temperatura sobre o

fluxo de CO2 a partir do solo tem sido o objetivo de estudos publicados nas principais

revistas científicas do mundo (GIARDINA & RIAN, 2000; FANG et al., 2005;

HEIMANN & REICHSTEIN, 2008; BOND-LAMBERTY1 & THOMSON, 2010

MAHECHA et al., 2010; REICH, 2010). Isso reflete a relevância tema, visto que as

implicações desses efeitos podem intensificar a mineralização da matéria orgânica do

solo (CRAINE et al.; 2010). Na busca dessa resposta, um verdadeiro embate entre o

conhecimento empírico e teórico está estabelecido, onde a ciência de base desempenha

importante papel fornecendo subsídios para as conclusões em escala global.

Em um dos trabalhos mais citados sobre fluxo de CO2 a partir do solo, RAICH &

SCHLESINGER (1992) verificaram, através de uma compilação de dados, que há

correlação entre a taxa de respiração a partir do solo e a temperatura e precipitação

média anual do local amostrado. Ainda nesse trabalho, os autores atribuíram esta

13

correlação não à simples ciclagem acelerada de nutrientes em razão do clima, e sim às

maiores taxas respiratórias em situações de maiores temperaturas, visto que eles

avaliaram a produtividade dos ecossistemas envolvidos e consideraram trabalhos que

verificaram o aumento da taxa respiratória com o aumento proposital da temperatura.

Os resultados desse trabalho corroboram com o conhecimento teórico sobre o tema,

baseado em conceitos de termodinâmica de reações químicas.

Considerando o solo como um sistema onde há um conjunto entre substratos e

enzimas que vão mediar a mineralização desses substratos (MO), KNORR et al. (2005)

e DAVIDSON & JANSSENS (2006) utilizam os modelos de cinética química de

Arrhenius e cinética enzimática de Michaelis–Menten para ilustrar a dependência da

temperatura na degradação do C orgânico do solo. Com essas ferramentas, os autores

demonstram que a MO mais disponível seria mais sensível às alterações de temperatura.

Nesse conceito de disponibilidade estão inseridas características intrínsecas da MO e

sua relação com o meio, tendo como exemplo sua interação com as partículas de solo

(SMITH et al., 2003; DAVIDSON & JANSSENS, 2006)

Também baseado em conceitos termodinâmicos é que grande parte dos trabalhos

tem utilizado modificações do modelo Q10 proposto por HOFF (DAVIDSON et al.

2006), em que se assume uma dependência exponencial da respiração sobre a

temperatura. No entanto, são incertos os efeitos da temperatura sobre a mineralização

em ecossistemas, em razão de um conjunto de fatores compilados por DAVIDSON et

al. (2006) e TRUMBORE (2006). Destacam-se nesses fatores o fato de em estudos de

ecossistemas, maiores temperaturas poderem estar associadas a condições sazonais de

maior disponibilidade de água e, desta forma, as maiores taxas respiratórias também

podem estar associadas à disponibilidade de água (GAUMONT-GUAY et al., 2006); e

ainda não é clara a relação entre a respiração de organismos heterotróficos e

autotróficos em diferentes temperaturas (BOND-LAMBERTY et al., 2004).

Ao contrário dos trabalhos anteriores, GIARDINA & RYAN (2000) estimaram,

através de relações isotópicas de C e incubações de laboratório de solos florestais

predominantemente minerais, obtidos em várias regiões do mundo, que a ciclagem de C

não foi relacionada com a temperatura da região de origem. Também em laboratório,

FANG et al. (2005) obtiveram dados que contradizem as teorias baseadas em conceitos

termodinâmicos. Eles verificaram que diferentes frações da MO não diferiram quanto a

sensibilidade às alterações de temperatura.

14

2.5.2 Fluxo de N2O

O uso de fertilizantes na agricultura é considerado o principal fator responsável

pelo aumento das emissões de N2O para a atmosfera (IPCC, 2007). Isso decorre de

emissões diretas ou indiretas, sendo as diretas resultado da emissão em solos agrícolas e

as indiretas resultado das emissões em ecossistemas que recebem o N excedente, como

cursos d’água e estuários (GALLOWAY et al., 2004). Ainda é incerta a contribuição da

agricultura no fluxo desse gás para a atmosfera, no entanto estima-se que 3-5% do N

aplicado possa ser perdido para a atmosfera na forma de N2O (CRUTZEN et al., 2008),

o que poderia diminuir ou mesmo comprometer a sustentabilidade da produção de

biocombustíveis. Para a elaboração dos inventários nacionais de emissões do GEE,

considera-se que 1% do N é emitido para a atmosfera na forma de N2O (IPCC, 2006).

Os principais processos microbiológicos que resultam na emissão de N2O para a

atmosfera são a nitrificação e a desnitrificação (HAYATSU et al., 2008). Embora haja

razoável consenso de que a nitrificação também emite N2O, as vias, condições e

proporções em que isso ocorre ainda não são bem definidas (KALHIL et al., 2004).

Acredita-se, inclusive, que em algumas condições, a nitrificação possa ser o processo

que represente e a maior fonte de N2O para a atmosfera (AMBUS, 1998; KALHIL et

al., 2004; BATEMAN & BAGGS, 2005; KIESE et al., 2008; CHEN et al,. 2010). No

entanto, por ser o N2O um produto intermediário da desnitrificação, na maioria das

situações atribui-se a esse processo as emissões de N2O (PHILIPPOT et al., 2007) e,

desta forma, este é o processo mais estudado e cujos avanços são resultado de décadas

de estudos, inclusive na área da biologia molecular (ZUMFT, 1997)

O fluxo de N2O a partir do solo é determinado, principalmente, pelo suprimento

de nitrogênio, porosidade do solo preenchida com água (water-filled por espace –

WFPS) e disponibilidade de matéria orgânica (NOBRE et al., 2001). Na maioria dos

casos, verifica-se que o WFPS influencia o fluxo de N2O positivamente até um pico de

emissão, seguido pelo declínio, conforme demonstrado por DENMEAD et al. (2010).

Atribui-se a esse comportamento pelo menos duas hipóteses: em elevados níveis de

WFPS o N2O fica em solução e, desta forma, passível de ser reduzido a N2, pois não

difunde para a atmosfera (FARQUHARSON & BALDOCK, 2008); e que o pico das

emissões ocorra pela soma dos dois eventos: nitrificação e desnitrificação (BATEMAN

& BAGGS, 2005; DENMEAD et al., 2010). Além dessas correlações, que são

verificadas na maior parte do trabalhos científicos, SZUKICS et al. (2010) obtiveram

15

consistentes correlações entre a temperatura e as relações entre NH4+ e NO3¯ ; a emissão

de N2O e emissão de NO.

2.5.3 Fluxo de CH4

Os ecossistemas tropicais são a maior fonte de CH4 para a atmosfera

(FRANKENBERG et al., 2008). Essas emissões estão relacionadas principalmente à

degradação anaeróbia da MO em áreas inundadas (HANSEN et al, 2000), e, mais

recentemente, também às emissões diretas das plantas (KEPPLER et al., 2005). As

fontes antrópicas de emissões de CH4, cuja amplitude pode abranger aproximadamente

duas vezes as emissões naturais, são as plantações de arroz em áreas alagadas, a criação

de ruminantes e as emissões não controladas de aterros sanitários e estações de

tratamento de esgotos (IPCC, 2007; CONRAD, 2009). No entanto, ao contrário dos

outros GEE relacionados à agricultura, a taxa de crescimento do CH4 atmosférico tem

caído desde 1999 a níveis similares ao ano de 1990 (BUSQUET et al., 2006).

Ao mesmo tempo em que a atividade biológica é responsável pela emissão de CH4

nos ecossistemas, ela também exerce papel importante sobre o montante de gás emitido

para a atmosfera, visto que parte do gás produzido pelas archaeas metanogênicas é

consumida pelas bactérias metanotróficas (HANSEN & HANSEN, 1996, CONRAD,

2009). Em áreas alagadas, essas bactérias são mais abundantes na superfície do meio,

evitando, na medida em que se estabelece um equilíbrio dinâmico, que o CH4 em

solução seja emitido para a atmosfera (HANSEN & HANSEN, 1996), no entanto a

maior parte do gás é emitida através da formação de bolhas e pela sua difusão no

aerênquima das plantas (LE MER & ROGER, 2001; CONRAD, 2009). De modo geral,

a abundância de organismos metanotróficos está associada à capacidade do meio em

fornecer CH4 (NESBIT et al. 1992; BENDER et al., 1995).

Em solos agrícolas bem drenados, onde a produção de CH4 está relacionada a

poucos eventos de saturação de água, as bactérias metanotróficas são responsáveis pelo

balanço negativo de CH4 entre o solo e a atmosfera (CONRAD, 2009), no entanto em

condições de alta disponibilidade de NH4+

tem-se verificado que esse efeito é inibido,

embora o mecanismo ainda não seja definido (KING & SCHNELL, 1994). Nos solos

onde a emissão de CH4 não é significativa, têm-se verificado que a afinidade do solo

pelo gás tem aumentado na mesma proporção do aumento das concentrações

atmosféricas (KING & SCHNELL, 1994; HOLMES et al., 1999) o que, de certa forma,

16

corrobora com a informação de que a abundância de organismos metanotróficos está

associada à capacidade do meio em fornecer CH4.

2.6 Carbono e nitrogênio após Aplicação do Lodo de Esgoto

A maioria dos experimentos realizados objetivando verificar os efeitos da

aplicação do LE no solo é realizada com a cultura do milho, visto que esta é uma cultura

com demanda elevada de N, o que permite a verificação desses efeitos em condições

extremas, já que quando o LE apresenta aptidão agrícola o fator limitante de aplicação

normalmente é o seu conteúdo de N mineralízável (GALDOS et al., 2004; BOZKURT

et al., 2006; ALCANTARA et al., 2009). No entanto, estudos também são realizados

com outras culturas objetivando verificar, além dos efeitos no solo, efeitos sobre a

produtividade e qualidade dos produtos. Destacam-se em clima tropical estudos com a

cana-de-açúcar (CÓ-JUNIOR et al., 2008; CHIBA et al., 2009; FRANCO et al., 2010) e

eucalipto (ANDRADE et al., 2005; GUEDES et al., 2006); e em clima temperado

estudos com o trigo (MENELIK et al., 1991; UYANOZ et al., 2006).

Em países do hemisfério norte são mais frequentes as publicações de resultados

obtidos em experimentos de longa de duração para estudar os efeitos da aplicação de LE

no solo. Na maioria destes trabalhos verifica-se que, ao longo do tempo, há incremento

de C orgânico no solo mediante a aplicação das doses recomendadas de LE em

comparação às formas convencionais de adubação. No entanto, a intensidade desses

efeitos é ampla, visto que o clima, a textura do solo e o tipo de lodo são variáveis

importantes para avaliar esses efeitos, pois elas predizem a capacidade de ciclagem do

LE no solo e, de certo modo, solos com teores iniciais menores são mais sensíveis às

alterações. Na tabela 1 são compilados alguns trabalhos sobre o efeito das aplicações de

LE nas doses recomendadas sobre os teores de C orgânico no solo.

17

Tabela 1 – Referências sobre o incremento de C orgânico após sucessivas aplicações de

LE

País Tempo

(anos)

Textura

do soloa

TMNb

(%)

DCOc

(%)

Camada

(cm) Referência

Suécia 50 Ag ___ 114 0-20 HALLIN et al., 2009

Alemanha 30 S ___ 22 0-20 MARSCHNER et al., 2003

França 20 Ar 30 27 0-25 PARAT et al., 2007

Itália 10 Ar 20 nsd 0-25 ADANI &

TAMBONI, 2005

Iran 7 Ag 40 177 0-20 HEMMAT et al. 2010

aAg = Argiloso, Ar = Arenoso, S = Siltoso; bTMN = Taxa de Mineralização de Nitrogênio atribuída

conforme a USEPA (1994); cDCO = Diferença entre os teores de C orgânico do tratamento convencional

e utilizando LE na dose recomendada; d ns = diferença não significativa, de acordo com o tratamento

estatístico utilizado pelo autor.

Quanto aos efeitos da aplicação do LE sobre a dinâmica de emissões de GEE, os

trabalhos são escassos e pouco conclusivos. Fernandes et al. (2005), por exemplo,

verificaram que a aplicação de doses de LE oito vezes maiores que o recomendado para

a cultura do milho, comparando com o tratamento utilizando adubo mineral, aumentou a

taxa de emissão de CO2, N2O e CH4, no entanto o trabalho não apresenta discussões em

torno das doses menores e, de acordo com as figuras apresentadas no respectivo

trabalho, pode-se especular que as emissões de GEE na dose recomendada de LE são

semelhantes às emissões no tratamento com adubação mineral. Além disso, deve-se

considerar que as leituras foram feitas de forma pontual, próximas às aplicações do

resíduo, não possibilitando conclusões mais aprofundadas sobre sua cinética de

mineralização, bem como os reflexos em longo prazo. Fatores ambientais, como

temperatura e umidade, exercem efeito sobre a emissão de gases do efeito estufa

(TANG et al., 2003; DENMEAD, 2008), devendo-se, desta forma, abranger o maior

tempo de amostragem possível, diminuindo assim erros devido a sazonalidade e

possibilitando extrapolações para períodos mais longos, inclusive com a possibilidade

de modelagem dos fluxos em função de variáveis climáticas. No trabalho de

CHIARADIA et al. (2009), em que foram avaliadas as emissão de GEE à partir da

aplicação do lodo em coletas realizadas em uma cronosequência na cultura da mamona,

18

os autores estimaram que, até os 21 dias, as emissões de GEE em eqCO2 foram

aproximadamente duas vezes maiores que no tratamento controle.

19

3 MATERIAIS E MÉTODOS

3.1 Descrição da Área Experimental

A área experimental (figura 2) faz parte do projeto “Utilização agrícola de lodo de

esgoto: avaliações físicas, químicas e biológicas de solo, enxurrada e sedimento”,

desenvolvido no IAC localizado no Centro Experimental do Instituto Agronômico, em

Campinas. O solo da área é classificado como Latossolo Vermelho eutroférrico de

textura argilosa, segundo o Sistema Brasileiro de Classificação de Solos (Embrapa,

2006). O teor (%) de argila, silte e areia do solo são 58,3; 10,3; e 31,4; respectivamente.

Figura 2 - Área experimental: 12 parcelas com 100 m2 e declividade uniforme de 10%,

divididas entre os tratamentos controle, 1L e 2L

O histórico de aplicação de lodo na área é de 2001 a 2007, com três situações

(controle, 1L e 2L), em que: controle é o tratamento sem aplicação de lodo, mas com

fertilização com N mineral (120 kg ha-1 ano-1 de N), parcelado em 30% no plantio e 70%

na adubação de cobertura; 1L é a aplicação de uma vez o recomendado de N via lodo

(1L ≈ 10 t ha-1 ano-1 de lodo em base seca); e 2L representa a aplicação de duas vezes o

recomendado de N via lodo (2L ≈ 20 t ha-1 ano-1 de lodo em base seca). No tratamento

controle também foram aplicados anualmente fertilizantes com Fósforo (P) e Potássio

(K); e nos tratamentos 1L e 2L somente complementação mineral com K. As doses de

4m

25m

20

lodo foram definidas com base em sua análise química (tabela 3), na necessidade de N

para a cultura do milho e considerando a taxa de mineralização do N do resíduo igual a

30%, de acordo com o preconizado pela norma P4.230 da CETESB (CETESB, 1999) e

pela Resolução CONAMA 375/06 (CONAMA, 2006). Foram criadas 12 parcelas

(figura 2) com área útil de 100 m2, em declive uniforme de 10%, sendo utilizadas 4

réplicas distribuídas ao acaso para cada tratamento. As aplicações de LE foram

realizadas em área total seguidas de incorporação no solo. A última correção da acidez

do solo foi realizada em outubro de 2008, mediante a aplicação de 8 t ha-1 de calcário.

Anualmente, durante o verão, foi realizado o plantio do milho. Nas safras 08/09 e 09/10

foram utilizados o híbrido BM810 e o cultivar IAC 8333, respectivamente. Na

entressafra o solo permaneceu descoberto.

As avaliações foram realizadas após um período de dois anos sem aplicação de

lodo, encerrando-se assim, um primeiro ciclo de aplicações do resíduo na área

experimental. Os atributos de fertilidade do solo das amostras coletadas em setembro de

2009 são apresentados na tabela 2.

Tabela 2 - Atributos de fertilidade do solo (camada 0-20) nos tratamentos controle, 1L

e 2L, onde controle representa o tratamento sem aplicação de LE, mas com adubação

mineral; 1L representa o tratamento com aplicação da dose recomendada de lodo; 2L

representa o tratamento com aplicação do dobro da dose recomendada de lodo

Tratamento MO pH V% H+Al SB CTC P

g dm-3 ------- mmolc dm-3 ------- mg dm-3

controle 23,1 5,4 69,6 22,2 52,6 75,0 45,7

1L 32,0 5,8 81,0 24,2 115,6 140,0 79,3

2L 38,3 5,8 69,6 39,6 96.2 136,2 139,5

Tratamento Ca Mg K B Mn Zn Fe Cu

--- mmolc dm-3 --- --------------- mg dm-3 ---------------

controle 31,4 17,2 3,8 0,20 16,8 2,1 10,0 5,1

1L 62,0 50,1 3,4 0,24 19,0 23,3 49,2 12,4

2L 50,7 43,2 2,4 0,38 22,5 24,4 121,2 20,9

O lodo de esgoto utilizado foi proveniente da ETE Jundiaí, sendo que o processo

de tratamento da estação é composto por lagoas aeradas de mistura completa seguida de

lagoas de decantação. Na estação, o lodo foi centrifugado, adicionado de polieletrólitos

21

e condicionado física e sanitariamente de 60 a 90 dias, sofrendo revolvimento em pátio

coberto (GALDOS et al., 2004). Na tabela 3 são apresentados os valores médios dos

parâmetros analisados durante a caracterização dos LE.

Tabela 3 – Composição média (base seca) dos LE utilizados no experimento entre os

anos de 2001 e 2007 de acordo com os parâmetros da Norma Técnica CETESB P230/99

e da Resolução CONAMA 375/06

pH Umidade Sólidos voláteis C orgânico

------------- % ------------- g kg-1

6,6±0,7a 68±3 57±3 279±43

N Kjeldahl N amoniacal N- nitrato e nitrito Ferro

g kg-1 ---------- mg kg-1 ---------- g kg-1

29±2 371±133 48±52 22±3

Fósforo Cálcio Magnésio Enxofre

-------------------------- g kg-1 --------------------------

8,1±2,7 15±11 1,6±0,2 20±6

Potássio Sódio Boro Zinco

------------------------- mg kg-1 -------------------------

2538±3944b 2207±2613b 24±25 1339±279

Alumínio Arsênio Bário Cádmio

g kg-1 ------------------ mg kg-1 ------------------

19±2 <0,5c 347±159d 8,3±3,6

Chumbo Cobre Cromo Manganês

------------------------- mg kg-1 -------------------------

170±61 525±267 168±22 606±116

Mercúrio Molibdênio Níquel Selênio

------------------------- mg kg-1 -------------------------

<0,5 8,3±2,7 59±58 <0,5 a ± desvio padrão;bem 2004, os valores de potássio e sódio foram 11470 mg kg-1 e 8102 mg kg-1, respectivamente; cvalor abaixo do respectivo limite de quantificação do método; dmédia dos valores de 2006 e 2007, visto que Bário não é parâmetro na Norma Técnica CETESB P230/99.

3.2 Análises de Solo

Para a avaliação dos estoques, em setembro de 2009 foram coletadas amostras de

solo nas profundidades 0-5, 5-10, 10-20 e 20-40 cm. A densidade do solo foi

determinada através da obtenção de amostras indeformadas, coletadas em

22

minitrincheiras abertas nas parcelas. Foram utilizados anéis volumétricos (100 cm3) de

5 cm de diâmetro com tara definida e, após secagem em estufa a 105°C do conjunto

anel+amostras, determinou-se a densidade do solo.

Para a determinação dos teores de C e N adquiriu-se, por parcela, uma amostra

composta obtida de 10 amostras simples coletadas nas 4 profundidades predeterminadas

(0-5, 5-10, 10-20 e 20-40 cm). Essas amostras foram secas ao ar, passadas por peneira

de 2 mm. Uma fração de cada amostra foi separada e passada integralmente em peneira

de malha de 150 mm através da moagem em almofariz para análise de C e N em

analisador LECO TruSpec CN da Embrapa Meio Ambiente, em Jaguariúna

Os estoques foram determinados de acordo com a Equação 1.

hdCE ∗∗= (1)

em que:

E = estoque de C ou N, em t ha-1; C = teor de carbono ou nitrogênio, em %;

d = densidade do solo, em g cm-3;

h = espessura da camada considerada, em cm.

3.3 Análises de Planta

Para avaliar o transporte de N do campo através da produção de grãos e avaliar a

absorção de N pelas plantas, foram estimadas as massas dos restos culturais através da

pesagem das plantas de 6 linhas por parcela; e determinada a produção do milho por

parcela. Em amostras de plantas e grãos secos e moídos foi determinado o teor de N

pelo método microKjeldahl de acordo com BATAGLIA et al., (1983), no Laboratório

de Análise de Plantas do IAC.

3.4 Fluxos de CO2, CH4 e N2O

Os fluxos de GEE a partir do solo foram determinados entre outubro de 2009 e

setembro de 2010. Para determinar o fluxo de CO2 até o mês de abril de 20104 utilizou-

se o método da câmara com fluxo dinâmico (figura 3A) proposto por DAVIDSON et al.

(2002). A câmara é acoplada em um analisador de gás por infravermelho portátil 4 Após esse período a aquisição de um novo equipamento possibilitou a determinação simultânea de CO2, CH4 e N2O pelo método da câmara estática

23

(LICOR LI-820), que determina as alterações nas concentrações de CO2 (ppmv) em

função do tempo. As concentrações são medidas a cada 15 segundos durante 5 minutos

e armazenadas utilizando o software Datastick Graph-Term instalado em um palm top

conectado ao equipamento. Posteriormente, os dados são transferidos para outro

computador, onde os fluxos são calculados utilizando o software Palm Flux, que utiliza

a inclinação da curva (regressão) para obtenção dos fluxos em µmol m-2 s-1.

Figura 3 - Câmara com fluxo dinâmico (A); e câmara estática (B); utilizadas nas coletas de gases.

Para as medidas do fluxo de CH4 e N2O e, após o mês de abril para CO2, foi

adotado o método câmara estática (figura 3B), também descrito por DAVIDSON et al.

(2002), onde câmaras de PVC com diâmetro de 30 cm são instaladas, com auxílio da

respectiva base, na área de amostragem no momento da coleta, em pontos escolhidos

aleatoriamente. Após o fechamento das câmaras e com o auxílio de seringas

apropriadas, amostras foram coletas com 1, 10, 20 e 30 min, armazenadas sob pressão

em frascos tipo penicilina lacrados, e analisadas no laboratório utilizando cromatógrafo

a gás com determinação das concentrações de N2O por meio de detector tipo ECD

(captura de elétrons), e de CH4 e CO2 por detector tipo FID (ionização de chama). O

fluxo de cada gás foi calculado por meio da variação da concentração nos quatro tempos

de avaliação até 30 minutos, obtendo-se o coeficiente angular de uma equação de reta

ajustada. Todas as coletas foram realizadas nas entrelinhas do plantio, com uma câmara

por parcela.

Após a coleta dos gases, amostras de solo foram retiradas do interior das câmaras

para determinação da umidade e concentração de N mineral. A umidade foi determinada

por gravimetria; e o N mineral por colorimetria dos extratos obtidos em KCl 2 mol L-1

A

B

24

em equipamento de análise com injeção em fluxo contínuo (FIAlab 2500) baseado nos

métodos propostos por KAMPHAKE et al. (1967) para NO3- e por KROM (1980) para

NH4+. A porosidade do solo preenchida com água (water-filled por espace – WFPS) foi

obtida com a relação entre umidade do solo no momento da coleta de gases e

porosidade, determinada de acordo com CAMARGO et al. (2009) em amostras

indeformadas coletadas em setembro de 2009.

3.5 Dados Meterorológicos

Os dados de precipitação e temperaturas máximas e mínimas do ar foram

coletados na estação meteorológica do Centro Experimental Central do Instituto

Agronômico, que fica a aproximadamente 1000 m da área experimental. Esses dados

foram fornecidos pela equipe do Centro Integrado de Informações Agrometeorológicas

(CIIAGRO), coordenado no Instituto Agronômico. Historicamente, a média de

precipitação é de 1400 mm ao ano, sendo que 76% desse volume precipita entre os

meses de outubro e março (GALDOS et al. 2009).

3.6 Estatística

Os resultados das análises de solo (concentração de C e N, densidade, estoques, e

fertilidade) foram submetidos à análise de variância (ANOVA), tendo-se como fator de

variação as doses de aplicação de LE (0, 10 e 20 t ha-1; delineamento inteiramente ao

acaso), com posterior aplicação do teste de Tukey 5% para comparação das médias.

Correlações estatísticas também foram utilizadas para auxiliar na interpretação e

discussão dos resultados. Os resultados de fluxo de gases foram comparados por meio

dos valores médios e respectivos erros padrão.

25

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO

4.1 Teores e Estoques de C e N

Os teores e estoques de C aumentaram em razão da aplicação de LE, mesmo com

a aplicação do resíduo ter cessado dois anos antes da amostragem. Com os resultados,

verifica-se que os teores de C nos tratamentos com LE reduziram em profundidade, a

valores próximos e estatisticamente semelhantes (tabela 4). Na camada 0-5 cm os

valores de C foram 79 e 160% maiores nos tratamentos 1L e 2L, respectivamente,

quando comparados com o tratamento controle. Na camada 5-10 cm esse efeito

representou 56 e 121% de incremento; e na camada 10-20 cm 7 e 22% de incremento

nos teores de C, respectivamente. Abaixo dos 20 primeiros centímetros não se observou

efeito do LE nos teores de C do solo.

Os teores de N no solo apresentaram comportamento semelhante ao verificado

para C (figuras 4A e 4B), verificando-se correlação altamente significativa entre as

médias dessas variáveis (r2 = 0,9926; P<0.0001). Na camada 0-5 cm os valores de N

foram 69 e 174% maiores nos tratamentos 1L e 2L, respectivamente, quando

comparados com o tratamento controle. Na camada 5-10 cm esse efeito representou 60 e

118% de incremento. Abaixo dos 10 primeiros centímetros não se observou efeito do

LE nos teores de C do solo. A relação C/N do solo não apresentou diferença estatística

entre os tratamentos e entre as profundidades (tabela 4).

Quanto aos estoques, para melhorar a visualização dos resultados e aumentar o seu

potencial de comparação com outros trabalhos, estes também são expressos em camadas

de 0-20 e 0-40 cm. Esses dados foram obtidos através da soma dos estoques das

respectivas camadas em cada parcela. Nestas camadas, os tratamentos 1L e 2L

representaram aumentos dos estoques para C de 37 e 70% (0-20 cm); e 23e 41% (0-40

cm), respectivamente; em relação aos do controle. Os estoques de N na camada 0-20

nos tratamentos 1L e 2L aumentaram 33 e 69%; enquanto que na camada entre 0-40 cm

aumentaram 20 e 42%, respectivamente; em relação ao tratamento controle. Em

camadas mais estreitas a comparação de dados é dificultada em razão da associação de

duas variáveis (estoque e teor elementar). Os dados de densidade do solo utilizados

para calcular os estoques de C e N conforme a equação 1 são apresentados na tabela 5,

enquanto os resultados de estoques de C e N são apresentados na tabela 6 e ilustrados

nas figuras 5 e 6.

26

Tabela 4 - Teores de C e N total no solo e relação elementar nas profundidades 0-5, 5-

10, 10-20 e 20-40 nos tratamentos controle, 1L e 2L, onde controle representa o

tratamento sem aplicação de LE, mas com adubação mineral; 1L representa o

tratamento com aplicação da dose recomendada de lodo; 2L representa o tratamento

com aplicação do dobro da dose recomendada de lodo

Teor de C na camada de solo (cm) Tratamentos

0-5 5-10 10-20 20-40 --------------------- g kg-1 ----------------------

controle a13,59 a 13,61 a 12,90 a 11,95 a

1L 24,33 b 21,18 b 13,78 ab 11,92 a

2L 35,69 c 30,14 c 15,77 b 11,64 a

CV (%) 16,81 11,79 9,24 6,70

Tratamentos Teor de N na camada de solo (cm)

0-5 5-10 10-20 20-40

--------------------- g kg-1 ----------------------

controle 1,08 a 1,10 a 1,08 a 0,98 a

1L 1,82 b 1,76 b 1,15 a 0,96 a

2L 2,96 c 2,40 c 1,26 a 0,99 a

CV (%) 13,65 11,93 8,79 6,30

Relação C/N na camada de solo (cm) Tratamentos

0-5 5-10 10-20 20-40 controle b12,64 12,43 11,92 12,16

1L 13,96 12,62 11,94 12,45

2L 13,33 12,57 12,45 11,80

CV (%) 9,67 12,54 12,10 3,24 a Letras iguais indicam não haver diferença entre as médias nos tratamentos controle, 1L e 2L. n = 4. b Não houve diferença estatística entre as médias nos tratamentos controle, 1L e 2L

27

Figura 4 – Teores de C (A) e N (B) no solo nas profundidades 0-5; 5-10; 10-20; e 20-40 cm nos tratamentos controle, 1L e 2L, onde controle

representa o tratamento sem aplicação de LE, mas com adubação mineral; 1L representa o tratamento com aplicação da dose recomendada de

lodo; 2L representa o tratamento com aplicação do dobro da dose recomendada de lodo. n = 4. Barras horizontais indicam desvio padrão da

média.

05

1015

2025

3035

1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5

controle1L 2L

Cam

da d

e so

lo (

cm)

Teor de N (g kg-1)

05

1015

2025

3035

10 20 30 40

Teor de C (g kg-1)

Cam

da d

e so

lo (

cm)

controle 1L 2L

A B

28

Tabela 5 – Densidade do solo nas profundidades 0-5, 5-10, 10-20 e 20-40 nos

tratamentos controle, 1L e 2L, onde controle representa o tratamento sem aplicação de

LE, mas com adubação mineral; 1L representa o tratamento com aplicação da dose

recomendada de lodo; 2L representa o tratamento com aplicação do dobro da dose

recomendada de lodo

Densidade do solo na camada (cm) Tratamentos

0-5 5-10 10-20 20-40

------------------------- g cm-3 ------------------------- controle a1,16 ± 0,10 1,18 ± 0,06 1,21 ± 0,08 1,14 ± 0,05

1L 1,08 ± 0,06 1,23 ± 0,04 1,20 ± 0,10 1,22 ± 0,12

2L 1,08 ± 0,08 1,07 ± 0,07 1,16 ± 0,09 1,52 ± 0,08

a± desvio padrão da média. n = 12. Não houve diferença estatística entre as médias nos tratamentos

controle, 1L e 2L

Tabela 6 - Estoques de C e N no solo nas profundidades 0-5, 5-10, 10-20 e 20-40 nos

tratamentos controle, 1L e 2L, onde controle representa o tratamento sem aplicação de

LE, mas com adubação mineral; 1L representa o tratamento com aplicação da dose

recomendada de lodo; 2L representa o tratamento com aplicação do dobro da dose

recomendada de lodo

Estoque de C na camada de solo (cm) Tratamentos

0-5 5-10 10-20 20-40 --------------------- t ha-1 ---------------------

controle a7,93 a 8,05 a 15,66 a 27,17 a

1L 13,21 a 13,58 b 16,52 a 29,20a

2L 19,30 b 16,23 b 18,41 a 29,14 a

CV (%) 20,04 12,50 13,92 8,28

Estoque de N na camada de solo (cm) Tratamentos

0-5 5-10 10-20 20-40 --------------------- t ha-1 ---------------------

controle 0,63 a 0,65 a 1,32 a 2,24 a

1L 0,99 a 1,08 b 1,38 a 2,34 a

2L 1,60 b 1,29 b 1,48 a 2,47 a

CV (%) 17,48 13,18 13,18 7,00 a Letras iguais indicam não haver diferença entre as médias nos tratamentos controle, 1L e 2L. n = 4.

29

Figura 5 – Estoques acumulados de C no solo nas profundidades 0-20 e 0-40 nos

tratamentos controle, 1L e 2L, onde controle representa o tratamento sem aplicação de

LE, mas com adubação mineral; 1L representa o tratamento com aplicação da dose

recomendada de lodo; 2L representa o tratamento com aplicação do dobro da dose

recomendada de lodo. n = 4. Barras verticais indicam desvio padrão da média.

Figura 6 – Estoques acumulados de N no solo nas profundidades 0-20 e 0-40 nos

tratamentos controle, 1L e 2L, onde controle representa o tratamento sem aplicação de

LE, mas com adubação mineral; 1L representa o tratamento com aplicação da dose

recomendada de lodo; 2L representa o tratamento com aplicação do dobro da dose

recomendada de lodo. Letras iguais indicam não haver diferença entre as médias dos

tratamentos. n = 4. Barras verticais indicam desvio padrão da média.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0-20 cm 0-40 cm

Camada de solo

Est

oque

de

N (

t ha-1

)

controle

1L

2L

a

a

ab

ab

b

b

b

b

c

c

0

20

40

60

80

100

0-20 cm 0-40 cm

Camada de solo

Est

oque

de

C (

t ha-1

) controle

1L

2L

a

a

ab

ab

b

b

b

30

Em alguns trabalhos, para se verificar o efeito de tratamentos nos estoques de C,

recomenda-se analisar até a camada de 100 cm (BODDEY et al., 2010), no entanto,

para solos agrícolas são tecnicamente bem aceitos trabalhos que avaliam pelo menos a

camada 0-30 cm (IPCC, 2003), sendo que grande parte dos trabalhos considera somente

a camada até 20 cm (DIECKOW et al., 2009; BARITZ et al., 2010). Normalmente

avaliações em profundidade se tornam necessária devido a efeitos do sistema radicular

em avaliações florestais (SINGH et al., 2007; BALIEIRO et al., 2008; PEGORARO et

al., 2010; VERGUTZ et al., 2010).

Considerando os teores médios de C e N orgânicos nos LE aplicados anualmente

(tabela 3, p.21) pode-se determinar o montante dos elementos adicionado no solo após

as sete aplicações e compará-los com os respectivos estoques para inferências sobre o

balanço dos elementos no sistema. Estes dados são apresentados na tabela 7. A origem

do C estocado no solo é, na sua maior parte, derivada do LE, no entanto, a maior

produção vegetal em anos anteriores nos tratamentos com LE, assim como verificado

por MARTINS et al. (2003), pode ter contribuído para esse efeito em função da maior

deposição de material vegetal. Desconsiderando esse efeito, 70 e 62% do C adicionado

nos tratamentos 1L e 2L, respectivamente, permanecem no solo. Para N,

aproximadamente a mesma proporção permaneceu no solo em 1L e 2L e, somando-se

ao fato de que a relação C/N tende-se a estabilizar nos três tratamentos a valores

similares, esses resultados sugerem que a saída de N do sistema é que determinou o

montante de C estocado.

Tabela 7 - Montante aplicado via LE e incremento de C e N nos tratamentos 1L e 2L,

onde 1L representa o tratamento com aplicação da dose recomendada de lodo e 2L

representa o tratamento com aplicação do dobro da dose recomendada de lodo

Tratamento C N aIC IN

-------------------------- t ha-1 -----------------------

1L 19,55 2,05 13,70 0,93

2L 39,10 4,10 24,26 1,93 a a letra I indica incremento no solo do respectivo elemento (C ou N) com relação ao tratamento controle.

Outro importante fator que pode determinar o montante de C estocado é a relação

C/N do LE. Geralmente o parâmetro limitante para sua aplicação é o seu teor de N,

então materiais com diferentes relações C/N aplicarão a mesma quantidade de N, mas

31

diferentes quantidades de C. Além disso, LE com menores relações C/N tendem a

favorecer a mineralização mais rápida do N. Desta forma, os estoques estabilizariam em

menores quantidades de N e, consequentemente, em menores quantidades de C, visto

que mesmo que ocorram alterações na comunidade microbiana a relação C/N do solo se

estabiliza a valores próximos aos do tratamento de referência (ADANI & TAMBONI,

2005; HALLIN et al. 2009; LIMA et al. 2009; FERNÁNDEZ et al. 2009). Como

exemplo pode-se comparar os dados publicados por DIAS et al. (2007) com os dados

aqui apresentados: as áreas experimentais tem solos com textura similares e mesma

classificação, foram submetidas ao mesmo manejo e estão sugeitas as mesmas

condições climáticas, visto que estão em municípios vizinhos e sob altitudes próximas.

No entanto, DIAS et al. (2007) utilizaram LE com relação C/N media de 7,3 e

verificaram aumento de aproximadamente5 12% no teor de C do solo na camada 0-10

cm após 6 anos de aplicação de LE. Neste trabalho o LE apresentava média relaçao

C/N de 9,6 e o teor médio de C na camada 0-10 cm permaneceu 67% superior que no

tratamento controle, mesmo após 2 anos sem aplicação do resíduo. ADANI &

TAMBONI (2005), utilizando LE com relação C/N média de 5,3, não verificaram

alterações entre os teores de C nos solos (0-25 cm) após 10 anos de aplicação de LE ou

fertilização convencional.

LE menos estabilizados e com menores relações C/N normalmente são obtidos

pelo processo de lodos ativados (BEECHER, 2008), que apresenta alta eficiência em

menores áreas ocupadas e é amplamente utilizado em regiões metropolitanas

(SEGHEZZO et al., 1998; BOON, 2003), enquanto que o LE utilizado neste trabalho é

originado de lagoas de decantação, que, apesar de ocupar áreas relativamente maiores

por ser um processo de fluxo contínuo, produz um lodo com maior aptidão agrícola e,

desta forma, enfatiza que o conceito de fim de tubo está obsoleto e que o LE, na

filosofia moderna dos sistemas de gestão de resíduos, deve ser pensado como

subproduto e não como resíduo. Além disso, apesar desses LE apresentarem a mesma

taxa de mineralização de N (TMN) segundo os órgãos regulamentadores, eles são muito

diferentes quanto à origem e composição, o que indica que o sistema normativo precisa

se atentar que a dinâmica do N, assim como a do C, difere nos dois lodos, o que resulta

em cinéticas de disponibilização de N diferentes.

5 Calculado utilizando-se a equação da curva apresentada na Figura 1A do respectivo trabalho

32

A absorção de N pela cultura do milho nos tratamentos com histórico de aplicação

de LE é superior ao tratamento controle (tabela 9), mesmo após dois anos sem adição do

resíduo, embora esse efeito não represente aumentos de produtividade (tabela 8). As

quantidades de N na parte aérea do milho (folhas, colmo e grãos) nos tratamentos com

LE na safra 2008/09 indicam o excesso do elemento no sistema, visto que o valor se

aproxima ao recomendado para aplicação no solo (120 kg ha-1), já considerando as

perdas no sistema (tabela 9). Por outro lado, o suprimento contínuo de N através da

mineralização da MO pode ter causado este efeito e, desta forma, sugere-se a realização

de pesquisas relacionadas a nutrição de plantas para melhor compreensão desses

resultados, pois a maior disponibilidade de N em diferentes estádios fenológicos do

milho levam a diferenças no enchimento de grãos e concentração do elemento nos

tecidos (PAPONOV & ENGELS, 2005).

33

Tabela 8 - Produção do milho e restos culturais (base seca) nas safras 2008/09 e

2009/10 nos tratamentos controle, 1L e 2L, onde controle representa o tratamento sem

aplicação de LE, mas com adubação mineral; 1L representa o tratamento com aplicação

da dose recomendada de lodo; 2L representa o tratamento com aplicação do dobro da

dose recomendada de lodo

2008/09 2009/10 Tratamento

Grãos Planta Grãos Planta

---- t ha-1 ---- ---- t ha-1 ----

controle a5,33 ab 2,67 a 3,77 a 3,08 a

1L 5,83 b 3,92 b 3,88 a 4,06 a

2L 4,83 a 3,50 b 3,53 a 3,27 a aLetras iguais indicam não haver diferença entre as médias nos tratamentos controle, 1L e 2L

Tabela 9 – Concentração de N nas plantas e grãos de milho e absorção de N nas safras

08/09 e 08/10 nos tratamentos controle, 1L e 2L, onde controle representa o tratamento

sem aplicação de LE, mas com adubação mineral; 1L representa o tratamento com

aplicação da dose recomendada de lodo; 2L representa o tratamento com aplicação do

dobro da dose recomendada de lodo

Safra 08/09 Tratamento

Planta Grãos NGrãos NPlanta NPAa

----- g kg-1 ----- ---------- kg ha-1 ----------

controle b6,4 a 11,7 a 62,2 a 17,5 a 79,7 a

1L 7,7 ab 12,3 ab 68,9 a 30,2 b 99,1 b

2L 8,2 b 13,1 b 62,7 a 28,2 b 90,9 b

Safra 09/10 Tratamento

Planta Grãos NGrãos NPlanta NPA

----- g kg-1 ----- ---------- kg ha-1 ----------

controle 4,9 a 12,3 a 46,5 a 15,0 a 61,5 a

1L 6,5 ab 13,6 ab 52,7 a 26,5 b 79,2 b

2L 8,8 b 14,1 b 49,5 a 29,2 b 78,7 b a PA indica parte aérea: grãos e restos culturais (colmo + folhas); bLetras iguais indicam não haver diferença entre as médias nos tratamentos controle, 1L e 2L

34

4.3 Fluxo de CO2, CH4 e N2O

A porosidade do solo preenchida com água (water-filled pore space – WFPS) é

uma variável essencial na avaliação do fluxo de gases a partir do solo, visto que essa

associação de dados de porosidade com umidade do solo traduz, além da

disponibilidade de água, as condições de aeração do solo e, consequentemente,

disponibilidade de oxigênioe potencial redox. Os dados de porosidade do solo,

utilizados para determinação do WFPS durante as coletas de gases são apresentados na

tabela 10.

Tabela 10 - Porosidade do solo nos tratamentos controle, 1L e 2L, onde controle

representa o tratamento sem aplicação de LE, mas com adubação mineral; 1L representa

o tratamento com aplicação da dose recomendada de lodo; 2L representa o tratamento

com aplicação do dobro da dose recomendada de lodo

Tratamento Porosidade total Microporosidade Macroporosidade

------------------- % (vporos/vsolo) ------------------- controle a58,5 a 34,5 ab 24,0 a

1L 60,6 b 34,8 b 25,7 a

2L 61,1 b 33,1 a 28,0 b aLetras iguais indicam não haver diferença entre as médias nos tratamentos controle, 1L e 2L. n = 36.

O comportamento dos fluxos de CO2 em função da temperatura e WFPS são

apresentados nas figuras 7 e 8, respectivamente. Nos resultados, pode-se verificar que o

fluxo de CO2 no tratamento controle é mais sensível a alterações de umidade do solo,

enquanto que o fluxo nos tratamentos com aplicação de LE (1L e 2L) é mais sensível a

alterações de temperatura.

A maior sensibilidade a temperatura para degradação da MO, conforme

demonstrado por DAVIDSON & JANSSENS (2006), está relacionada à sua maior

disponibilidade, seja por características intrínsecas do material ou em razão da sua

associação com o solo. Na figura 12, em que são apresentados os fluxos médios de CO2

por coleta, foram verificadas duas situações que corroboram com as verificações

anteriores:

• no dia 30/12/2009, em que a coleta foi realizada sob chuva, o fluxo foi

maior no tratamento controle, seguido por 1L e 2L;

35

• no dia 16/04/2010, em que havia disponibilidade de água para a atividade

microbiana no solo (aproximadamente 16% de WFPS), no entanto com

temperatura do solo em torno de 21°C, o fluxo também foi maior no

tratamento controle, seguido por 1L e 2L.

VICCA et al. (2010) verficaram que o fluxo de CO2 a partir da respiração da

planta do milho não apresentam sensibilidade a alterções de temperature, ao contrário

da matéria orgânica do solo. No entanto, a disponibilidade de água pode agir como co-

fator que regula a respiração do solo (DAVIDSON et al. 1998) e, porque a relação entre

respiração de organismos autotróficos e heterotróficos não é definida, não é possível

determinar a taxa de decaimento dos estoques de C do solo, embora em 1L e em 2L as

emissões tenham sido 51 e 80% maiores, respectivamente, quando comparadas ao

tratamento controle.

Em razão do conjunto de informações que o WFPS agrega consigo, conforme

descrito anteriormente, este é o parâmetro mais utilizado na avaliação do fluxo de N2O,

assim como a disponibilidade de substrato (N mineral). Apesar disso, não foram

verificados comportamentos claros de emissão em função do WFPS e N mineral no

momento das coletas, embora a emissão de N2O média tenha sido proporcional a média

de N mineral no solo (figura 11). Os fluxos de N2O em função do WFPS nos

tratamentos controle, 1L e 2L são apresentados na figura 9, concentração de NO3- e

NH4+ são apresentados na figura 10, e os fluxos médios por coleta são apresentados na

figura 13.

Apesar da concentração atmosférica de CH4 geralmente ser baixa, em solos bem

drenados há archaeas metanotróficas, e estas sobrevivem graças à alta afinidade de suas

enzimas pelo gás (CONRAD, 2009). Desta forma, esses solos são geralmente

sumidouro de CH4, conforme verificado nos dados de emissão dos três tratamentos. Os

eventos de emissão verificados predominantemente nos tratamentos com histórico de

aplicação de LE (figura 14) provavelmente são relacionados à microsítios de

anaerobiose onde há concentração de MO.

36

Figura 7 – Comportamento médio dos fluxos de CO2 em função porosidade do solo

preenchida com água (WFPS) nos tratamentos controle, 1L e 2L, onde controle

representa o tratamento sem aplicação de LE, mas com adubação mineral; 1L representa

o tratamento com aplicação da dose recomendada de lodo; 2L representa o tratamento

com aplicação do dobro da dose recomendada de lodo. aP<0,0001; b

P=0,0005; cP=0,02882.

y = 0,1515x - 1,7808

r2 = 0,976

a

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10 20 30 40 50 60

Flu

xo m

édio

de

CO

2 (µ

mol

m-2

s-1

)

y = 0,1673x - 1,9534

r2 = 0,9247

b

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10 20 30 40 50 60

Flu

xo m

édio

de

CO

2 (

µm

ol m

-2 s

-1)

y = 0,1097x - 0,1916

r2 = 0,6486

c

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10 20 30 40 50 60

WFPS (%)

Flu

xo m

édio

de

CO

2 µm

ol m

-2 s

-1)

controle

1L

2L

37

.

Figura 8 – Fluxos médios de CO2 em função da temperatura nos tratamentos controle,

1L e 2L, onde controle representa o tratamento sem aplicação de LE, mas com adubação

mineral; 1L representa o tratamento com aplicação da dose recomendada de lodo; 2L

representa o tratamento com aplicação do dobro da dose recomendada de lodo.. aP=0,2174; bP=0,0001; cP<0,0001.

y = 0,105x - 0,8204

r2 = 0,2743a

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

15 20 25 30 35

Flu

xo m

édio

de

CO

2 (µ

mol

m-2

s-1

)

y = 0,3276x - 5,847

r2 = 0,8221

b

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

15 20 25 30 35

Flu

xo m

édio

de

CO

2 (µ

mol

m-2

s-1

)

y = 0,404x - 7,5784

r2 = 0,8961

c

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

15 20 25 30 35

Temperatura (°C)

Flu

xo m

édio

de

CO

2 (µ

mol

m-2

s-1

)

controle

1L

2L

38

Figura 9 – Fluxos de N2O em função da porosidade do solo preenchida com água

(WFPS) nos tratamentos controle, 1L e 2L, onde controle representa o tratamento sem

aplicação de LE, mas com adubação mineral; 1L representa o tratamento com aplicação

da dose recomendada de lodo; 2L representa o tratamento com aplicação do dobro da

dose recomendada de lodo.

-0,5

-0,3

0,0

0,3

0,5

0,8

10 20 30 40 50 60

Flu

xo d

e N

2O

(µ

mol

m-2

h-1

)

-2

-1

0

1

2

3

4

10 20 30 40 50 60

Flux

o de

N2 O

(µm

ol m

-2 h

-1)

-2

-1

0

1

2

3

4

5

6

7

10 20 30 40 50 60

WFPS (%)

Flux

o de

N2 O

(µm

ol m

-2 h

-1)

39

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

0 50 100 150 200 250 300

[nitrato] mg kg solo-1

[am

ônio

] m

g kg

sol

o-1

2L

1L

controle

Figura 10 – Concentrações de NO3- e NH4

+ no solo amostrado após a coleta de gases

nos tratamentos controle, 1L e 2L, onde controle representa o tratamento sem aplicação

de LE, mas com adubação mineral; 1L representa o tratamento com aplicação da dose

recomendada de lodo; 2L representa o tratamento com aplicação do dobro da dose

recomendada de lodo.

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

10 20 30 40 50 60 70 80

Teor médio de N mineral no solo (mg kg-1)

Flux

o m

édio

de

N2O

(µ

mol

m-2 h

-1)

Figura 11 – Fluxo ponderado de N2O (tabela 12) e concentração média de N mineral no

solo no solo amostrado após a coleta de gases nos tratamentos controle, 1L e 2L, onde

controle representa o tratamento sem aplicação de LE, mas com adubação mineral; 1L

representa o tratamento com aplicação da dose recomendada de lodo; 2L representa o

tratamento com aplicação do dobro da dose recomendada de lodo.

40

Figura 12 – Fluxos médios de CO2 nos tratamentos controle, 1L e 2L durante as coletas realizadas entre 14 de outubro de 2009 e 29 de setembro

de 2010. * A chave indica o período definido como “seco” para a ponderação dos fluxos, conforme descrito na p.44.

14/

10/0

9

27/

10/0

9

03/1

1/09

04

/11/

09

22/1

2/09

23/1

2/09

26/0

1/10

26/0

3/10

15/0

4/10

16/0

4/10

14/0

8/10

15/0

8/10

18/0

9/10

19/0

9/10

22/0

9/10

29/0

9/10

30/

12/0

9

28/

12/0

9

13/

01/1

0

15/

01/1

0

-1

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9Flu

xo d

e C

O2 (

µm

ol m

-2 s

-1)

Coletas

controle 1L 2L

*

41

Figura 13 – Fluxos médios de N2O nos tratamentos controle, 1L e 2L durante as coletas realizadas entre 14 de outubro de 2009 e 29 de setembro

de 2010. * A chave indica o período definido como “seco” para a ponderação dos fluxos, conforme descrito na p.44.

-0,5

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

4,5

5,0

5,5

6,0F

luxo

de

N2O

(µ

mol

m-2

h-1)

Coletas

controle 1L 2L

14

/10/

09

21

/10/

09

27

/10/

09

03

/11/

09

04

/11/

09

22

/12/

09

23

/12/

09

24

/02/

10

25

/02/

10

26

/02/

10

26

/01/

10

27

/01/

10

25

/03/

10

26

/03/

10

15

/04/

10

16

/04/

10

14

/08/

10

15

/08/

10

18

/09/

10

19

/09/

10

22

/09/

10

29

/09/

10

*

42

Figura 14 – Fluxos médios de CH4 nos tratamentos controle, 1L e 2L durante as coletas realizadas entre 14 de outubro de 2009 e 29 de setembro

de 2010. * A chave indica o período definido como “seco” para a ponderação dos fluxos, conforme descrito na p.44.

14

/10/

09

21

/10/

09

27

/10/

09

03

/11/

09

04

/11/

09

22

/12/

09

23

/12/

09

24

/02/

10

25

/02/

10

26

/02/

10

26

/01/

10

27

/01/

10

25

/03/

10

26

/03/

10

15

/04/

10

16

/04/

10

14

/08/

10

15

/08/

10

18

/09/

10

19

/09/

10

22

/09/

10

29

/09/

10

-9

-8

-7

-6

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

2

3

4

5

6

7

8Fl

uxo

de C

H4 (

µm

ol m

-2 h

-1)

Coletas

controle 1L 2L

*

43

0

5

10

15

20

25

30

35

4001

/10/

09

15/1

0/09

29/1

0/09

12/1

1/09

26/1

1/09

10/1

2/09

24/1

2/09

07/0

1/10

21/0

1/10

04/0

2/10

18/0

2/10

04/0

3/10

18/0

3/10

01/0

4/10

15/0

4/10

29/0

4/10

13/0

5/10

27/0

5/10

10/0

6/10

24/0

6/10

08/0

7/10

22/0

7/10

05/0

8/10

19/0

8/10

02/0

9/10

16/0

9/10

Tem

pera

tura

(ºC

)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

Pre

cipi

taçã

o (m

m)

T max T min precipitação (mm)

Figura 15 – Precipitação e temperaturas máxima e mínima durante o período de coletas do experimento.

44

Em razão das coletas de gases não terem sido distribuídas de forma homogênea ao

longo do ano, realizou-se a ponderação dos dados dividindo-os em período úmido e

seco, de acordo com os dados de precipitação ilustrados na figura 15. Dessa forma,

objetivou-se isolar as condições que favorecem a desnitrificação (disponibilidade de

água), e a emissão de CO2 (temperatura e disponibilidade de água), visto que o período

de menor temperatura coincide com o de menor precipitação. O grupo de dados que

compõem o período de chuva foi obtido entre os meses de outubro e março, totalizando

183 dias; O grupo de dados que compõe o período de estiagem foi obtido entre abril e

setembro, totalizando 182 dias. Os períodos isolados são, historicamente, os de maior e

menor precipitação na área experimental, conforme previamente publicado por

GALDOS et al, (2009). A média dos fluxos de CO2, N2O e CH4, assim como a

estimativas de emissão no período com a ponderação de dados, são apresentadas nas

tabelas 11 e 12 .

Tabela 11 – Fluxo médio de CO2, CH4 e N2O no período úmido e seco nos tratamentos

controle, 1L e 2L, onde controle representa o tratamento sem aplicação de LE, mas com

adubação mineral; 1L representa o tratamento com aplicação da dose recomendada de

lodo; 2L representa o tratamento com aplicação do dobro da dose recomendada de lodo

Fluxo médio no período úmido

Tratamento CO2 N2O CH4

µmol m-2 s-1 µmol m-2 h-1 µmol m-2 h-1

controle a 2,37 a 0,11 a -0,82 a

1L 3,62 ab 0,31 ab -0,37 a

2L 4,30 b 0,70 b -0,49 a

CV (%) 51,02 187,98 -304,50

Fluxo médio no período seco

Tratamento CO2 N2O CH4

µmol m-2 s-1 µmol m-2 h-1 µmol m-2 h-1

controle 0,21 a 0,01 a -0,83 a

1L 0,23 a -0,01 a -0,96 a

2L 0,27 a -0,02 a -0,19 a

CV (%) 76,84 -1065,23 -114,64 aLetras iguais indicam não haver diferença entre as médias nos tratamentos controle, 1L e 2L.

45

Tabela 12 – Fluxo ponderado de CO2, CH4 e N2O nos tratamentos controle, 1L e 2L,

onde controle representa o tratamento sem aplicação de LE, mas com adubação mineral;

1L representa o tratamento com aplicação da dose recomendada de lodo; 2L representa

o tratamento com aplicação do dobro da dose recomendada de lodo

Tratamento a Fluxo ponderado de CO2

µmol m-2 s-1 t ha-1 ano-1 t C ha-1 ano-1 b t eqCO2 ha-1 ano-1

controle 1,29 17,90 4,88 17,90

1L 1,93 26,78 7,30 26,78

2L 2,29 31,78 8,67 31,78

Tratamento Fluxo ponderado de N2O

µmol m-2 h-1 kg ha-1 ano-1 kg N ha-1 ano-1 kg eqCO2 ha-1 ano-1

controle 0,06 0,23 0,15 68,54

1L 0,15 0,58 0,37 172,84

2L 0,34 1,31 0,83 390,28

Tratamento Fluxo ponderado de CH4

µmol m-2 h-1 kg ha-1 ano-1 kg C ha-1 ano-1 kg eqCO2 ha-1 ano-1

controle -0,82 -1,15 -0,86 -28,75

1L -0,66 -0,92 -0,69 -23,00

2L -0,34 -0,48 -0,36 -12,00 a Ponderação considerando os períodos de chuvas e de estiagem; bequivalentes de CO2 de acordo com

o IPCC (2007).

Como parâmetro, pode-se utilizar alguns trabalhos para verificação de quão

representativas são essas emissões. Konda et al. (2010), por exemplo, avaliando a

emissão de GEE a partir do solo em cultivo florestal com manejo convencional de

Acacia mangium na Indonésia, verificaram que os fluxos médios foram, nos períodos

úmidos e secos, respectivamente 4,29 e 2,73 µmol m-2 s-1 de CO2; 0,39 e 0,12 µmol m-2

h-1 de N2O; e -2,15 e -0,83 µmol m-2 h-1 de CH4. Para o período úmido esses dados são

similares aos verificados no tratamento 1L para N2O; e aos do tratamento 2L para CO2.

No entanto, no período denominado seco pelos autores, a precipitação histórica mínima

mensal é de 88 mm, diferente das condições do período de estiagem do interior paulista

e, neste caso, comparações não são apropriadas. Neste caso, emissões similares nos

tratamentos controle, 1L e 2L são atribuídas à limitação da atividade microbiana pela

baixa disponibilidade de água. Na mata atlântica entre 400 e 1000 m de altitude, onde a

46

precipitação anual média é de 2300 mm, SOUSA-NETO et al. (2011) verificaram

fluxos médios anuais entre 0,32 e 0,36 µmol m-2 h-1.

Enquanto o IPCC (2006) recomenda o fator de emissão para N2O de 1%,

CRUTZEN et al. (2008) sugerem que esse fator seja entre 3 e 5%. Resumidamente,

CRUTZEN et al. (2008) correlacionaram o aumento no uso de fertilizantes com o

aumento da concentração na atmosfera de N2O e, desta forma, incluiriam as emissões

indiretas relacionadas a perda de fertilizante para o ambiente, como as descritas por

GALOWAY et al. (2004). No caso do LE, as emissões indiretas poderiam ser as

resultantes do efeito residual de sucessivas aplicações visto que haveria grande

disponibilidade de substrato para o processos responsáveis por tais emissões. No

entanto, como na dose recomendada para aplicação de LE os fluxos de N2O são

similares aos verificados em florestas onde há elevado índice de pluviosidade (KONDA

et al., 2010; SOUSA NETO et al. 2011), tais emissões não devem contribuir para o

aumento das concentrações atmosféricas do gás.

Após a aplicação de LE e cultura da mamona, CHIARADIA et al. (2009)

verificaram médias das emissões de N2O consideradas altas nos 21 primeiros dias. Para

os tratamentos com adubação mineral, 10 t ha-1 e 20 t ha-1 de LE os valores foram 6,77;

19,43; e 61,21 µmol m-2 h-1, respectivamente. Estes valores equivalem a 447; 1282; e

4041 kg ha-1 de eqCO2 nos tratamentos com adubação mineral, com 10 t ha-1 e 20 t ha-1,

respectivamente. As emissões de CH4 foram semelhantes em ambos os tratamentos.

Neste trabalho, o LE também foi proveniente da estação de tratamento de esgotos de

Jundiaí, SP.

47

5 CONCLUSÕES

� Sucessivas aplicações de LE aumentam os estoques de C e N do solo;

� O fluxo de CO2 a partir do solo com histórico de aplicação de LE é mais

responsivo a alterações de temperatura, enquanto no tratamento controle o fluxo

é responsivo à disponibilidade de água;

� As propriedades do LE contribue para determinar o montante de C estocado no

solo;

� Embora o efeito residual do LE tenha aumentado as emissões de N2O a partir do

solo, na dose recomendada de LE os fluxos são similares aos encontrados em

florestas tropicais de clima úmido;

� Nas condições estudadas o solo permanece como sumidouro de CH4.

48

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