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UNIVERSIDADE FEDERAL DE SANTA MARIA
CENTRO DE CIÊNCIAS RURAIS
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIA DO SOLO
BIOTRANSFORMAÇÕES DO NITROGÊNIO NO SOLO
DURANTE A DECOMPOSIÇÃO DE PALHA DE TRIGO
E DEJETOS LÍQUIDOS DE SUÍNOS
DISSERTAÇÃO DE MESTRADO
Regina Helena Osmari Cargnin
Santa Maria, RS, Brasil
2007
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BIOTRANSFORMAÇÕES DO NITROGÊNIO NO SOLO
DURANTE A DECOMPOSIÇÃO DE PALHA DE TRIGO E
DEJETOS LÍQUIDOS DE SUÍNOS
por
Regina Helena Osmari Cargnin
Dissertação de Mestrado apresentada ao Curso de Mestrado do Programa de
Pós-Graduação em Ciência do Solo, Área de Concentração em
Biodinâmica e Manejo do Solo, da Universidade Federal de Santa Maria
(UFSM, RS), como requisito parcial para obtenção do grau de
Mestre em Ciência do Solo.
Orientador: Prof. Dr. Celso Aita
Santa Maria, RS, Brasil
2007
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Universidade Federal de Santa Maria
Centro de Ciências Rurais
Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo
A Comissão Examinadora, abaixo assinada,
aprova a Dissertação de Mestrado
BIOTRANSFORMAÇÕES DO NITROGÊNIO NO SOLO DURANTE A
DECOMPOSIÇÃO DE PALHA DE TRIGO E DEJETOS LÍQUIDOS DE
SUÍNOS
elaborada por
Regina Helena Osmari Cargnin
como requisito parcial para obtenção do grau de
Mestre em Ciência do Solo
COMISSÃO EXAMINADORA:
Celso Aita, Dr.
(Presidente/Orientador)
Ben-Hur Costa de Campos, Dr. (UNICRUZ)
Sandro José Giacomini, Dr. (UFSM)
Santa Maria, 20 de abril de 2007
Aos meus pais Alfonso e Zenaide.
Dedico este trabalho.
AGRADECIMENTOS
A Deus por estar sempre ao meu lado, dando-me força para enfrentar os desafios.
Aos professores Celso Aita e Sandro Giacomini pela orientação, ajuda, compreensão e
apoio.
Ao Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo, por oportunizar o aprimoramento
científico e profissional.
À CAPES pelo auxílio financeiro para a realização desse projeto e por ter
proporcionado a iniciação à atividade de pesquisa.
Aos colegas, em especial à Laura, Lílian, Stefen, André, Fabiana, Douglas, Débora e
Rafael. E a todos os bolsistas do Laboratório de Microbiologia do Solo e do Ambiente que
participaram no desenvolvimento deste trabalho.
Às minhas amigas Rita, Monica, Elenice e Jaqueline pela amizade, apoio e
companheirismo.
Aos meus pais Alfonso e Zenaide e meus irmãos que mesmo longe sempre torceram
por mim. Por sempre terem ensinado a valorizar o conhecimento e a nunca desistir.
E a meu amor, Ilário, agradeço pelo amor, carinho, apoio, compreensão e incentivo em
todos os momentos.
RESUMO
Dissertação de Mestrado
Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo
Universidade Federal de Santa Maria
BIOTRANSFORMAÇÕES DO NITROGÊNIO NO SOLO DURANTE A
DECOMPOSIÇÃO DE PALHA DE TRIGO E DEJETOS LÍQUIDOS DE
SUÍNOS
AUTOR: REGINA HELENA OSMARI CARGNIN
ORIENTADOR: CELSO AITA
Data e Local da Defesa: Santa Maria, 20 de abril de 2007
O nitrogênio é, normalmente, o elemento presente em maior concentração nos dejetos
de suínos e também aquele que provoca os maiores problemas de poluição ambiental, em
função das inúmeras transformações a que está sujeito após a aplicação dos dejetos ao solo.
Este trabalho foi realizado a fim de avaliar as biotransformações do nitrogênio no solo durante
a decomposição de palha de trigo e dejetos líquidos de suínos. Para isso, foi conduzido um
experimento em condições controladas, no Laboratório de Microbiologia do Solo e do
Ambiente do Departamento de Solos, na UFSM - RS. Num Argissolo Vermelho distrófico
arênico foram adicionados dejetos líquidos de suínos, com a fração amoniacal enriquecida
com
15
N, e palha de trigo. O delineamento experimental foi o inteiramente casualizado com
três repetições. Os tratamentos avaliados foram os seguintes: T1 - Solo; T2 - Solo + palha em
superfície; T3 - Solo + palha incorporada; T4 - Solo + dejetos em superfície; T5 - Solo +
dejetos incorporados; T6 - Solo + dejetos incorporados + palha em superfície; T7 - Solo +
dejetos incorporados + palha incorporada; T8 - Solo + palha em superfície + dejetos em
superfície. A umidade do solo foi ajustada para 100% da capacidade de campo. As unidades
experimentais foram acondicionadas em uma incubadora por 95 dias a uma temperatura de
25ºC. No solo de cada unidade experimental foram avaliados os teores de N mineral, N
orgânico e
15
N orgânico. Com base nestas avaliações, foram realizadas estimativas das taxas
de nitrificação do N amoniacal dos dejetos e da mineralização e imobilização do N no solo.
Os resultados obtidos permitiram concluir que: a) o N amoniacal dos dejetos líquidos de
suínos é rapidamente nitrificado com ou sem a incorporação dos mesmos ao solo; b) a
mineralização da fração nitrogenada orgânica dos dejetos ocorre nos primeiros dias após a sua
aplicação ao solo; c) a incorporação da palha de trigo favorece a imobilização de N,
comparado a sua manutenção na superfície do solo; d) a aplicação de N, através dos dejetos,
juntamente com a palha de trigo, estimula a imobilização microbiana de N; e) a localização do
N mineral afeta a quantidade de N imobilizada, com os maiores valores sendo observados
quando o N permanece na zona de decomposição ativa da palha.
Palavras-chave: imobilização de N; nitrificação; mineralização
ABSTRACT
Master Dissertation in Soil Science
Graduate Program in Soil Science
Federal University of Santa Maria
NITROGEN BIOTRANSFORMATION IN SOIL DURING WHEAT
STRAW AND PIG SLURRY DECOMPOSITION
AUTHOR: REGINA HELENA OSMARI CARGNIN
ADVISER: CELSO AITA
Santa Maria, april 20, 2007
Nitrogen is usually the element present in higher concentration in pig slurry and the
one that causes the major problems related to environmental pollution, since it is subjected of
several transformations after soil slurry application. This work was carried out in order to
evaluate the soil nitrogen biotransformation during the wheat straw and pig slurry
decomposition. The experiment was conduced under controlled conditions, in the Soil and
Environmental Microbiology Laboratory, Soil Department, UFSM - RS. The pig slurry, with
the ammoniacal fraction enriched of
15
N, and the wheat straw were applied to a Hapludalf
soil. The experimental was set as a completely randomized design with three repetitions. The
treatments were the following: T1 - Soil; T2 - Soil + straw in surface; T3 - Soil +
incorporated straw; T4 - Soil + pig slurry in surface; T5 - Soil + incorporated pig slurry; T6 -
Soil + incorporated pig slurry + straw in surface; T7 - Soil + incorporated pig slurry +
incorporated straw; T8 - Soil + straw in surface + pig slurry in surface. Soil humidity was
adjusted for 100% of the field capacity. The experimental units were conditioned in an
incubator for 95 days to a temperature of 25ºC. The mineral N, organic N and
15
N organic
concentrations was determined in each soil experimental unit. The soil nitrogen nitrification
rates of the slurry ammoniacal nitrogen and the mineralization/immobilization were
estimated. The main conclusions were: a) the ammoniacal N of pig slurry is quickly nitrified
with or without the incorporation of slurry into the soil; b) the mineralization of the organic
nitrogen of pig slurry occur in the first days after the slurry application in the soil; c) the
wheat straw incorporation favor the N immobilization compared to its maintenance in soil
surface; d) the N application through of pig slurry together with wheat straw stimulate the
microbial N immobilization; e) the mineral N position in the soil affects the amount of
immobilized N, with the highest values observed when N is in the active decomposition zone
of the straw.
Key words: nitrogen immobilization, nitrification, mineralization
LISTA DE TABELAS
TABELA 1 – Composição física e química dos dejetos líquidos de suínos e da palha de trigo
utilizados na incubação e quantidades adicionadas ao solo de matéria seca (MS), carbono (C)
e nitrogênio (N) com os dois materiais orgânicos. ................................................................29
TABELA 2 – Quantidades de N-NH
4
+
e N-NO
3
-
no solo dos tratamentos no início (t0) e no
final da incubação (95 dias)..................................................................................................45
TABELA 3 – Quantidade de N imobilizado para cada unidade de C adicionado ao solo. .....59
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
FIGURA 1 - Vista das três repetições de cada tratamento avaliado.......................................30
FIGURA 2 – Vista de um frasco de vidro contendo três repetições de um tratamento onde foi
avaliado o N mineral do solo................................................................................................32
FIGURA 3 – Quantidades de N-NH
4
+
e N-NO
3
-
no solo dos tratamentos com aplicação de
dejetos líquidos de suínos na superfície (a) e incorporados (b), durante os primeiros 25 dias de
incubação.............................................................................................................................39
FIGURA 4 – Proporção entre N-NH
4
+
e N-NO
3
-
no solo dos tratamentos com aplicação de
dejetos líquidos de suínos na superfície (a) e incorporados (b), durante os primeiros 25 dias de
incubação.............................................................................................................................42
FIGURA 5 – Quantidades de N mineral no solo dos diferentes tratamentos nas amostragens
realizadas durante os 95 dias de incubação. S = solo; P = palha; D = dejetos de suínos; Inc =
incorporado; Sup = superfície. As barras verticais representam a diferença mínima
significativa (Tukey a 5%)...................................................................................................46
FIGURA 6 - Mineralização do N nos tratamentos com aplicação exclusiva de palha de trigo e
com aplicação conjunta de dejetos líquidos de suínos e palha. S = solo; P= palha; D = dejetos
de suínos; Inc = incorporado; Sup = superfície. As barras verticais representam a diferença
mínima significativa (Tukey a 5%).....................................................................................497
FIGURA 7 – Mineralização do N nos tratamentos com aplicação exclusiva de dejetos líquidos
de suínos. S = solo; P = palha; D = dejetos de suínos; Inc = incorporado; Sup = superfície. A
barra vertical representa a diferença mínima significativa (Tukey a 5%). ........................... 479
FIGURA 8 – Quantidade de N imobilizado na fração orgânica do solo, derivado do N
amoniacal dos dejetos enriquecidos com
15
N, aplicados isoladamente e em conjunto com a
palha de trigo. S = solo; P = palha; D = dejetos de suínos; Inc = incorporado; Sup = superfície.
As barras verticais representam a diferença mínima significativa (Tukey a 5%). ..................57
LISTA DE ANEXOS
ANEXO 1 – Excesso isotópico em
15
N na palha durante a incubação...................................71
ANEXO 2 – Excesso isotópico em
15
N no solo durante a incubação.....................................72
ANEXO 3 – Excesso isotópico em
15
N do N orgânico do solo durante a incubação..............73
SUMÁRIO
INTRODUÇÃO..................................................................................................................11
1 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA .......................................................................................13
1.1 Suinocultura brasileira e geração de dejetos...............................................................13
1.2 Biotransformações do nitrogênio dos dejetos líquidos de suínos................................15
1.3 Nitrificação...................................................................................................................16
1.4 Desnitrificação..............................................................................................................18
1.5 Mineralização e imobilização de N..............................................................................20
1.6 Efeito do N sobre a decomposição da palha................................................................24
2 MATERIAL E MÉTODOS............................................................................................28
2.1 Solo ...............................................................................................................................28
2.2 Características da palha e dos dejetos líquidos de suínos...........................................28
2.3 Tratamentos e condições experimentais......................................................................29
2.4 Incubação .....................................................................................................................30
2.5 Avaliações.....................................................................................................................32
2.5.1 N mineral....................................................................................................................32
2.5.2 Imobilizaçãode N da fração amoniacal dos dejetos......................................................33
2.5.3 N total e
15
N no solo e na palha ...................................................................................33
2.6 Estimativa dos processos de biotransformação do nitrogênio....................................34
2.6.1 Estimativa das taxas de nitrificação do N amoniacal dos dejetos..................................34
2.6.2 Mineralização e imobilização de N (processos líquidos)..............................................35
2.6.2.1 Estimativa pelo método da diferença ........................................................................35
2.6.2.2 Estimativa pelo método isotópico com
15
N...............................................................36
2.7 Análise estatística.........................................................................................................37
3 RESULTADOS E DISCUSSÃO.....................................................................................38
3.1 Nitrificação do N amoniacal dos dejetos .....................................................................38
3.2 Mineralização e imobilização de N..............................................................................44
3.2.1 Tratamentos sem aplicação de dejetos .........................................................................44
3.2.2 Tratamentos com aplicação exclusiva de dejetos .........................................................48
3.2.3 Tratamentos com aplicação de dejetos e palha de trigo ................................................51
3.3 Conversão do
15
N-amoniacal dos dejetos em
15
N orgânico no solo.............................56
4 CONCLUSÕES...............................................................................................................61
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS..............................................................................62
ANEXOS ............................................................................................................................70
11
INTRODUÇÃO
A suinocultura brasileira, principalmente aquela desenvolvida na região sul do Brasil,
tem se caracterizado por dois aspectos marcantes nos últimos anos. O primeiro se refere ao
elevado nível zootécnico dos animais, e o segundo diz respeito ao aumento significativo da
concentração dos animais em grandes criatórios, com eliminação gradativa dos pequenos
estabelecimentos suinícolas. Paralelamente a isto, nota-se uma preocupação crescente na
sociedade civil quanto aos problemas ambientais decorrentes da suinocultura.
A poluição ambiental provocada pela suinocultura deve-se, principalmente, ao fato de
que, na maioria das situações, os animais são criados em regime de total confinamento em
todas as fases do ciclo produtivo, gerando grandes volumes de dejetos. Como estes são
manejados preferencialmente na forma líquida, a sua utilização para fins agrícolas fica
limitada, normalmente, a áreas próximas às pocilgas provocando o acúmulo excessivo de
nutrientes no solo e perdas de elementos com elevado poder poluidor da água e do ar, com
destaque para o fósforo (P) e o nitrogênio (N).
O nitrogênio é, normalmente, o elemento presente em maiores concentrações nos
dejetos de suínos e também aquele que provoca os maiores problemas de poluição ambiental,
em função das inúmeras transformações a que está sujeito após a aplicação dos dejetos ao
solo. Outro aspecto a destacar nos dejetos de suínos, principalmente se os mesmos forem
manejados na forma líquida e armazenados em esterqueiras anaeróbicas, refere-se ao acúmulo
de N na forma amoniacal (NH
3
+ NH
4
+
), perfazendo cerca de 40 a 70 % do N total dos
dejetos.
A velocidade com que o N amoniacal dos dejetos de suínos é oxidado a nitrato (NO
3
-
)
pela ação das bactérias nitrificadoras, após a adição dos dejetos ao solo, é um fator
determinante do seu poder poluidor relativamente ao nitrogênio. Isto porque o aparecimento
precoce de NO
3
-
no solo, quando a demanda em N pelas culturas ainda é pequena, poderá
resultar em perdas significativas desta forma de N por lixiviação podendo contaminar as
águas de superfície e também do lençol freático.
Além de ser facilmente lixiviado no solo, o NO
3
-
também poderá ser utilizado como
receptor final de elétrons na cadeia respiratória de algumas bactérias anaeróbicas facultativas,
podendo ser reduzido a diversos compostos nitrogenados. Este processo, denominado de
desnitrificação, poderá resultar na diminuição da disponibilidade de N no solo e também em
12
poluição ambiental já que um dos gases intermediários é o óxido nitroso (N
2
O), o qual poderá
ser emitido para a atmosfera, contribuindo ao aquecimento global pelo efeito estufa, além de
interferir na camada de ozônio. A ação das bactérias atuantes neste processo está diretamente
relacionada ao suprimento de carbono, o que permite inferir que a desnitrificação seja
favorecida no plantio direto (PD), onde ocorre o acúmulo de resíduos culturais na superfície
do solo.
Além da nitrificação e da desnitrificação, a mineralização do N da fração orgânica dos
dejetos e o processo oposto e simultâneo de imobilização de N também condicionam a
disponibilidade de N no sistema solo/planta/atmosfera. Assim como a nitrificação, os demais
processos são fortemente influenciados pela qualidade dos resíduos orgânicos disponíveis no
sistema, com destaque para a sua relação C/N. Além deste atributo, a localização dos resíduos
orgânicos no solo também condiciona a intensidade das biotransformações do N. Por isso, é
importante avaliá-las, comparando-se situações em que os resíduos culturais são dispostos na
superfície do solo, como em PD, ou uniformemente incorporados ao mesmo, como em
preparo convencional (PC). Esse é um assunto ainda relativamente pouco estudado no Brasil.
É preciso intensificar os trabalhos nesta área, tanto para o melhor aproveitamento do valor
fertilizante dos dejetos como fonte de N às culturas comerciais como para minimizar o
potencial poluidor dos mesmos.
O presente trabalho insere-se neste contexto e foi conduzido, em condições de
laboratório, com o objetivo de avaliar as biotransformações do nitrogênio durante a
decomposição de palha de trigo, com e sem incorporação ao solo, variando a disponibilidade
de N, através da aplicação ou não de dejetos líquidos de suínos.
As hipóteses que fundamentaram o trabalho foram as seguintes:
a) A aplicação de N ao solo, através de dejetos líquidos de suínos, na presença de
palha de trigo, aumenta a imobilização de N pela biomassa microbiana.
b) A incorporação da palha de trigo favorece o contato desta com o solo, estimulando
a imobilização de N.
c) A aplicação dos dejetos na superfície do solo diminui a velocidade de nitrificação
do N amoniacal e a taxa de mineralização do N orgânico aplicado com os dejetos.
13
1 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
1.1 Suinocultura brasileira e geração de dejetos
A suinocultura é uma atividade de importância sócio-econômica e ambiental. No
Brasil, ela é desenvolvida predominantemente em pequenas propriedades rurais, onde
emprega mão-de-obra tipicamente familiar, gera emprego e renda, contribuindo à fixação do
homem no campo (DANIEL, 2005). Segundo Gatner & Gama (2005) a suinocultura é
responsável pela renda de 2,7 milhões de brasileiros, sendo que para 733.000 pessoas ela é a
principal fonte de renda.
De acordo com dados do Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE, 2005),
o Brasil possui um plantel de aproximadamente 34.063.934 cabeças de suínos, sendo
15.090.727 apenas na Região Sul. O Rio Grande do Sul é o terceiro Estado brasileiro com
maior produção de suínos (4.233.791 cabeças) ficando atrás apenas dos Estados de Santa
Catarina e Paraná.
A partir de 1970, a suinocultura brasileira iniciou uma fase de mudanças na sua
estrutura organizacional. Ocorreram avanços tecnológicos na seleção de matrizes, reprodução
controlada, controle de alimentação e sanidade. O modelo de criação adotado passou a ser a
criação intensiva e confinada, na qual há uma concentração de animais confinados por
unidade criatória ao longo de todo ciclo produtivo (LOVATTO et al., 1996; GATNER &
GAMA, 2005). Este modelo, conjuntamente com o aumento de produtividade, resultou na
produção de grandes volumes de dejetos (KONZEN, 1983; GATNER & GAMA, 2005), os
quais são manejados principalmente na forma líquida e armazenados, preferencialmente, em
lagoas de decantação nas grandes criações de suínos e em esterqueiras e bioesterqueiras nas
pequenas propriedades (KONZEN, 1983; ALMEIDA, 2000).
Os dejetos líquidos de suínos, também denominados de liquame ou chorume, são
constituídos por fezes, urina, águas residuais de bebedouros e de higienização, resíduos de
ração, pêlos e poeira (KONZEN, 1980; ALMEIDA, 2000). O conhecimento do volume dos
dejetos gerados num criatório é fundamental tanto para o planejamento de uma estrutura
adequada de armazenamento como para definir os equipamentos de transporte e distribuição
dos mesmos na lavoura (DARTORA et al., 1998). O volume de dejetos e as características
14
dos mesmos estão relacionados com a dieta dos animais, com o volume de água ingerida,
desperdiçada pelos bebedouros e utilizada na higienização das baias e com fatores
zootécnicos (tamanho, sexo, raça e atividade animal) e ambientais (temperatura e umidade)
(KONZEN, 1980; ALMEIDA, 2000; DANIEL, 2005).
Os dejetos gerados pela atividade suinícola podem ser utilizados na produção de gás
metano (biogás), na alimentação de outras espécies (bovinos e peixes) e na agricultura como
fertilizante orgânico (SEGANFREDO, 1999). No entanto, o modelo de criação em
confinamento gera grandes volumes de dejetos que, se não tratados adequadamente, se
transformam em uma das maiores fontes poluidoras do solo, do ar e das águas superficiais e
subterrâneas (LOVATTO et al., 1996; DANIEL, 2005).
O grande volume de dejetos e a sua concentração em pequenas áreas contribuem à
poluição ambiental, principalmente, pela emissão de odores e gases, por sua elevada Demanda
Bioquímica de Oxigênio (DBO
5
) e por facilitar a proliferação de insetos. Os odores são
produzidos pela amônia (NH
3
), sulfeto de hidrogênio (H
2
S) e por inúmeros compostos
orgânicos intermediários resultantes da decomposição biológica dos compostos orgânicos dos
dejetos (LOVATTO et al., 1996; KONZEN, 2003). Os principais gases gerados pela
suinocultura são a amônia (NH
3
), o sulfeto de hidrogênio (H
2
S), o dióxido de carbono (CO
2
),
o metano (CH
4
) (LOVATTO et al., 1996) e o N
2
O (OLIVEIRA, 2001). Estes, juntamente com
vapores e poeiras, poluem o ar (OLIVEIRA, 2001; PERDOMO et al., 2001) comprometendo
a saúde humana e animal, além de provocar a corrosão de equipamentos e edificações
(PERDOMO et al., 2001). Além disso, os dejetos de suínos podem conter elevados teores de
nitrogênio, fósforo e outros elementos minerais ou orgânicos e bactérias que constituem risco
de contaminação do ambiente (OLIVEIRA, 2001; PERDOMO et al., 2001).
Os dejetos de suínos apresentam elevado poder poluente também para os recursos
hídricos, relativamente à sua DBO
5
(KONZEN, 2003), a qual consiste num referencial que
traduz, de maneira indireta, o conteúdo de matéria orgânica de um resíduo, medindo-se a
quantidade de oxigênio necessária para oxidar biologicamente esta matéria orgânica num
período de cinco dias. Em relação a este referencial, os dejetos de suínos são 200 vezes mais
poluentes se comparados ao esgoto doméstico, já que a sua DBO
5
é de 40.000 mg L
-1
enquanto a do esgoto doméstico é de 200 mg L
-1
(LOVATTO et al., 1996).
Desta forma, a partir da década de 70, a suinocultura passou a ser enquadrada pelos
órgãos ambientais como uma atividade de grande potencial poluidor e de degradação
ambiental. Até então, a concentração de animais era pequena e os solos das propriedades
tinham capacidade para abso
n
15
1.2 Biotransformações do nitrogênio dos dejetos líquidos de suínos
No solo a maior parte do N encontra-se na fração orgânica, associado a proteínas,
peptídeos, quitina, peptídeoglicano, ácidos nucleicos, bases nitrogenadas e uréia. Estas formas
representam 24 a 37% do N orgânico do solo, sendo substratos para uma grande variedade de
enzimas (MOREIRA & SIQUEIRA, 2002). Desta forma, a fração orgânica do solo pode ser
considerada um grande reservatório de formas mais prontamente disponíveis às plantas e
microrganismos, como a nítrica e a amoniacal (ANDRÉA et al., 2004). Estas formas minerais,
apesar de responderem por pequena parcela do N total, são importantes do ponto de vista
nutricional de culturas e microrganismos (ANDRÉA et al., 2004; GIACOMINI, 2005) e para
a qualidade ambiental (GIACOMINI, 2005).
Os dejetos líquidos de suínos são ricos em nitrogênio (SCHERER et al., 1996), o qual
resulta da quebra de proteínas ingeridas na dieta dos animais (DANIEL, 2005). O consumo de
altos teores de proteína contribui para um maior consumo de água, pois o metabolismo das
proteínas gera menos produção de água metabólica (OLIVEIRA, 2001; DANIEL, 2005).
Conseqüentemente ocorre um aumento no volume de urina, nas concentrações de uréia e
amônia e na excreção de N nas fezes dos animais (OLIVEIRA, 2001).
Os dejetos líquidos de suínos, na maioria dos casos, apresentam uma elevada
percentagem de N amoniacal (40 a 70% do N Total) (SCHERER et al., 1996), cuja principal
origem é a uréia presente em grande quantidade na urina dos animais. Este componente
nitrogenado é hidrolisado pela enzima urease, de origem microbiana, resultando em NH
4
+
e
bicarbonato (PORT, 2002). Além disso, a amônia pode também ser originada pela
decomposição de compostos orgânicos por organismos heterotróficos, que utilizam estes
compostos como fonte de energia (AITA, 1984).
O nitrogênio na forma amoniacal torna-se suscetível a perdas por volatilização de
amônia, tanto nos locais de armazenamento dos dejetos como após a aplicação dos mesmos
no campo (PORT, 2002). Portanto, a disponibilidade de N no solo, após a aplicação dos
dejetos líquidos de suínos, será condicionada, principalmente, pelo destino da fração
amoniacal. Além de estar sujeita a perdas por volatilização, ela também estará suscetível aos
processos microbianos de nitrificação e imobilização (GIACOMINI, 2005).
De todos os elementos que circulam no sistema solo-planta-atmosfera, o N é o que
sofre maior número de transformações biológicas e perdas no solo (PETERSEN et al., 1998;
MOREIRA & SIQUEIRA, 2002; DANIEL, 2005). Por isso, segundo Giacomini (2005), o N é
16
um nutriente cuja dinâmica deve ser intensamente pesquisada, com destaque para a
nitrificação, desnitrificação, mineralização e imobilização.
1.3 Nitrificação
O processo de nitrificação consiste na oxidação do íon amônio (NH
4
+
) a nitrato (NO
3
-
).
Este processo é estritamente aeróbico e é realizado por bactérias quimiolitotróficas gram-
negativas da família Nitrobacteriaceae, destacando-se os gêneros Nitrossomonas e
Nitrobacter. Ele envolve duas etapas principais: a nitritação, que consiste na transformação do
amônio a nitrito (NO
2
-
), realizada, principalmente, por Nitrossomonas, e a nitratação que é a
conversão de nitrito a nitrato, realizada, principalmente, por Nitrobacter (MOREIRA &
SIQUEIRA, 2002).
A nitrificação é influenciada pela aeração, temperatura, umidade (MOREIRA &
SIQUEIRA, 2002; ROCHETTE et al., 2004), pH, fertilizantes, presença de fatores tóxicos no
solo, matéria orgânica e relação C/N (MOREIRA & SIQUEIRA, 2002). Materiais com
elevada relação C/N podem causar a imobilização do N mineral do solo, limitando a
disponibilidade de substrato (NH
4
+
) ao processo de nitrificação. Alguns pesquisadores
verificaram que a nitrificação é sensível à salinidade ou decréscimo do potencial hídrico, com
taxas ótimas ocorrendo em teores de umidade próximos da capacidade de campo
(HUTCHISON & WALWORTH, 2007). Além disso, a precisão na estimativa das taxas de
nitrificação pode ser influenciada por processos que envolvem o desaparecimento ou consumo
de NO
3
-
, como: imobilização microbiana, desnitrificação, lixiviação e redução dissimilatória
do NO
3
-
. De acordo com Franchi (2001), quanto menor for a intensidade destes quatro
processos, mais próximos da realidade serão os valores de nitrificação líquida, estimados a
partir da determinação dos teores de N mineral do solo.
Dentro de certos limites, a taxa de nitrificação está diretamente relacionada com a
quantidade de N-NH
4
+
presente (MALHI & McGILL, 1982).
17
Os dejetos de suínos possuem 40 a 70% do N total na forma amoniacal (SCHERER et
al., 1996), a qual pode seguir vários caminhos quando os dejetos são aplicados ao solo. Desta
forma, é de fundamental importância, tanto do ponto de vista do seu potencial fertilizante
como também de seu potencial poluente, o estudo das transformações microbianas da forma
amoniacal (N-NH
4
+
) no solo, especialmente a sua taxa de oxidação até N-NO
3
-
. Isto porque a
taxa de nitrificação irá condicionar a quantidade de N-NO
3
-
no solo, o qual poderá ser
lixiviado no perfil e/ou ser utilizado como receptor final de elétrons por bactérias
desnitrificadoras e transformado em N
2
O e N
2
(FRANCHI, 2001).
Estudos desenvolvidos para avaliar o processo de nitrificação do N amoniacal dos
dejetos aplicados em superfície (ALMEIDA, 2000; FRANCHI, 2001; GIACOMINI, 2005) ou
incorporados (MORVAN et al., 1996; GIACOMINI, 2005) demonstram que a nitrificação
ocorre rapidamente em ambos os sistemas de cultivo.
Para avaliar o efeito do uso dos dejetos de suínos sobre a dinâmica do N no solo em
plantio direto (PD), Franchi (2001) aplicou doses de 0, 40 e 80 m
3
ha
-1
de dejetos sobre
resíduos culturais de aveia e vegetação espontânea. Todo o N-NH
4
+
aplicado com os dejetos
foi nitrificado nos primeiros 17 dias após a distribuição dos dejetos no campo, não havendo
diferenças entre aplicar os mesmos sobre os resíduos culturais da vegetação espontânea ou da
aveia e, nem entre as doses de 40 m
3
ha
-1
e 80 m
3
ha
-1
. A rápida oxidação de N-NH
4
+
também
foi observada por Le Pham et al. (1984) trabalhando em laboratório com um solo siltoso a
uma temperatura de 25°C. Embora estes autores tenham adicionado 4 vezes mais N amoniacal
do que o adicionado no trabalho de Giacomini (2005), o amônio aplicado foi totalmente
nitrificado em 20 dias.
No trabalho de Giacomini (2005), a incorporação dos dejetos favoreceu o processo de
nitrificação de NH
4
+
aplicado. Este autor verificou, em experimento de incubação, que todo o
NH
4
+
dos dejetos líquidos de suínos incorporados foi nitrificado nos primeiros 10 dias e nos
dejetos que permaneceram na superfície do solo em 20 dias. Essa redução na velocidade de
nitrificação do N amoniacal com a aplicação dos dejetos na superfície do solo é um aspecto
interessante, já que diminui o potencial de perda do N no solo no plantio direto, onde os
dejetos são aplicados sobre os resíduos culturais.
O tipo de solo também pode afetar o potencial de nitrificação. Isto pôde ser verificado
no trabalho de Yang et al. (2006), os quais adicionaram dejetos líquidos de suínos (115 mg de
N total kg
-1
de solo) em dois tipos de solo. A nitrificação foi mais rápida no solo argilo-siltoso
do que no arenoso. No primeiro solo, o N amoniacal dos dejetos foi convertido após uma
semana e, no segundo, após quatro semanas.
18
A rápida nitrificação do N amoniacal dos dejetos de suínos, após a sua incorporação
ao solo (GIACOMINI, 2005), pode ter conseqüências negativas, diminuindo o potencial
fertilizante e aumentando o potencial poluente desses resíduos orgânicos. Isto porque na
maioria das propriedades que utilizam os dejetos de suínos como fontes de nutrientes para as
plantas, a aplicação dos mesmos é realizada antecedendo a semeadura das culturas. Desta
forma, o N é aplicado ao solo em uma fase em que a demanda por nutrientes é nula. Como a
oxidação de N-NH
4
+
é rápida, grande quantidade de N-NO
3
-
pode acumular no solo, ficando
susceptível a perdas por lixiviação e/ou desnitrificação dependendo das condições
edafoclimáticas (DENDOOVEN et al., 1998; FRANCHI, 2001; GIACOMINI, 2005).
Duas estratégias têm sido estudadas para retardar a nitrificação em dejetos de animais.
Uma envolve o uso de inibidores de nitrificação no momento da aplicação dos dejetos no
campo (FAUVEL & MORVAN, 1998; BECKWITH, 1998). A outra envolve a aplicação
parcelada dos dejetos em pelo menos duas vezes. Isto não deve alterar a velocidade de
nitrificação, mas é provável que o N-NO
3
-
seja mais eficientemente aproveitado pela cultura
já que, na segunda aplicação, esta já estará estabelecida podendo absorver o N disponível no
solo (FRANCHI, 2001).
A nitrificação líquida pode ser estimada a partir da variação da quantidade de N
inorgânico no solo após a aplicação dos dejetos (HUTCHISON & WALWORTH, 2007).
Assim, fazendo-se a diferença entre as quantidades de N-NO
3
-
dos tratamentos com dejetos e
sem dejetos e dividindo-se o valor resultante desta diferença pelo tempo transcorrido é
possível calcular a taxa líquida de nitrificação do N amoniacal aplicado ao solo com os
dejetos (GIACOMINI, 2005). As taxas brutas, contudo, somente podem ser estimadas com o
uso de técnicas isotópicas, utilizando-se o isótopo
15
N (HUTCHISON & WALWORTH,
2007).
1.4 Desnitrificação
O produto da mineralização do N orgânico é a amônia (NH
3
), que é convertida em
condições aeróbicas a NO
3
-
, o qual pode ter vários destinos. Em condições de baixo
suprimento de oxigênio, o N na forma de NO
3
-
poderá ser perdido através da desnitrificação.
Caso não haja nitrificação, o N mineral acumula-se no solo como NH
4
+
, o que acontece
geralmente em condições de redução (anoxia) (MOREIRA & SIQUEIRA, 2002).
19
A desnitrificação consiste na redução bioquímica de formas oxidadas (NO
3
-
) a formas
gasosas de N, na seguinte ordem: N
2
> N
2
O > NO (MOREIRA & SIQUEIRA, 2002;
ANDRÉA et al., 2004). É um processo que ocorre em condições anaeróbicas (MOREIRA &
SIQUEIRA, 2002; ROCHETTE et al., 2004; GIACOMINI, 2005), na presença de NO
3
-
e
compostos reduzidos (carbono orgânico para os organotróficos ou S, HS
-
ou NH
4
+
para
microrganismos litotróficos). A desnitrificação é realizada, principalmente, por bactérias
heterotróficas anaeróbicas facultativas, dos gêneros Alcaligenes, Agrobacterium, Azospirilum,
Bacillus, Flavobacterium, Halobacterium, Hyphomicrobium, Paarococcus,
Propionibacterium, Pseudomonas, Rhizobium, Rhodopseudomonas e Thiobacillus. A
população destas bactérias representa 0,1 a 5% da população total de bactérias do solo
(MOREIRA & SIQUEIRA, 2002).
O processo de desnitrificação é influenciado pela umidade e aeração do solo, pH,
temperatura, teor de nitrato e de C (DENDOOVEN et al., 1998; MOREIRA & SIQUEIRA,
2002). Qualquer prática de manejo do solo que afetar estes fatores estará influenciando
indiretamente a desnitrificação. Em geral, a taxa de desnitrificação é mais influenciada pela
quantidade de C disponível para o metabolismo do que pelo nível de NO
3
-
no solo
(MOREIRA & SIQUEIRA, 2002). Como fatores ambientais a temperatura e a umidade são os
principais fatores que controlam diretamente os processos de nitrificação e desnitrificação no
solo e estão entre os fatores abióticos mais influenciados pelo sistema de manejo do solo
(ROCHETTE et al., 2004).
A perda de N do sistema solo-planta pela desnitrificação não tem apenas implicações
econômicas, mas também ambientais, especialmente quando óxidos de N são emitidos para a
atmosfera (GIACOMINI, 2005).
Nos solos agrícolas, a desnitrificação e nitrificação podem ocorrer simultaneamente
haja vista que no interior dos agregados podem desenvolver-se microsítios de anaerobiose e
aerobiose (ROCHETTE et al., 2000; GIACOMINI, 2005). Esses processos são os principais
responsáveis pela produção de N
2
O, embora este gás não seja o principal produto final dos
mesmos (GIACOMINI, 2005). O N
2
O apresenta elevado potencial poluidor (MOREIRA &
SIQUEIRA, 2002; GIACOMINI, 2005), já que pode reagir com O
3
na estratosfera afetando
negativamente a camada de ozônio (DENDOOVEN et al., 1998; CHANTIGNY et al.; 2004),
além de contribuir para o aquecimento global (FRANCHI, 2001; MOREIRA & SIQUEIRA,
2002; GIACOMINI, 2005) e resultar na formação de HNO
3
, um componente da chuva ácida
(CHANTIGNY et al.; 2004).
20
A aplicação de dejetos de suínos ao solo como fertilizante pode favorecer a emissão de
N
2
O por estimular tanto a nitrificação como a desnitrificação. Isso porque os mesmos
apresentam grandes quantidades de N-NH
4
+
(ROCHETTE et al., 2004), o qual pode ser
rapidamente nitrificado no solo tanto no preparo convencional, onde os dejetos são
incorporados ao solo (MORVAN, 1999), como no plantio direto, onde os mesmos são
aplicados na superfície (ALMEIDA, 2000; PORT, 2002). Além de adicionar N e água ao
solo, os dejetos adicionam também carbono facilmente decomponível, o qual é rapidamente
assimilado pelos microrganismos aumentando a demanda de O
2
. Tais fatores podem conduzir
ao aparecimento de sítios de anaerobiose no solo favorecendo a desnitrificação
(DENDOOVEN et al., 1998; ROCHETTE et al., 2000; GIACOMINI, 2005). As perdas de N
por desnitrificação nos solos com dejetos de suínos variam de menos de 1% a mais de 30% do
N aplicado, dependendo da umidade do solo (CHANTIGNY et al., 2004).
Ao conduzir um experimento a campo, a fim de avaliar as emissões de N
2
O para a
atmosfera após a aplicação de dejetos líquidos de suínos em plantio direto e preparo reduzido,
Giacomini (2005) verificou que o fluxo de N
2
O para a atmosfera aumentou com a aplicação
de dejetos líquidos de suínos tanto em superfície (plantio direto) como incorporados ao solo
(preparo reduzido). O autor constatou, ainda, que a emissão de N
2
O aumentou com a
aplicação de dejetos líquidos sobre a palha de aveia em relação ao sistema com palha e sem
dejetos.
Num experimento de incubação, Chantigny et al. (2004) verificaram que não houve
diferença significativa na produção de N
2
O ou N
2
O + N
2
entre os solos avaliados, com os
dejetos aplicados em superfície ou incorporados.
Nesse contexto, a suinocultura pode contribuir significativamente para as emissões de
N
2
O para a atmosfera, seja durante o armazenamento dos dejetos ou quando os mesmos são
aplicados ao solo (GIACOMINI, 2005). Determinar a magnitude deste processo em sistemas
agrícolas envolvendo o uso de dejetos de suínos constitui uma preocupação atual por parte da
pesquisa científica a nível mundial.
1.5 Mineralização e imobilização de N
A mineralização consiste no processo de conversão biológica do N ligado
organicamente em proteínas, aminoaçúcares e ácidos nucléicos, em N inorgânico
21
(ANDERSEN, 1999; HUTCHISON & WALWORTH, 2007). Já a imobilização é a retenção,
na biomassa microbiana, do N inorgânico liberado ao solo pelo processo de mineralização
(MARQUES et al., 2000; HUTCHISON & WALWORTH, 2007).
A mineralização e imobilização de N ocorrem simultaneamente no solo, sendo que da
dinâmica e intensidade relativa destes dois processos opostos depende a quantidade de N
mineral no solo, disponível à nutrição vegetal. O balanço líquido entre a mineralização e a
imobilização (M/I) é controlado pela qualidade do resíduo em termos de quantidade de C
oxidável e a relação deste com o N e demais nutrientes como P e S (MOREIRA &
SIQUEIRA, 2002). Além disso, o balanço M/I também pode ser afetado por fatores
ambientais como temperatura e umidade do solo; fatores físicos do solo como textura; fatores
químicos como o pH; parâmetros da qualidade do resíduo que está sendo decomposto, tal
como a relação C/N e o teor de frações facilmente decomponíveis e recalcitrantes; o tipo de
decompositores associados; a atividade e tamanho da biomassa microbiana e a disponibilidade
de N inorgânico (MARY et al., 1996; ANDERSEN, 1999).
A relação C/N dos decompositores é geralmente menor do que a fonte por eles
explorada (MARQUES et al., 2000). No entanto, pode haver um aumento na relação C/N
média da biomassa microbiana em função do aumento na proporção de fungos, os quais
podem ser influenciados pela localização dos resíduos no solo. Esses microrganismos obtêm
energia, principalmente, de compostos como celulose e lignina, sendo, desta forma,
caracterizados por apresentar uma relação C/N mais elevada (8 a 12) do que aquela
apresentada pelas bactérias (4 a 6), as quais se desenvolvem, principalmente, a base da
decomposição de compostos solúveis (MOREIRA & SIQUEIRA, 2002). Quanto à
localização dos resíduos, Holland & Coleman (1987) verificaram que a biomassa microbiana
era constituída por uma maior proporção de fungos quando os resíduos permaneciam na
superfície do solo, comparada àquela presente no solo onde os resíduos foram incorporados.
Esse favorecimento da população de fungos, em detrimento das bactérias, quando os resíduos
permanecem na superfície do solo, deve-se à capacidade dos fungos em se desenvolver sobre
os resíduos e obter água e nutrientes no solo através de suas hifas. Holland & Coleman (1987)
estimaram, durante a decomposição de palha de trigo, uma imobilização equivalente a 24 kg
de N ha
-1
ano
-1
pelos fungos que se desenvolveram sobre a palha.
A adição de resíduos orgânicos ao solo, estimula a população microbiana em função
da quantidade de C oxidável e aumenta a demanda de nutrientes pela microbiota
decompositora. Se o resíduo adicionado possui relação C/N alta (> 30) pode ocorrer um
22
esgotamento do N, em função da grande demanda de N pela microbiota. Havendo, desta
forma, um predomínio do processo de imobilização. No entanto, se a relação C/N do material
adicionado é baixa (< 20) pode ocorrer o predomínio da mineralização do N. Quando a
relação C/N do resíduo se situa entre 20 e 30, têm-se uma equivalência entre imobilização e
mineralização (MOREIRA & SIQUEIRA, 2002).
Além da relação C/N, o sistema de preparo do solo também afeta a atividade da
microbiota do solo e, consequentemente, influencia os processos de mineralização e
imobilização de N (MOREIRA & SIQUEIRA, 2002). Portanto, é importante intensificar os
trabalhos de pesquisa que avaliem, comparativamente, a dinâmica do N entre sistemas em que
os resíduos culturais ou dejetos de animais permanecem na superfície do solo (plantio direto)
àqueles em que os mesmos são uniformemente incorporados ao solo (preparo convencional).
Em experimento conduzido em laboratório durante 80 dias, Giacomini (2005)
constatou a ocorrência de mineralização líquida de N ao longo de todo o período de
incubação, tanto nos tratamentos onde os dejetos líquidos de suínos foram aplicados na
superfície do solo, quanto naqueles em que os mesmos foram incorporados. Em condições de
campo, Almeida (2000) e Franchi (2001) avaliaram a diferença entre as quantidades de N
mineral do solo com a aplicação de dejetos de suínos sobre palha de aveia e na ausência de
resíduos culturais e não verificaram diferenças entre estes dois sistemas, evidenciando a baixa
intensidade do processo de imobilização de N.
O potencial de imobilização de N durante a decomposição da palha é normalmente
maior em laboratório do que condições de campo. Num experimento de incubação com palha
de cereais, finamente moída e incorporada ao solo, Robin (1994) encontrou um potencial de
imobilização de N entre 30 a 35 mg por g de C, o que equivale a aproximadamente 35 kg de
N t
-1
de C ou 15 kg de N t
-1
de palha adicionada. Já, Ocio et al. (1991), em experimento a
campo, encontraram uma imobilização de 5 kg N t
-1
de palha nos primeiros 14 dias de
decomposição. Quando foi adicionado N mineral ao solo a quantidade de N imobilizado no
mesmo período foi de 9 kg N t
-1
de palha. Na França, Mary et al. (1996), também em
experimento a campo, compararam tratamentos nos quais a palha foi incorporada ao solo,
com e sem a adição de N mineral. Os autores observaram que a quantidade média de N
imobilizado no período de um ano foi de 5,2 kg N t
-1
de palha sem a aplicação de N mineral e
de 11,9 kg N t
-1
de palha com a aplicação de 330 kg ha
-1
de N mineral. A partir destes
resultados, os autores concluíram que a relação entre decomposição do carbono e
imobilização de N pode ser significativamente alterada em função da disponibilidade de N no
23
solo e que este é um dos principais fatores de controle da taxa de decomposição da palha em
condições de campo. É importante destacar que todos estes trabalhos foram conduzidos em
preparo convencional, com a incorporação da palha no solo. Nestas condições aumenta a
disponibilidade de C à biomassa microbiana, e, consequentemente, o potencial de
imobilização de N em relação ao plantio direto, onde os resíduos permanecem na superfície
do solo (MARY et al., 1996).
Enquanto os processos líquidos de transformação do N podem ser calculados a partir
da mudança da quantidade de N inorgânico no solo ao longo do tempo, as taxas brutas podem
ser estimadas somente pelo uso de técnicas isotópicas de N (HUTCHISON & WALWORTH,
2007). O enriquecimento de resíduos culturais ou do N amoniacal dos dejetos com o isótopo
15
N é uma estratégia que pode contribuir para quantificar com maior exatidão a intensidade
das biotransformações do N destes materiais orgânicos no solo.
Em laboratório, Thomsen et al. (2001) avaliaram a mineralização líquida do N do solo
e dos resíduos culturais de centeio marcados com
15
N, incorporados em solos de diferentes
texturas e incubados a 20ºC por 31 semanas. Análises de N mineral (NH
4
+
e NO
3
-
), N total e
N- biomassa foram realizadas e os pesquisadores verificaram que 28 a 36% do
15
N aplicado
com os resíduos foram mineralizados ao final da incubação. De 12 a 16% do
15
N adicionado
foi rapidamente incorporado na biomassa microbiana nos solos argilosos, enquanto 8 a 10%
do
15
N foi encontrado na biomassa de solos siltosos. Além disso, o
15
N na biomassa
microbiana declinou durante a incubação, persistindo aproximadamente 5% do
15
N
adicionado ao final da mesma, independentemente das características do solo. Os autores
concluíram que solos argilosos com composição química, histórico de cultivo e umidade
similares têm pouca influência sobre o ciclo do N e que a capacidade dos solos de estabilizar
o N organicamente em organoargilominerais é pouco importante na dinâmica do N a curto
prazo.
Em condições de campo, na cultura do milho e num solo arenoso (210 g de argila kg
-1
de solo), Chantigny et al. (2004) incorporaram dejetos de suínos (61,3 kg de N ha
-1
), cuja
fração orgânica e mineral foram enriquecidas com
15
N. A imobilização de N atingiu 10% do
N total aplicado logo no primeiro dia após a aplicação dos dejetos, sendo que a máxima
imobilização ocorreu aos 14 dias, atingindo 44% do N aplicado com os dejetos. Os autores
quantificaram a imobilização de N proveniente tanto da fração mineral como da fração
orgânica dos dejetos e verificaram que parte do N mineralizado da fração orgânica dos dejetos
é imobilizado pela biomassa microbiana. Diferentemente de Chantigny et al. (2004),
24
Giacomini (2005) avaliou, através da medida do enriquecimento em
15
N da fração orgânica do
solo, a quantidade de N imobilizado a partir do N amoniacal dos dejetos, o qual foi
enriquecido com
15
N. Desta forma, Giacomini (2005) obteve apenas os valores de N
imobilizado a partir do N amoniacal aplicado com os dejetos, não levando em consideração a
imobilização do N mineral presente no solo proveniente da matéria orgânica do solo e do N
orgânico dos dejetos. Este autor verificou que a quantidade de
15
N imobilizada, proveniente
da fração amoniacal dos dejetos, atingiu 17,5% do N amoniacal aplicado, não diferindo entre
as modalidades de aplicação (incorporação e superfície) em nenhuma das avaliações
realizadas, tanto em experimento de campo quanto em laboratório.
1.6 Efeito do N sobre a decomposição da palha
O processo de decomposição consiste na quebra do material orgânico particulado,
geralmente na forma de polímeros, em materiais solúveis que são absorvidos pelas células
microbianas. É um processo biocatalítico complexo que envolve a ação das enzimas que
produzem monômeros específicos em função da composição do substrato ou resíduo
(MOREIRA & SIQUEIRA, 2002).
Os substratos, em função do grau de assimilabilidade e persistência, são classificados
como prontamente assimiláveis, prontamente a moderadamente assimiláveis ou de
assimilação lenta. A fração composta por substratos prontamente decomponíveis se
transforma rapidamente em CO
2
e biomassa. Em seguida são transformados os componentes
químicos mais resistentes e a própria fração da nova biomassa morta (MOREIRA &
SIQUEIRA, 2002). Desta forma, verifica-se que as diferenças na composição bioquímica dos
materiais a serem decompostos podem alterar a estrutura da comunidade da biomassa
microbiana e afetar a sua eficiência no uso do C, resultando em diferenças na mineralização
do C de diferentes fontes orgânicas (AITA et al., 2006). Além disso, a diversidade bioquímica
dos substratos macromoleculares indica que os organismos devem possuir amplo espectro de
enzimas extracelulares para convertê-los em metabólitos assimiláveis (TAUK, 1990).
A taxa de decomposição dos resíduos está relacionada, principalmente, com suas
características bioquímicas e com a relação C/N (DA ROS, 2004). No entanto, as
propriedades do solo, tais como, argila, pH, matéria orgânica, tensão de água, aeração e
temperatura também são fatores que atuam no processo de decomposição (TAUK, 1990).
25
Segundo Moreira & Siqueira (2002) a decomposição de um resíduo orgânico é
determinada pela quantidade e qualidade do resíduo além da atividade da biota que é regulada
pelos fatores ambientais. Em geral, a decomposição é favorecida por: a) resíduos com baixo
teor de lignina ou compostos fenólicos, alto teor de materiais solúveis e de nitrogênio e
partículas de tamanho reduzido com baixa relação C:N, além do próprio teor de N; b)
condições físicas e químicas do solo que maximizem a atividade biológica, especialmente
temperatura entre 30 e 35°C e umidade próxima à capacidade de campo e, c) pela ausência de
fatores tóxicos no resíduo ou solo, os quais podem inibir a atividade dos heterotróficos
decompositores.
O N utilizado pelos microrganismos do solo para garantir essa decomposição dos
resíduos vegetais provém, essencialmente, do N contido nos próprios resíduos, do N mineral
presente no solo no momento da adição dos resíduos, do N mineral proveniente da
mineralização da matéria orgânica do solo, do N microbiano reciclado durante a
decomposição e, nas áreas agrícolas, da adubação nitrogenada utilizada. Em função do tipo de
resíduo orgânico, se observam diferenças significativas na proporção dessas diferentes fontes
de N assimiladas pelos microrganismos (MARY et al., 1993).
Resíduos orgânicos de baixa relação C/N decompõem-se mais rapidamente no solo do
que os de relação C/N alta. A baixa velocidade de decomposição dos resíduos de alta relação
C/N tem sido atribuída à deficiência de N e à presença de constituintes recalcitrantes. Os
microrganismos decompositores possuem menor relação C/N do que as fontes por eles
exploradas. Desta forma, o N é reconhecido como um fator limitante para o crescimento e
atividade microbiana durante a decomposição de resíduos (MARQUES et al., 2000; DA ROS,
2004; GIACOMINI, 2005).
Ao avaliarem a evolução de CO
2
durante a decomposição da palha de trigo, variando a
relação C/N mediante a adição de N por fertilizantes, Reinertsen et al. (1984) verificaram que
a adição de N aumentou a liberação de CO
2
da palha de trigo, cuja relação C/N variou de 54 a
238. Contudo, quando na presença de palha de leguminosa, cuja relação C/N era menor que a
da palha de trigo, este aumento foi menor e ocorreu, principalmente, no estádio inicial de
decomposição. É provável que o N presente no tecido da leguminosa tenha suprido a maior
parte da demanda em N da população microbiana decompositora dos constituintes carbonados
da palha, resultando em menor efeito da adição de uma fonte externa de N sobre a
mineralização do C da palha.
Em um mesmo solo, o modo de preparo, o manejo da palhada e do fertilizante
nitrogenado (em superfície ou incorporado no solo), podem alterar o comportamento de seus
26
componentes biológicos (MARQUES et al., 2000), resultando em variações na velocidade de
decomposição (TORRES et al., 2005).
No preparo convencional do solo existem condições que facilitam a decomposição da
MO, em decorrência do revolvimento e do aumento da aeração do solo (ANDRÉA et al.,
2004). Estudos mostram, principalmente em condições de laboratório e com a incorporação
dos resíduos culturais ao solo, que a adição de N aumenta a emissão de C-CO
2
quando o N é
limitante para a demanda dos microrganismos, em relação à quantidade de C orgânico
mineralizável (RECOUS et al., 1999). Isso normalmente ocorre na fase inicial de
decomposição dos resíduos culturais, com alta relação C/N e com alto conteúdo de compostos
orgânicos facilmente mineralizáveis (RECOUS et al., 1995; MARQUES et al., 2000).
Neste sentido, é de se esperar que a aplicação de dejetos de suínos, ricos em N,
estimule a decomposição de resíduos culturais de cereais, os quais caracterizam-se pelo
elevado teor de C facilmente decomponível e pelo baixo teor de N (AITA et al., 2006). Para
avaliar este aspecto, Saviozzi et al. (1997) e Chantigny et al. (2001) conduziram experimentos
onde dejetos e resíduos foram incorporados ao solo. No trabalho de Saviozzi et al. (1997),
conduzido em laboratório por 230 dias a 22°C, a evolução cumulativa de C-CO
2
foi medida
em tratamentos com o uso de dejetos de suínos e palha de trigo (C/N = 79,6) isoladamente e
também com a mistura de ambos. A palha de trigo encontrava-se finamente moída para
garantir uma mistura uniforme entre solo e resíduo. Estando o material moído, o acesso dos
microrganismos do solo ao substrato é facilitado pelo aumento da área superficial e pela
redução na proteção dos compostos ricos em C (MARQUES et al., 2000). Saviozzi et al.
(1997) observaram que os dejetos de suínos estimularam a decomposição da palha de trigo já
que a emissão total de C-CO
2
do tratamento contendo a mistura de dejetos e palha superou em
23% a soma das quantidades de C-CO
2
emitida pelos tratamentos com o uso isolado de
dejetos e de palha. No trabalho de Chantigny et al. (2001), conduzido a campo, a palha de
cevada (C/N = 47,3) foi incorporada ao solo juntamente com os dejetos de suínos (69,6% do
N total na forma amoniacal) através de aração e gradagens. Após 28 dias, a quantidade total
de C-CO
2
liberado no tratamento com palha + dejetos foi 26% maior do que a quantidade de
C-CO
2
dos tratamentos com adição isolada de palha e dejetos, indicando uma ação
sinergística durante a decomposição dos resíduos quando ambos foram misturados. Os
pesquisadores atribuíram este sinergismo ao estímulo proporcionado pelo N amoniacal
aplicado com os dejetos de suínos à população microbiana responsável pela mineralização do
C da palha da cevada, comprovando a forte interação existente entre os ciclos do C e do N no
solo durante a decomposição de materiais orgânicos.
27
Com o objetivo de avaliar a influência da aplicação de dejetos de suínos sobre a
decomposição de palha de cereais, Aita et al. (2006) conduziram dois experimentos a campo,
porém, diferentemente de Saviozzi et al. (1997) e Chantigny et al. (2001), foi utilizado o
plantio direto. No primeiro experimento a liberação de C-CO
2
foi monitorada por 62 dias e no
segundo por 97 dias. Os autores verificaram que a cinética de decomposição diferiu entre os
dejetos de suínos e a palha de aveia. Nos dejetos de suínos, houve uma fase inicial de rápida
liberação de C-CO
2
, seguida de outra mais lenta, enquanto na palha de aveia, a liberação de
C-CO
2
foi mais constante. Além disso, os resultados destes dois experimentos mostraram que
a velocidade de decomposição da palha de aveia preta não foi alterada pela aplicação de
dejetos de suínos evidenciando que, em plantio direto, não há a mesma interação positiva
entre dejetos de suínos e resíduos culturais, observado quando ambos são incorporados ao
solo no preparo convencional.
Portanto, pode-se inferir que a incorporação dos dejetos ao solo, tanto no campo como
em condições controladas, facilita o acesso dos microrganismos ao C adicionado com a palha.
Já no plantio direto, a permanência dos resíduos culturais, na superfície do solo dificulta o
acesso da população microbiana do solo ao C dos resíduos culturais e ao N dos dejetos,
diminuindo a interação positiva entre dejetos e resíduos. Além disso, com a permanência dos
resíduos na superfície do solo, a atividade dos organismos decompositores é muito mais
suscetível às condições climáticas adversas do que no preparo convencional, quando os
resíduos são incorporados ao solo (AITA et al., 2006).
.
28
2 MATERIAL E MÉTODOS
O trabalho consistiu de uma incubação realizada durante 95 dias, no período de 7 de
julho a 11 de outubro de 2006, no Laboratório de Microbiologia do Solo e do Ambiente do
Departamento de Solos, na Universidade Federal de Santa Maria - RS.
2.1 Solo
O solo foi coletado na área experimental do Departamento de Solos da Universidade
Federal de Santa Maria, a qual localiza-se na Depressão Central do Estado do Rio Grande do
Sul. Ele é classificado como Argissolo Vermelho distrófico arênico (EMBRAPA, 1999) e foi
coletado na camada de 0-10 cm em 01 de julho de 2006, seis dias antes da instalação do
experimento. A área onde foi coletado o solo vem sendo cultivada com milho em sistema de
plantio direto desde 1998. Após a retirada dos resíduos culturais remanescentes na superfície,
o solo foi coletado e transportado ao laboratório para homogeneização e peneiramento a 4
mm, permanecendo armazenado em sacos plásticos, em temperatura ambiente, até o momento
da incubação. O solo não foi submetido à secagem ao ar para minimizar qualquer redução da
população microbiana do solo, especialmente dos microrganismos mais sensíveis a valores
baixos de umidade, como as bactérias nitrificadoras (FLOWERS & O’CALLAGHAN, 1983).
2.2 Características da palha e dos dejetos líquidos de suínos
A palha de trigo utilizada neste experimento é proveniente da França, sendo a mesma
utilizada no trabalho de Aita (1996). O trigo foi cultivado em solução nutritiva durante cinco
meses em uma câmara de cultivo automatizada, fechada ao fluxo de gases e com a injeção
constante e controlada de C-CO
2
, cujo excesso isotópico em
13
C era de 2%. Na palha foram
determinados os teores de C e N por combustão seca, o excesso isotópico de
13
C em
espectrômetro de massas e o teor de nitrato (N-NO
3
-
) da fração solúvel em água por
colorimetria. O excesso isotópico em
13
C na palha foi de 2,016%.
29
Os dejetos líquidos de suínos, armazenados em lagoa anaeróbica, foram coletados em
uma granja situada no município de Restinga Seca – RS. Nos dejetos, foram analisados o pH
e os teores de matéria seca (MS), N total e N amoniacal, conforme Tedesco et al. (1995).
Além dessas características, foram analisados os teores de C na amostra seca em estufa a 65ºC
por combustão seca (DUMAS) em um analisador elementar CHNS modelo FlashEA 1112
marca THERMO ELECTRON.
No laboratório, e no dia da instalação do experimento, os dejetos tiveram a fração
amoniacal enriquecida com
15
N. Este enriquecimento foi obtido pela adição de uma solução
de sulfato de amônio com 10% de átomos de
15
N em excesso, sendo que o excesso isotópico
de
15
N final da fração amoniacal dos dejetos foi de 2,76%. As principais características dos
dejetos e da palha, bem com as quantidades de matéria seca, carbono e nitrogênio adicionadas
ao solo com estes materiais orgânicos encontram-se na Tabela 1.
Tabela 1 – Composição física e química dos dejetos líquidos de suínos e da palha de trigo
utilizados na incubação e quantidades adicionadas ao solo de matéria seca (MS),
carbono (C) e nitrogênio (N) com os dois materiais orgânicos.
Resíduo orgânico MS C
N
total
N
amoniacal
N
nítrico
N
orgânico
C/N
pH
————————— g kg
-1
—————————
Dejetos de suínos 31,7 9,2 2,5 1,5
0,9 3,7
8,2
Palha trigo
1
427,0
6,6
1,1
65,2
———————— mg kg
-1
solo seco ———————
Dejetos de suínos
1.022 297,6 80,0 50,0
30,0
Palha trigo
5.000 2.135 32,7
5,3
1
Os teores de C, N total, N nítrico e relação C/N da palha de trigo foram obtidos a partir do trabalho de AITA
(1996).
2.3 Tratamentos e condições experimentais
O delineamento experimental utilizado foi o inteiramente casualizado com três
repetições. Os oito tratamentos avaliados (ilustrados pela Figura 1) foram os seguintes:
T1 – Solo (S);
30
T2 – Solo + palha em superfície (S + P Sup);
T3 – Solo + palha incorporada (S + P Inc);
T4 – Solo + dejetos em superfície (S + D Sup);
T5 – Solo + dejetos incorporados (S + D Inc);
T6 – Solo + dejetos incorporados + palha em superfície (S + D Inc + P Sup);
T7 – Solo + dejetos incorporados + palha incorporada (S + D Inc + P Inc);
T8 – Solo + palha em superfície + dejetos em superfície (S + P Sup + D Sup).
Figura 1 - Vista das três repetições de cada tratamento avaliado.
2.4 Incubação
A instalação do experimento ocorreu em 07 de julho de 2006. As unidades
experimentais foram constituídas por recipientes de acrílico com capacidade de 110 mL,
sendo que a montagem dos tratamentos variou de ac
.360 Tm(I) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 127.200 177.360 Tm(n) Tj1.000 0.000 0.000.000 254.640 624.000 Tm(p) Tj Tj1.00400 Tm(Tm(ã) Tj1.000 0.000 0.000 1.0081.01.000 0.000 0.000 1.000 319.200 80.400 TmTm(.3600 584.880 Tm( ) Tj1.000 0.000 0.0 159.60j Tj1.00400 Tm(Tm(ã) Tj1.000 0.000 0.700 Tm(v) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 346.080 119840 Tm081.01.000 0.000 0.000 1.000 319.200 80.4.720 Tmj Tj1.00400 Tm(Tm(ã) Tj1.000 0.000 0..720 Tm081.01.000 0.000 0.000 1.000 319.200 80.4900 Tm(c) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 274.080 8040020 Tm081.01.00000 0.000 1.000 127.200 177.3604040 Tm(a) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 337.680 804090 Tm(c) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 274.080 804100 Tm(a) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 297.840 8041(p) Tj Tj1.0040 0.000 0.000 1.000 414.960 99.400 Tm(o) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 431.760 119.289.60j Tj1.0040 0.000 0.000 1.000 430.320 604.40 Tm(c) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 274.080 804400 Tm(e) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 406.320 99.450 Tm(c) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 464.640 1194720 Tmj Tj1.004qBT/F1 11.280 Tf0.000 0.000 0.000 rg1.000 0.000 0.000 1.000 287.280 804400 Tm( ) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 480.240 119500 Tm(s) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 284.160 804630 Tm081.01.000 0.000 0.000 1.000 319.200 80.4640 Tm(c) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 274.080 804700 Tm(e) Tj1.0000 0.000 1.000 127.200 177.36047 ) Tj(e) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 217.200 224.280 Tm(s) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 284.160 804830 Tm(n) Tj1.00 0.000 0.000 1.000 319.200 80.4840 Tm(e) Tj1.0000 0.000 1.000 127.200 177.3604840 Tm(o) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 431.760 119.880 Tm(o) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 436.080 995400 Tm(m) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 528.000 119050 Tm(c) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 274.080 8050280 Tm(s) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 506.160 119110 Tm081.01.0000 0.000 0.000 1.000 189.120 119.28760 8000 0.000 0 0.000 0.000 1.000 263.280 22.840 Tm(m) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 528.000 119270 Tm(m) Tj1.000 0.000 0.000 1.000 532.080 119.280 Tmj Tj1.004qBT/F1 11.280 Tf0.000 0.000 0.000 rg1.000 0.000 0.000 1.000 287.280 80.400 Tm60) TjETQ0 0.000 0.000 1.000 126.480 80.1320 Tm() TjETQ0 0.000 0.000 1.000 115.200 80.4320 Tm() TjETQqBT0 0.000 1.000 115.200 80..280 Tm() TjETQ0 0.000 0.000 1.000 138.480 1772320 Tm() TjETQ0 0.000 0.000 1.000 138.480 222.000 Tm0) TjETQ0 0.000 0.000 1.000 126.480 80.3600 Tm0) TjETQ0 0.000 0.000 1.000 138.480 2224120 Tm() TjETQqBT0 0.000 1.000 115.200 80.450 Tm() TjETQ0 0.000 0.000 1.000 185.760 80.4720 Tm() TjETQ0 0.000 0.000 1.000 187.680 99.5220 Tm() TjETQ0 0.000 0.000 1.000 159.600 80.470 Tm() TjETQ0 0.000 0.000 1.000 185.760 80.6020 Tm() TjETQ0 0.000 0.000 1.000 161.520 99.800 Tm60
31
1500 mL (Figura 2). Foram realizadas oito amostragens para a avaliação dos teores de N-
mineral do solo. Desta forma, o experimento continha 64 frascos de vidro (8 tratamentos e 8
avaliações) cada um contendo as 3 repetições de cada tratamento, totalizando 192 recipientes
de acrílico. Em cada data de amostragem era analisado o N mineral do solo de 24 frascos de
acrílico (oito tratamentos com três repetições), contidos em 8 frascos de vidros. Após cada
amostragem o solo do conjunto de frascos analisados era descartado.
Em cada recipiente de acrílico foram colocados 131g de solo com 15,2% de umidade
equivalente a 117,8g de solo seco a 105°C. A umidade foi ajustada para a capacidade de
campo. Para isso, foram adicionados 4,7 mL de água destilada em 126,3g de solo nos
tratamentos que não receberam dejetos líquidos (T1 a T3) ou 0,9 mL de água + 3,8 mL de
dejetos líquidos nos tratamentos que receberam dejetos (T4 a T8). Após homogeneização, o
solo foi adicionado nos recipientes de acrílico em duas etapas. Na primeira, foram adicionadas
65,5 g de solo, compactando-o até a altura de 2,5 cm do frasco de acrílico. Na segunda,
adicionou-se o restante do solo (65,5 g), compactando-o até a altura de 5 cm. Desta forma, o
solo do frasco atingiu uma densidade de 1,2 g cm
-3
.
Nos tratamentos com materiais orgânicos, a montagem variou conforme a localização
da palha e dos dejetos.
A palha seca ao ar foi cortada manualmente com auxílio de tesoura em pedaços cujo
comprimento variou de 10 a 20 mm e após adicionada na quantidade de 589 mg (251,5 mg de
C orgânico) por frasco, equivalendo a 3 Mg ha
-1
de palha. Nos tratamentos em que a palha foi
colocada na superfície do solo (T2, T6 e T8), ela foi adicionada após todo solo ter sido
colocado no recipiente de acrílico. Nos tratamentos com palha incorporada (T3 e T7), esta foi
misturada ao solo antes da amostra ser acondicionada no recipiente. Nos tratamentos com
dejetos de suínos incorporados (T5 a T7), o solo foi umedecido com a água (0,9 mL) e com
os dejetos (3,8 mL) no momento da homogeneização e a palha foi adicionada conforme a sua
localização no solo, em superfície ou incorporada. Nos tratamentos T4 e T8 o solo foi
umedecido com água e homogeneizado, e a adição dos dejetos de suínos foi feita na superfície
do solo (T4) ou da palha (T8) somente após o acondicionamento do solo nos frascos de
acrílico. Para todos os tratamentos, a homogeneização do solo com a água, a palha de trigo e
os dejetos de suínos foi feita com o auxílio de espátula.
Os 64 frascos de vidro foram acondicionados uma incubadora, na ausência de
luminosidade e a uma temperatura de 25°C por um período de 95 dias.
Os frascos foram periodicamente aerados durante 15 minutos, visando evitar a
deficiência de O
2
, o que limitaria a decomposição aeróbica dos materiais orgânicos. O teor de
32
umidade foi controlado através da pesagem das amostras e, quando necessário, foi adicionada
água nos frascos com o auxílio de uma pipeta.
Figura 2 – Vista de um frasco de vidro contendo três repetições de um tratamento onde
foi avaliado o N mineral do solo.
2.5 Avaliações
2.5.1 N mineral
Os teores de N mineral do solo (N-NH
4
+
e N-NO
2
-
+ N-NO
3
-
) foram determinados
duas horas após a montagem dos tratamentos e antes da incubação (tempo 0) e aos 4, 9, 15,
25, 40, 60 e 95 dias após o início da incubação. Considerando que os teores de nitrito (N-NO
2
-
) do solo são normalmente muito baixos, neste trabalho, daqui para frente, os teores de N-
NO
2
-
+ N-NO
3
-
serão referenciados apenas como N-NO
3
-
. Em cada avaliação dos tratamentos
contendo palha procedeu-se a retirada da mesma antes da homogeneização e extração do solo
com KCl. O N mineral foi extraído adicionando-se 25 g de solo úmido a 100 mL de KCl 1
mol L
-1
e posterior agitação durante 30 minutos em agitador mecânico horizontal. Após a
agitação, a solução ficou em repouso por 30 minutos, sendo então retirada uma alíquota de 20
33
mL do sobrenadante, na qual acrescentou-se 0,2 g de MgO para determinação do N amoniacal
(N-NH
4
+
) em destilador de arraste de vapores do tipo semimicro Kjeldhal. Após o
resfriamento da amostra, adicionou-se 0,2 g de Liga de Devarda, para nova destilação e
determinação do N nítrico (N-NO
2
-
+ N-NO
3
-
) (TEDESCO et al., 1995). A titulação da
solução receptora do N (ácido bórico e indicadores) foi feita com H
2
SO
4
.
2.5.2 Imobilização de N da fração amoniacal dos dejetos
A imobillização do N amoniacal adicionado com os dejetos líquidos de suínos foi
avaliada nas mesmas datas de avaliações do N mineral do solo. A metodologia utilizada foi
proposta por Recous et al. (1988), onde a imobilização de N é estimada através da variação do
excesso isotópico em
15
N do N orgânico do solo.
Após a extração do N mineral dos tratamentos que receberam dejetos líquidos de
suínos, cuja fração amoniacal foi enriquecida com
15
N, a mistura solo/solução foi agitada
novamente duas vezes com 100 mL de KCl 1 mol L
-1
por 30 minutos e o sobrenadante
descartado. Esse procedimento, proposto por Recous et al. (1988), foi realizado a fim de
extrair o N mineral presente no solo. A mistura solo/solução, resultante da terceira extração
foi submetida à secagem em estufa (65°C) e posterior moagem em gral. Após, o solo foi
guardado em frascos para posterior análise do N orgânico e do excesso isotópico em
15
N.
A análise do N orgânico e do seu excesso em
15
N foi feita no laboratório de análises
isotópicas em Laon na França por combustão seca (DUMAS) em um analisador elementar
CHN modelo Euro-EA marca EUROVECTOR acoplado em linha a um espectrômetro de
massas isotópico modelo Delta Plus Advantage marca THERMO ELECTRON. Estes mesmos
equipamentos foram utilizados para as análises da palha (C total, N total e
13
C).
2.5.3 N total e
15
N no solo e na palha
Os teores de N total e o seu excesso isotópico em
15
N no solo e na palha foram
avaliados nos tratamentos com a adição de palha de trigo (S + P Sup; S + P Inc; S + D Inc + P
34
Sup; S + D Inc + P Inc; S + P Sup + D Sup) e nas mesmas datas de avaliação dos teores de N
mineral do solo.
Para a determinação dos teores de N total no solo, subamostras do mesmo foram
retiradas de cada repetição dos tratamentos que receberam a palha. No momento da
subamostragem a palha foi retirada manualmente e as subamostras de solo foram secas em
estufa (65°C) e posteriormente moídas em gral e armazenadas em frascos. No laboratório de
análises isotópicas em Laon na França o solo foi finamente moído e teve os teores de N total e
seu excesso em
15
N determinados por combustão seca conforme descrito para a determinação
do N orgânico do solo (item 3.5.2).
A análise dos teores de N total e
15
N na palha foi realizada nas amostras de palha
retiradas no momento da subamostragem do solo. Após a separação, a palha foi seca em
estufa a 65ºC e armazenada em frascos até o momento da análise. Os teores de N total e o
excesso em
15
N na palha foram determinados conforme procedimento descrito anteriormente
para o solo.
2.6 Estimativa dos processos de biotransformação do nitrogênio
2.6.1 Estimativa das taxas de nitrificação do N amoniacal dos dejetos
A nitrificação foi avaliada a partir da variação nas quantidades de N-NO
3
-
e de N-
NH
4
+
no solo, apenas nos tratamentos em que os dejetos foram utilizados isoladamente, com e
sem incorporação ao solo. Para isto, em cada amostragem, as quantidades de N-NO
3
-
e de N-
NH
4
+
do tratamento testemunha (sem dejetos) foram descontadas das quantidades destas duas
formas de N encontradas nos dois tratamentos com dejetos. Nesta avaliação consideraram-se
apenas os primeiros 25 dias de experimentação, já que a partir desta data os valores de N-
NH
4
+
foram próximos dos valores encontrados na instalação do experimento.
O cálculo da taxa de nitrificação líquida no intervalo de tempo de cada amostragem (0
a 4, 4 a 9 e 9 a 15 dias) foi realizado apenas nos primeiros 15 dias por considerar esta a fase
mais ativa da nitrificação. Para tal, considerou-se apenas a variação nas quantidades de N-
NO
3
-
de cada intervalo utilizando-se a seguinte fórmula:
35
t
NnNn
TN
)12(
(1)
Onde: TN é a taxa de nitrificação (mg de N-NO
3
-
kg
-1
de solo dia
-1
); Nn1 e Nn2 representam
as quantidades (em mg kg
-1
de solo) de N-NO
3
-
no início e no final de cada período de
avaliação, respectivamente; e t representa o período de tempo (em dias) de cada intervalo
avaliado.
2.6.2 Mineralização e imobilização de N (processos líquidos)
2.6.2.1 Estimativa pelo método da diferença
O cálculo da mineralização de N, em cada data de amostragem, variou conforme o
tratamento. O valor resultante destes cálculos indicou, em cada situação, se houve
predominância da mineralização sobre a imobilização de N pela população microbiana do
solo ou vice-versa. Quando o valor foi positivo significa que o processo de mineralização
bruta de N superou aquele de imobilização bruta, resultando em mineralização líquida de N.
Quando for negativo, ocorreu o inverso e o valor resultante é referido como imobilização
líquida de N.
a) No tratamento testemunha (S), sem a adição de dejetos e palha, a estimativa foi feita pela
fórmula seguinte:
12min NNN
(2)
Onde: Nmin representa a quantidade (mg N kg
-1
solo) de N mineralizado; N1 e N2
representam a quantidade de N mineral do solo no início e ao final de cada intervalo de
avaliação, respectivamente.
b) Nos tratamentos com a adição isolada de palha e de dejetos a fórmula utilizada foi a
seguinte:
1212min NsNsNroNroN (3)
36
Onde: Nmin representa a quantidade (mg N kg
-1
solo) de N mineralizado; Nro1 e Nro2
representam as quantidades de N mineral do solo nos tratamentos com resíduos orgânicos (S
+ P Sup, S + P Inc, S + D Sup e S + D Inc) no início e ao final de cada intervalo de avaliação,
respectivamente; e Ns1 e Ns2 representam as quantidades de N mineral do solo no tratamento
testemunha (S) no início e ao final de cada intervalo de avaliação, respectivamente.
c) Nos tratamentos em que a palha e os dejetos foram aplicados conjuntamente ao solo o
cálculo da mineralização/imobilização de N (efeito da palha sobre estes processos) foi feito
como segue:
1212min NdNdNroNroN
(4)
Onde: Nmin representa a quantidade (mg N kg
-1
solo) de N mineralizado; Nro1 e Nro2
representam a quantidade de N mineral do solo nos tratamentos com resíduos orgânicos (S +
D Inc + P Sup, S + D Inc + P Inc e S + P Sup + D Sup) no início e ao final de cada intervalo
de avaliação, respectivamente; e Nd1 e Nd2 representam a quantidade de N mineral do solo
nos tratamentos com dejetos (S + D Sup e S + D Inc) no início e ao final de cada intervalo de
avaliação, respectivamente.
2.6.2.2 Estimativa pelo método isotópico com
15
N
O cálculo da imobilização do N, proveniente do N amoniacal dos dejetos, foi feito a
partir da determinação dos teores de N orgânico no solo e do seu excesso isotópico em
15
N.
A percentagem do N orgânico do solo proveniente do N amoniacal dos dejetos
(PNpfa) foi calculada a partir da seguinte equação:
100
B
A
PNpfa (5)
onde, A e B são os excessos isotópicos em
15
N do N orgânico do solo e da fração amoniacal
dos dejetos, respectivamente;
Para determinar a quantidade de N imobilizada foi utilizada a seguinte equação:
PNpfaNorgNaim
(6)
onde, Naim é a quantidade de N imobilizada proveniente do N amoniacal dos dejetos em mg
kg
-1
solo e Norg é a quantidade de N orgânico no solo em mg kg
-1
solo.
37
Para o cálculo da percentagem do N amoniacal dos dejetos que foi imobilizado
(PNaim) a equação utilizada foi a seguinte:
100
NaAd
Naim
PNaim (7)
onde, Naim é a quantidade de N imobilizada proveniente do N amoniacal dos dejetos em mg
kg
-1
solo e NaAd é a quantidade de N amoniacal adicionada com os dejetos em mg kg
-1
solo.
2.7 Análise estatística
Os resultados obtidos foram submetidos à análise da variância e as médias dos
tratamentos foram comparadas através do teste de Tukey a 5%.
38
3 RESULTADOS E DISCUSSÃO
3.1 Nitrificação do N amoniacal dos dejetos
O processo de nitrificação pode ser estimado no solo a partir da variação temporal dos
teores de N-NO
3
-
, após a adição de quantidades conhecidas de N amoniacal. O cálculo da
velocidade de nitrificação pode ser realizado a partir do acúmulo de N na forma nítrica, ou
seja: da diferença entre os teores final e inicial de N-NO
3
-
do solo, dentro do período de tempo
considerado. Essa estimativa será tanto mais precisa quanto menos intensos forem os
processos que resultam no desaparecimento e/ou no consumo de N-NO
3
-
(imobilização
microbiana, desnitrificação e lixiviação de nitrato). A lixiviação de nitrato em sistemas
fechados, como o utilizado no presente trabalho, é nula. Já a imobilização microbiana de N-
NO
3
-
e a desnitrificação podem ser consideradas de baixa intensidade em solos sem a adição
recente de materiais orgânicos ricos em carbono, como os resíduos culturais. Por isso, no
presente trabalho, a estimativa da nitrificação do N amoniacal dos dejetos foi feita somente
nos tratamentos que receberam dejetos líquidos de suínos isoladamente, com e sem
incorporação ao solo.
Na figura 3 observa-se que a diminuição das quantidades de N-NH
4
+
do solo é
acompanhada pelo aumento das quantidades de N-NO
3
-
, como resultado do processo de
oxidação do N amoniacal dos dejetos pelas bactérias nitrificadoras. Todavia, é possível
constar que o acúmulo líquido de N-NO
3
-
não corresponde à diminuição líquida das
quantidades de N-NH
4
+
. Ao final dos primeiros 15 dias, fase onde a nitrificação foi intensa, o
acúmulo de N-NO
3
-
no tratamento com os dejetos em superfície foi de 38,4 mg kg
-1
de solo de
N-NO
3
-
para uma diminuição correspondente na quantidade de N-NH
4
+
de apenas 29,4 mg de
kg
-1
de solo (Figura 3a). Onde os dejetos foram incorporados ao solo (Figura 3b), a produção
líquida de NO
3
-
foi de 47,7 mg kg
-1
de solo para uma diminuição na quantidade de N-NH
4
+
de
37,0 mg kg
-1
de solo. Estes valores indicam que, na média das duas modalidades de aplicação
dos dejetos, o aumento nas quantidades de N-NO
3
-
foi cerca de 1,3 vezes maior do que a
diminuição de N-NH
4
+
. Esse desbalanço entre o desaparecimento de N-NH
4
+
e a produção de
N-NO
3
-
em solo com a adição de dejetos líquidos de suínos também foi observado por
Rochette et al. (2001) porém em sentido contrário ao do presente estudo, já que os autores
39
constataram que o desaparecimento líquido de N-NH
4
+
foi aproximadamente o dobro do
acúmulo líquido de N-NO
3
-
.
0
10
20
30
40
50
60
N
-
N
H
4
+
e
N
-
N
O
3
-
(
m
g
k
g
-
1
)
N-NH
4
+
N-NO
3
-
Dejetos em Superfície(a)
0
10
20
30
40
50
60
N
-
N
H
4
+
e
N
-
N
O
3
-
(
m
g
k
g
-
1
)
0 5 10 15 20 25
Tempo (dias)
40
inorgânico em uma incubação no laboratório a 22ºC verificaram que o aumento líquido do N-
NO
3
-
correspondeu exatamente à diminuição líquida do N-NH
4
+
. Tais resultados evidenciam
que outros processos, além da nitrificação, afetam significativamente a dinâmica do N-NH
4
+
.
Entre estes processos pode-se destacar a perda de N por volatilização de amônia, a
imobilização de N amoniacal, a qual ocorre preferencialmente ao N nítrico (RECOUS et
al.,1992) e também a amonificação do N orgânico dos dejetos, com a rápida conversão para
N-NO
3
-
do N amoniacal produzido.
Para a quantificação da taxa de nitrificação, bem como da cinética deste processo, é
interessante que a determinação na variação das concentrações de N mineral no solo seja
realizada freqüentemente, principalmente logo após a aplicação dos dejetos, durante a fase
mais ativa de oxidação do N-NH
4
+
a N-NO
3
-
(AITA et al., 2007). No Canadá, a uma
temperatura média de 11ºC (com extremos de 1 a 25 ºC), Rochette et al. (2001) aplicaram
uma dose de 74 m
3
ha
-1
de dejetos líquidos de suínos (150,2 kg ha
-1
de N-NH
4
+
) sobre os
resíduos culturais de canola e mediram diariamente os teores de N mineral no solo durante os
primeiros 11 dias após a aplicação dos dejetos. O acúmulo de N-NO
3
-
, avaliado na camada de
0-5 cm do solo, só foi detectado cerca de dois dias após a aplicação de dejetos, indicando a
ocorrência de uma fase de latência no processo de nitrificação, a qual também tem sido
observada em outros estudos (LE PHAM et al., 1984; MORVAN et al., 1996) e está
relacionada, principalmente, ao período requerido para a síntese de enzimas pela população de
bactérias nitrificadoras (MALHI & McGILL, 1982). No presente trabalho, este aspecto não
pode ser avaliado já que as determinações de N mineral só iniciaram 4 dias após a aplicação
dos dejetos.
Com base nas quantidades de N-NO
3
-
, foi possível calcular a taxa de nitrificação do N
amoniacal dos dejetos, tanto aplicados na superfície (Figura 3a) como incorporados ao solo
(Figura 3b). Para os dejetos distribuídos na superfície do solo o cálculo da taxa de nitrificação
resultou em valores médios de 2,25 mg kg
-1
de solo dia
-1
de N-NO
3
-
nos primeiros 4 dias, de
3,66 mg kg
-1
de solo dia
-1
de N-NO
3
-
para o período de 4 a 9 dias e de 1,85 mg kg
-1
de solo
dia
-1
de N-NO
3
-
entre 9 e 15 dias. No tratamento onde os dejetos foram incorporados ao solo
estes valores foram de 3,02 mg kg
-1
de solo dia
-1
de N-NO
3
-
(0 a 4 dias), de 3,10 mg kg
-1
de
solo dia
-1
de N-NO
3
-
(4 a 9 dias) e de 3,35 mg kg
-1
de solo dia
-1
de N-NO
3
-
(9 a 15 dias). Estes
valores resultam em uma taxa média de nitrificação nos primeiros 15 dias para as duas
modalidades de aplicação dos dejetos de 2,59 e 3,16 mg kg
-1
de solo dia
-1
de N-NO
3
-
para os
dejetos em superfície e incorporados, respectivamente. O valor da taxa de nitrificação,
superior em 22% com a incorporação dos dejetos, pode ser atribuído ao maior contato entre
41
bactérias nitrificadoras e o N amoniacal, em relação aos dejetos que permaneceram na
superfície. Além disso, a incorporação dos dejetos pode ter favorecido a mineralização do N
orgânico, aumentando a quantidade de substrato (N-NH
4
+
) às bactérias. Também em
laboratório e em condições de incubação similares ao do presente trabalho, Giacomini (2005)
adicionou dejetos de suínos em dose equivalente a 60 mg kg
-1
de solo de N-NH
4
+
e encontrou
maior taxa de nitrificação com a incorporação dos dejetos ao solo. Com os dejetos
incorporados todo o N amoniacal foi nitrificado em 10 dias enquanto no tratamento com os
dejetos mantidos na superfície do solo isto só ocorreu após 20 dias.
Tanto as quantidades (Figura 3) como as proporções entre N-NH
4
+
e N-NO
3
-
(Figura
4) evidenciam que o N amoniacal dos dejetos foi rapidamente nitrificado no solo,
confirmando resultados de outros trabalhos conduzidos em condições controladas de
laboratório, onde o N amoniacal dos dejetos líquidos de suínos incorporados ao solo foi
nitrificado nos primeiros 5 dias a taxas de 7,19 mg kg
-1
de solo dia
-1
(GIACOMINI, 2005) e
6,88 mg kg
-1
de solo dia
-1
(FLOWERS & O’CALLAGHAN, 1983). Com a aplicação dos
dejetos na superfície do solo Giacomini (2005) encontrou, nos primeiros 5 dias, uma taxa de
nitrificação de 3,93 mg kg
-1
de solo dia
-1
de N-NO
3
-
. Em condições de campo a nitrificação
também é rápida como demonstraram Aita et al. (2007) ao encontrarem uma taxa de
nitrificação de 4,84 kg ha
-1
dia
-1
de N-NO
3
-
trabalhando em plantio direto em que os dejetos
líquidos de suínos foram aplicados sobre os resíduos culturais do sistema aveia/milho.
As taxas de nitrificação também podem ser afetadas pela quantidade de N amoniacal
aplicado com os dejetos. Em uma incubação conduzida a 15ºC por Flowers & O’Callaghan
(1983), o aumento de 50 para 250 µg N-NH
4
+
g
-1
solo na quantidade de N amoniacal aplicado
com dejetos líquidos de suínos proporcionou um aumento na taxa de nitrificação de 5,32 para
9,87 µg N g
-1
solo dia
-1
. Em condições de campo Aita et al. (2007) constataram que a taxa de
nitrificação do N amoniacal dos dejetos na dose de 80 m
3
ha
-1
foi 188% maior do que aquela
encontrada na dose de 40 m
3
ha
-1
.
Nos primeiros 25 dias, praticamente todo o N amoniacal foi nitrificado já que, a partir
desta data, a proporção da forma amoniacal em relação à forma nítrica é muito baixa (Figura
4).
42
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
P
r
o
p
o
r
ç
ã
o
e
n
t
r
e
N
-
N
H
4
+
e
N
-
N
O
3
-
(
%
)
N-NH
4
+
N-NO
3
-
Dejetos em Superfície
(a)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
P
r
o
p
o
r
ç
ã
o
e
n
t
r
e
N
-
N
H
4
+
e
N
-
N
O
3
-
(
%
)
0 5 10 15 20 25
Tempo (dias)
Deejetos Incorporados
(b)
Figura 4 – Proporção entre N-NH
4
+
e N-NO
3
-
no solo dos tratamentos com aplicação de
dejetos líquidos de suínos na superfície (a) e incorporados (b), durante os primeiros 25
dias de incubação.
Em três anos de experimentação a campo Aita et al. (2007) verificaram que o N-NH
4
+
de dejetos líquidos de suínos foi praticamente todo oxidado a N-NO
3
-
entre 15 e 20 dias após
a aplicação dos dejetos, coincidindo com resultados de Morvan (1999) em um estudo de
incubação em laboratório a 16ºC onde, para dois dos três solos avaliados, o N-NH
4
+
, de 30
diferentes amostras de dejetos líquidos de suínos, foi completamente nitrificado em 24 dias.
Todavia, para um dos solos estudados por esse autor, ainda haviam teores elevados de N-
43
NH
4
+
ao final do experimento. Este fato, aliado à grande variabilidade das taxas de
nitrificação, verificadas entre os diferentes solos, conduziram o autor à conclusão de que o
potencial de nitrificação varia de acordo com o tipo de solo. Essa conclusão é respaldada
pelos resultados de Yang et al. (2006), os quais adicionaram dejetos líquidos de suínos, em
dose equivalente a 115 mg de N total kg
-1
de solo, em dois tipos de solo e verificaram que
todo o N amoniacal dos dejetos foi convertido em N-NO
3
-
após uma semana no solo argilo-
siltoso e somente após quatro semanas no solo arenoso. Tais resultados evidenciam o efeito
exercido pelas características do solo sobre a velocidade de nitrificação do N amoniacal
adicionado com os dejetos.
A elevada taxa de nitrificação do N amoniacal dos dejetos pode ter conseqüências
importantes tanto do ponto de vista de disponibilidade de N no solo como da poluição
ambiental. Isto porque na fase inicial de desenvolvimento das culturas, onde a absorção de N
é pequena, se houver drenagem de água no perfil do solo, o risco de perdas de N por
lixiviação de N-NO
3
-
é aumentado, já que a intensidade desse processo depende do volume de
água drenado e da concentração de N-NO
3
-
na solução do solo
(DIEZ et al., 2004). Além de
representar uma diminuição do potencial fertilizante nitrogenado dos dejetos, o N-NO
3
-
lixiviado no perfil do solo poderá poluir tanto as águas de subsuperfície como do lençol
freático comprometendo a sua qualidade para o consumo humano e animal. Além disso, a
presença no solo de quantidades elevadas de N-NO
3
-
poderá aumentar o potencial de perdas
de N por desnitrificação (ROCHETTE et al., 2004), especialmente na presença de carbono
orgânico decomponível e em condições de disponibilidade limitada de O
2
, já que este
processo microbiano é realizado principalmente por bactérias anaeróbicas facultativas. Os
dejetos de suínos, ao adicionarem C orgânico ao solo, podem contribuir à diminuição da
disponibilidade de O
2
durante a sua decomposição pelos microrganismos criando microsítios
no perfil do solo com baixo potencial redox. Essa condição é essencial ao processo de
desnitrificação (DENDOOVEN et al., 1998), o qual poderá contribuir à diminuição da
disponibilidade de N e à poluição da atmosfera através da emissão de N
2
O, uma forma gasosa
de N com efeitos negativos pelo efeito estufa e por afetar a camada de ozônio.
É importante destacar que a maneira de calcular a taxa de nitrificação, a partir da
variação das quantidades acumuladas de N-NO
3
-
, utilizada no presente trabalho e na maioria
das situações (MALHI & McGILL, 1982; FLOWERS & O’CALLAGHAN, 1983), permite
estimar apenas a nitrificação líquida ocorrida no período de tempo considerado. Para estimar a
nitrificação bruta é necessário utilizar o isótopo
15
N para marcar a fração amoniacal dos
dejetos com uma solução de N amoniacal enriquecida com
15
N, acompanhando-se o
44
enriquecimento em
15
N no nitrato formado dentro do período de tempo considerado. Embora
essa metodologia permita determinar a quantidade total de N amoniacal nitrificado ela é
raramente utilizada (MÜLLER et al., 2003), em função da necessidade de equipamentos
específicos para tal e do custo relativamente elevado das análises.
Os resultados obtidos neste trabalho evidenciam que o N amoniacal dos dejetos é
rapidamente nitrificado mesmo sem a sua incorporação ao solo, aumentando o potencial de
perdas de N por lixiviação de nitrato e/ou desnitrificação. Para diminuir as conseqüências
negativas decorrentes desta elevada taxa de nitrificação do N amoniacal, duas estratégia
parecem ser promissoras, tanto do ponto de vista ambiental, como do aproveitamento do N
dos dejetos pelas culturas. Uma envolve o parcelamento da adubação orgânica, aplicando
parte dos dejetos na implantação das culturas e parte em cobertura. Com isso, o N-NO
3
-
produzido pelas bactérias nitrificadoras pode ser mais eficientemente absorvido pelas culturas.
A outra envolve o uso de inibidores de nitrificação juntamente com a aplicação dos dejetos ao
solo (WHITEHEAD, 1995; KLEIN et al., 1996). Trabalhos conduzidos em condições de
campo são necessários para confirmar estas sugestões, constituindo um importante aspecto a
ser investigado pela pesquisa brasileira.
3.2 Mineralização e imobilização de N
3.2.1 Tratamentos sem aplicação de dejetos
Considerando os resultados referentes ao N mineral do solo no início da incubação
(t0), observa-se que o teor de N mineral do tratamento com palha incorporada (S + P Inc)
superou o N mineral do solo sem palha (S) (testemunha) em 7,8 mg N kg
-1
solo (Tabela 2).
Esse aumento nos tratamentos com palha, em relação ao solo sem palha, não pode ser
atribuído à mineralização microbiana do N orgânico da palha, já que a determinação do N
mineral do solo foi realizada duas horas após a aplicação dos tratamentos. Observa-se, na
tabela 2, que o aumento verificado no N mineral ocorreu no N-NO
3
-
o que pode ser explicado
pelo fato da palha ser rica nesta forma de N (Tabela 1). Ao analisar o teor de N da fração
solúvel da palha que foi utilizada neste experimento, Aita (1996) verificou que 16,2% do teor
45
de N total da palha era representado pelo N-NO
3
-
da fração solúvel. Esta fração de N deve ter
difundido até o solo, sendo este processo favorecido com a incorporação da palha ao solo.
Tabela 2 – Quantidades de N-NH
4
+
e N-NO
3
-
no solo dos tratamentos no início (t0) e no
final da incubação (95 dias).
Início (t0) 95 dias (t1) t1-t0
Tratamentos
1
N-NH
4
+
N-NO
3
-
N
mineral
N-NH
4
+
N-NO
3
-
N
mineral
─────────────── mg kg
-1
solo ───────────────
S 2,2 4,6 6,8 0,8 42,5 43,2 36,4
S + P Sup 3,6 5,1 8,7 4,1 32,0 36,2 27,5
S + P Inc 4,5 10,1 14,6 6,4 34,4 40,8 26,2
S + D Sup 44,5 3,8 48,3 3,8 90,7 94,5 46,1
S + D Inc 47,1 3,0 50,1 4,8 93,6 98,4 48,3
S + D Inc + P Sup 49,7 3,6 53,3 4,2 77,9 82,1 28,9
S + D Inc + P Inc 49,6 8,8 58,4 2,2 80,4 82,7 24,3
S + P Sup + D Sup 29,2 3,7 32,9 1,8 76,1 77,9 45,0
Diferença
(Tukey 5%)
5,7 3,5 7,6 2,1 9,4 9,8
1
S = solo; P = palha; D = dejetos de suínos; Sup = superfície; Inc = incorporado.
Na tabela 2 e na figura 5 observa-se que no tratamento contendo apenas o solo, sem
adição de dejetos ou palha, houve produção líquida de N mineral em toda a fase experimental,
atingindo 36,4 mg kg
-1
de solo no final do experimento (95 dias). Esta produção líquida de N
é normalmente observada naquelas situações em que o solo não tenha recebido adições
recentes de materiais orgânicos ricos em carbono e tem sido atribuída à lenta mineralização da
matéria orgânica do solo (húmus) pela população microbiana (MARY et al., 2006). Por outro
lado, nos dois tratamentos que receberam a adição exclusiva de palha de trigo (S + P Sup e S
+ P Inc), em praticamente todas as amostragens, o teor de N mineral foi inferior ao tratamento
testemunha (Figura 5), indicando a ocorrência de imobilização líquida de N.
Comparando as curvas dos dois tratamentos com adição exclusiva de palha observa-se
na figura 5 que a imobilização líquida de N foi maior no tratamento com incorporação da
palha ao solo (S + P Inc) do que no tratamento com a manutenção da mesma na superfície do
solo (S + P Sup).
46
0
20
40
60
80
100
120
N
m
i
n
e
r
a
l
(
m
g
k
g
-
1
d
e
s
o
l
o
)
0
20
40
60
80
100
120
-
1
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Tempo (dias)
S S + P Sup S + P Inc S + D Sup S + D Inc
S + D Inc + P Sup S + D Inc + P Inc S + P Sup + D Sup
Figura 5 – Quantidades de N mineral no solo dos diferentes tratamentos nas
amostragens realizadas durante os 95 dias de incubação. S = solo; P = palha; D = dejetos
de suínos; Inc = incorporado; Sup = superfície. As barras verticais representam a
diferença mínima significativa (Tukey a 5%).
Essa diferença, que pode ser melhor visualizada na figura 6, foi maior até a amostragem
realizada aos 40 dias e pode ser atribuída ao fato da incorporação da palha ter facilitado o
acesso da população microbiana à fonte de energia, armazenada nos compostos carbonados da
palha. Além deste aspecto, o maior contato da palha com o solo, em função da sua
incorporação, pode facilitar a difusão do N mineral do solo até os sítios de decomposição,
favorecendo a imobilização de N. O contato entre o solo e os resíduos culturais depende do
tamanho das partículas dos resíduos (SIMS & FREDERICK, 1970; AMBUS & JENSEN,
19
c
c
d
1
l
S
47
permaneceu relativamente constante e próximo de 5 mg kg
-1
solo dos 4 aos 40 dias e
aumentou significativamente dos 40 aos 95 dias. A Análise deste resultado desta maneira
indica que a imobilização microbiana do N mineral teria ocorrido apenas na fase inicial do
experimento. Todavia, comparando a dinâmica do N mineral do tratamento onde a palha foi
incorporada ao solo ao tratamento testemunha (diferença entre o teor final e inicial de N
mineral do tratamento S + P Inc subtraída da diferença entre o teor final e inicial de N mineral
do tratamento S), observa-se que a imobilização do N mineral do solo, proporcionada pela
incorporação da palha, ocorreu durante os primeiros 40 dias e não apenas no período inicial
(Figura 6).
-60
-50
-40
-30
-20
-10
0
10
N
m
i
n
e
r
a
l
i
z
a
d
o
(
m
g
k
g
-
1
d
e
s
o
l
o
)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Tempo (dias)
S + P Sup
S + P Inc
S + D Inc + P Sup
S + D Inc + P Inc
S + P Sup + D Sup
Figura 6 – Mineralização do N nos tratamentos com aplicação exclusiva de palha de
trigo e com aplicação conjunta de dejetos líquidos de suínos e palha. S = solo; P = palha;
D = dejetos de suínos; Inc = incorporado; Sup = superfície. As barras verticais
representam a diferença mínima significativa (Tukey a 5%).
O aumento nas quantidades de N mineral do tratamento S + P Inc observado a partir
de 40 dias foi superior ao aumento das quantidades de N mineral do tratamento testemunha
(S) (Figura 5), indicando que o N imobilizado durante os primeiros 40 dias de decomposição
da palha começou a ser remineralizado a partir desta amostragem. Esse resultado, encontrado
48
também em outros trabalhos (RECOUS et al., 1995; HENRIKSEN & BRELAND, 1999;
CORBEELS et al., 2000; GIACOMINI, 2005), é atribuído ao fato de que com a diminuição
da disponibilidade de carbono e energia da palha ocorre a morte de parte da população
microbiana de decompositores, a qual é decomposta pela população remanescente e o N
orgânico é amonificado e posteriormente nitrificado. Utilizando o isótopo
15
N, Mary (1987)
demonstrou que neste processo de reciclagem microbiana, a remineralização do N
inicialmente imobilizado é apenas parcial. O autor constatou que em 90 dias apenas 14% do N
imobilizado foi remineralizado.
3.2.2 Tratamentos com aplicação exclusiva de dejetos
Os resultados relativos ao teor de N mineral do solo no início da incubação (Tabela 2)
mostram que o N mineral aumentou significativamente com a aplicação dos dejetos de suínos.
Observa-se, ainda, que este aumento ocorreu apenas no N amoniacal, devido ser esta a forma
de N mineral presente em dejetos líquidos de suínos armazenados anaerobiamente
(SCHERER et al., 1996) onde a ação das bactérias nitrificadoras é limitada pela ausência de
O
2
.
Os dois tratamentos que receberam apenas dejetos líquidos de suínos (S + D Sup e S +
D Inc) apresentaram um comportamento relativamente semelhante, proporcionando aumento
no teor de N mineral do solo (Figuras 5 e 7). Esse resultado era esperado por se tratar de um
experimento em condições controladas. Em condições de campo, é provável que a quantidade
de N mineral do tratamento sem incorporação dos dejetos fosse menor do que onde os
mesmos foram incorporados. Isto porque a manutenção na superfície do solo dos dejetos de
suínos, ricos em N amoniacal, favorece as perdas de N por volatilização de amônia,
especialmente nas primeiras horas após a aplicação dos mesmos (PORT et al., 2003).
Na tabela 2, observa-se que aos 95 dias a quase totalidade do N mineral encontrado no
solo dos tratamentos S + D Sup e S + D Inc é representado pelo N-NO
3
-
, o qual resulta da
amonificação e subseqüente nitrificação do N da matéria orgânica do solo e do próprio N
orgânico dos dejetos, além da nitrificação do N amoniacal adicionado ao solo com os
mesmos, conforme discutido anteriormente.
Os resultados apresentados na figura 7 indicam que em toda fase experimental os dois
tratamentos com adição apenas de dejetos ao solo permaneceram em regime de mineralização
49
líquida de N. Tais resultados corroboram aqueles encontrados por Giacomini (2005) e são
explicados pelo fato dos dejetos líquidos de suínos apresentarem baixa relação C/N, o que
favorece o processo de mineralização do N dos compostos orgânicos.
0
5
10
15
20
25
30
N
m
i
n
e
r
a
l
i
z
a
d
o
(
m
g
k
g
-
1
d
e
s
o
l
o
)
S + D Sup
S + D Inc
(a)
0
10
20
30
40
50
60
N
m
i
n
e
r
a
l
i
z
a
d
o
(
%
d
o
N
o
r
g
â
n
i
c
o
a
d
i
c
i
o
n
a
d
o
)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Tempo (dias)
(b)
Figura 7 - Mineralização do N nos tratamentos com aplicação exclusiva de dejetos
líquidos de suínos. S = solo; P = palha; D = dejetos de suínos; Inc = incorporado; Sup =
superfície. A barra vertical representa a diferença mínima significativa (Tukey a 5%).
50
Os resultados da figura 7 mostram que a maior parte do N mineralizado ao final dos 95
dias de avaliação ocorreu nos primeiros 15 dias. Ao final do experimento, a mineralização
líquida de N com a manutenção dos dejetos na superfície do solo (S + DSup) foi de 9,7 mg
kg
-1
solo e de 11,9 mg kg
-1
solo com a incorporação dos dejetos (S + DInc). Esse valor de
mineralização líquida de N, 22% maior no tratamento onde os dejetos foram incorporados ao
solo, deve-se ao efeito positivo desta prática no favorecimento ao acesso pelos
microrganismos do solo aos compostos orgânicos dos dejetos, aumentando a sua
decomposição.
Considerando a mineralização líquida de N ao final de 95 dias, de 9,7 e 11,9 mg kg
-1
solo, dos tratamentos S + D Sup e S + D Inc, esses valores representam 32 e 39% do N
orgânico adicionado ao solo com os dejetos (Figura 7b e Tabela 1), respectivamente. Esses
valores de mineralização são próximos aos encontrados por Giacomini (2005) também em
condições de laboratório. Era de se esperar que em condições adequadas de temperatura e
umidade da incubação que o índice de mineralização do N orgânico dos dejetos fosse maior,
sobretudo no tratamento com incorporação dos mesmos. Tais resultados indicam que o N
orgânico dos dejetos encontra-se em formas recalcitrantes e que aqueles compostos
nitrogenados mais facilmente decomponíveis já sofreram amonificação durante o
armazenamento dos dejetos na lagoa anaeróbica.
Em diversos trabalhos realizados em condições controladas de laboratório é relatada a
ocorrência de uma imobilização líquida temporária de N após a aplicação de dejetos de suínos
(BERNAL & KIRCHMANN, 1992; DENDOOVEN et al., 1998). Segundo Dendooven et al.
(1998) tal resultado se deve à rápida decomposição do C facilmente decomponível (ácidos
graxos voláteis) adicionado com os próprios dejetos. No presente estudo não foi observado
em nenhuma data de avaliação a ocorrência de imobilização líquida de N. Essas diferenças
entre os diversos estudos devem estar ligadas principalmente às diferenças na composição
química dos dejetos, decorrentes do manejo adotado com os mesmos.
A partir dos valores de mineralização do N orgânico (Figura 7) adicionado ao solo
com os dejetos de suínos e da porcentagem do N amoniacal presente nos mesmos (Tabela 1) é
possível estimar a quantidade de N que seria disponibilizada com a aplicação dos dejetos. Os
valores obtidos para este cálculo indicam que, em 95 dias, 75 e 77% do N total aplicado com
os dejetos seria disponibilizado no solo com a aplicação dos mesmos em superfície e
incorporados, respectivamente. Tais valores estão próximos à recomendação da CQFS –
RS/SC (2004) a qual preconiza que 80% do N total aplicado com dejetos líquidos de suínos
51
será disponibilizado às culturas no primeiro cultivo após a aplicação dos dejetos. Em função
desta elevada disponibilidade de N logo após a aplicação dos dejetos (efeito imediato) é
necessário intensificar os estudos visando otimizar o aproveitamento do N presente neste
material orgânico, minimizando os impactos negativos ao ambiente decorrentes,
principalmente, da contaminação da água por nitrato e do ar pela emissão de gases de efeito
estufa, com destaque para o óxido nitroso (N
2
O). Com base nos resultados do presente
trabalho, é possível propor algumas alternativas visando o melhor aproveitamento do N dos
dejetos líquidos de suínos, quando usados em sistemas agropastoris: a) a semeadura da cultura
o mais próximo possível da aplicação dos dejetos; b) o uso dos dejetos em pastagens
cultivadas compostas de gramíneas, as quais caracterizam-se pela elevada demanda em N; c)
o parcelamento das doses de dejetos, com aplicação na semeadura e em cobertura; d)
aplicação dos dejetos em áreas de pastagem natural, cujas espécies apresentam um sistema
radicular já estabelecido quando da aplicação dos dejetos, podendo iniciar imediatamente a
absorção tanto do N mineral aplicado como também do N liberado pela mineralização do N
orgânico
3.2.3 Tratamentos com aplicação de dejetos e palha de trigo
A partir dos resultados mostrados na figura 5 é possível calcular, para os três
tratamentos em que os dejetos e a palha foram utilizados conjuntamente, o efeito da palha
sobre a dinâmica do N adicionado ao solo através dos dejetos. Os resultados destes cálculos,
mostrados na figura 6, indicam que, com exceção de uma amostragem (4 dias) do tratamento
em que tanto a palha de trigo como os dejetos foram aplicados na superfície do solo (S + P
Sup + D Sup), nas demais amostragens realizadas nos três tratamentos a presença da palha de
trigo resultou em valores negativos de N mineral indicando a ocorrência de imobilização
líquida de N.
A partir das curvas apresentadas na figura 6 é possível destacar três aspectos
importantes relativos ao efeito dos tratamentos sobre a dinâmica do N mineral no solo. O
primeiro se refere à localização da palha, quando aplicada isoladamente, o segundo diz
respeito à disponibilidade de N e o terceiro à localização dos dejetos de suínos (N amoniacal).
Quanto à localização da palha, a qual afeta o contato entre a fonte de energia e
nutrientes com os microrganismos decompositores, é interessante analisar este aspecto
52
comparando os tratamentos em que a palha foi adicionada ao solo em condições limitantes e
não limitantes quanto à disponibilidade de N no solo (Figura 6). Comparando inicialmente os
dois tratamentos em que a palha foi utilizada na ausência de dejetos (S + P Sup e S + P Inc) e,
portanto, em condições de limitação em N, observa-se que os dois tratamentos apresentaram
um comportamento distinto, embora em ambos a imobilização líquida de N tenha sido o
processo dominante em todo o experimento. Tanto a quantidade de N imobilizado como a
cinética de imobilização variaram entre os dois tratamentos. Enquanto naquele em que a palha
permaneceu na superfície do solo a imobilização foi menor e ocorreu lentamente, no
tratamento com incorporação da palha a imobilização foi mais rápida e de maior intensidade.
Tais resultados confirmam aqueles encontrados tanto em condições de laboratório (ABIVEN
et al., 2002; GIACOMINI, 2005; COPPENS, 2005) como de campo (DARWIS, 1993). A
incorporação de resíduos culturais ao solo favorece a sua decomposição pelos microrganismos
aumentando a demanda em N pelos mesmos. Esse efeito será tanto maior quanto maior for a
relação C/N dos resíduos culturais (JENSEN, 1997; TRINSOUTROUT et al., 2000; ABIVEN
et al., 2002). A relação C/N da palha de trigo utilizada neste trabalho era elevada (65,2) e, por
isso, o efeito da incorporação da palha no favorecimento da imobilização de N foi tão
pronunciado, em relação à manutenção da palha na superfície do solo.
Comparando ainda os dois tratamentos com a adição apenas da palha de trigo em
condições limitantes em N, observa-se, na figura 6, que, no tratamento com incorporação da
palha (S + P Inc), a imobilização de N atingiu o valor máximo de 25,4 mg kg
-1
de solo aos 40
dias enquanto no tratamento com a palha na superfície (S + P Sup) o máximo de imobilização
foi de aproximadamente a metade (12,9 mg kg
-1
de solo) e atingiu o valor máximo apenas aos
60 dias. Essa diferença na cinética de imobilização está relacionada à variação temporal na
disponibilidade de carbono aos microrganismos, a qual depende da localização dos mesmos
no solo. Os resultados deste trabalho sugerem que a incorporação da palha disponibiliza maior
quantidade de C aos microrganismos e em menor espaço de tempo do que a palha mantida na
superfície, o que resulta no aumento da demanda em N. A diminuição da imobilização
líquida, a partir dos 40 dias no tratamento com palha incorporada e dos 60 dias no tratamento
com a palha na superfície, se deve à remineralização de parte do N que foi imobilizado até
estas datas. Todavia, observa-se que, nos dois tratamentos, a remineralização ocorre
lentamente e até o final do experimento (95 dias) os teores de N mineral ainda não atingiram
aqueles encontrados inicialmente no solo (Figura 6).
Para poder avaliar o efeito exercido pela disponibilidade de N sobre a quantidade de N
imobilizado é preciso comparar tratamentos onde não varie o contato da palha com o solo.
53
Essa comparação é possível de ser feita entre os tratamentos onde a palha foi incorporada ao
solo sem dejetos (S + P Inc) e com dejetos (S + D Inc + P Inc). Observa-se que o aumento da
disponibilidade de N no solo com a adição dos dejetos estimulou a imobilização de N durante
a decomposição da palha e que este efeito foi mais pronunciado na fase inicial de
decomposição. Na amostragem realizada aos 15 dias, a imobilização líquida de N atingiu o
valor máximo de 39,3 mg de N kg
-1
solo no tratamento com incorporação de palha e dejetos
(S + P Inc + D Inc) contra apenas 17,7 mg de N kg
-1
s
54
dependência dos microrganismos de fontes externas de N mineral. É provável que a menor
imobilização líquida de N a partir desta amostragem no tratamento em que a palha e os
dejetos foram aplicados na superfície do solo (S + P Sup + D Sup) se deva à presença do N
mineral dos dejetos em contato com a palha o que deve ter atendido a demanda em N da
população microbiana aderida à própria palha durante a sua decomposição. Essa imobilização
não foi detectada no solo já que a palha foi retirada para a análise do N mineral do solo. A
análise da concentração de
15
N da palha deste tratamento confirma a hipótese de imobilização
de N pela população microbiana aderida à palha (Anexo 1).
Com a diminuição da disponibilidade de carbono, energia e N dos compostos mais
lábeis da palha, aumenta a necessidade de N dos microrganismos atuantes na decomposição
de outros compostos carbonados mais recalcitratntes. No tratamento em que os dejetos foram
incorporados ao solo antes da adição da palha (S + D Inc + P Sup) essa necessidade
microbiana em N deve ser atendida pelo solo, o que poderia explicar o aumento na
imobilização líquida de N neste tratamento a partir de 40 dias (Figura 6). Esse aspecto pode
ser confirmado em parte pelo aumento da concentração de
15
N na palha durante o período de
incubação (Anexo 1). Em trabalhos futuros seria interessante avaliar a composição da
população microbiana atuante na decomposição da palha na superfície do solo nestas duas
modalidades de aplicação dos dejetos (junto da palha ou incorporados ao solo antes da adição
da palha na superfície). É provável que predominem fungos os quais mesmo atuando na
superfície do solo, na zona ativa de decomposição da palha, poderão assimilar N do solo
através de suas hifas (FREY et al., 2000).
Por último, é interessante a comparação da dinâmica do N mineral no solo entre os
dois tratamentos que mais se aproximam da aplicação de dejetos em condições de campo: em
sistema de plantio direto (S + P Sup + D Sup), onde os dejetos líquidos de suínos são
distribuídos sobre a palha, e em preparo convencional do solo (S + D Inc + P Inc), onde os
dejetos e a palha são incorporados ao solo através de aração e gradagem. A diferença na
imobilização líquida de N em favor da incorporação da palha de trigo no solo, em relação à
palha em superfície, observada na ausência de dejetos e já discutida anteriormente para os
tratamentos S + P Sup e S + P Inc, foi ampliada agora com a aplicação de dejetos. Na
amostragem realizada aos 15 dias a imobilização líquida de N no tratamento S + D Inc + P Inc
foi máxima (39,3 mg N kg
-1
solo) superando em 32,2 mg N kg
-1
solo (5,5 vezes) a quantidade
de N imobilizado no tratamento S + P Sup + D Sup. Tais resultados corroboram aqueles de
Recous et al. (1995) e evidenciam que, com a incorporação ao solo de resíduos culturais
55
pobres em N (elevada relação C/N), a sua decomposição e a imobilização de N são limitadas
pela disponibilidade de N no solo.
Esse efeito exercido pelo N mineral do solo no controle da imobilização de N fica
ainda mais evidente no presente trabalho ao comparar a imobilização de N do tratamento onde
a palha de trigo foi incorporada ao solo sem dejetos (S + P Inc) com aquela do tratamento
onde a palha foi incorporada juntamente com os dejetos líquidos de suínos (S + D Inc + P
Inc). O N mineral proveniente apenas da decomposição da matéria orgânica do solo não foi
suficiente para garantir as necessidades em N da população microbiana atuante na
decomposição da palha (S + P Inc) e a imobilização líquida de N durante toda a incubação foi
inferior àquela do tratamento em que, para decompor a mesma quantidade de carbono
disponível, os microrganismos puderam utilizar o N mineral do solo e também o N adicionado
com os dejetos líquidos de suínos (S + D Inc + P Inc). Acredita-se que nessa condição tenha
sido alcançada a máxima imobilização líquida de N para as condições em que foi conduzido o
experimento.
Outro resultado a destacar refere-se à baixa recuperação inicial (t0) no solo do N
amoniacal aplicado com os dejetos líquidos de suínos no tratamento S + P Sup + D Sup
(Tabela 2). Embora a quantidade de N amoniacal aplicada tenha sido a mesma nos cinco
tratamentos com dejetos, o teor inicial de N-NH
4
+
de 29,2 mg N kg
-1
solo deste tratamento é
inferior em aproximadamente 39% em relação ao teor médio inicial de N-NH
4
+
encontrado
nos outro quatro tratamentos que receberam dejetos (47,7 mg N kg
-1
solo). Este resultado
confirma aqueles encontrados em outros trabalhos realizados em condições de campo em que
os dejetos foram aplicados sobre resíduos culturais (ROCHETTE et al., 2001; GIACOMINI,
2005) e é explicado pelo fato da palha absorver parte da fração líquida dos dejetos a qual é
rica em N amoniacal. Observa-se na figura 5 que na segunda amostragem, realizada quatro
dias após a aplicação dos dejetos, o teor de N mineral aumentou em aproximadamente 10 mg
N kg
-1
solo em relação ao t0 mostrando que, neste período, parte do N amoniacal retido
inicialmente na palha migrou para o solo através da difusão da fração líquida dos dejetos. No
trabalho de Rochette et al. (2001) a recuperação do N amoniacal aplicado com dejetos
líquidos de suínos sobre os resíduos culturais de canola foi de somente 40 a 50% nas
primeiras horas após a aplicação dos dejetos e na camada de 0-5 cm do solo. Com a
ocorrência da primeira chuva, 22 horas após a aplicação dos dejetos, o teor de N amoniacal da
referida camada praticamente dobrou, evidenciando o efeito exercido pela chuva na liberação
do N inicialmente retido na palha de canola.
56
3.3 Conversão do
15
N-amoniacal dos dejetos em
15
N orgânico no solo
A análise do
15
N orgânico do solo, após a extração do
15
N mineral, poderá informar
sobre o acúmulo no solo do N proveniente da fração amoniacal dos dejetos, a qual foi
enriquecida com o isótopo
15
N. Na fase inicial da decomposição dos materiais orgânicos, esse
acúmulo do isótopo ocorre principalmente na biomassa microbiana e seus metabólitos,
podendo ser considerado como N microbiano. A medida que a decomposição avança, além do
isótopo ser encontrado imobilizado na biomassa ele também irá fazer parte de compostos
nitrogenados orgânicos de natureza diversa gerados durante o processo de humificação.
Considerando a dificuldade em separar estes diferentes constituintes nitrogenados, no presente
trabalho o
15
N encontrado na forma orgânica será considerado e referenciado como N
imobilizado.
A análise da quantidade de
15
N orgânico no solo dos tratamentos com aplicação de
dejetos, efetuada cerca de duas horas após a aplicação dos mesmos, revelou que
aproximadamente 3,7 mg kg
-1
de solo de N amoniacal (7,5 do
15
N amoniacal aplicado) foi
encontrado no solo (dados não mostrados). É provável que essa quantidade de
15
N
corresponda ao
15
N amoniacal fixado nas argilas, especialmente naquelas 2:1 conforme
encontrado no trabalho de Recous & Machet (1998). Para a apresentação dos resultados na
figura 8 esse valor inicial de
15
N encontrado no solo foi descontado de todos os tratamentos.
Embora os dois tratamentos S + D Sup e S + D Inc tenham resultado em mineralização
líquida de N (Figura 7) observa-se na figura 8 que, em ambos os tratamentos, cerca de 4,9%
do
15
N amoniacal aplicado com os dejetos foi imobilizado no solo, não havendo diferenças
significativas entre eles (Figura 8). Utilizando a mesma técnica, Giacomini (2005) verificou,
na média dos tratamentos com aplicação dos dejetos em superfície e incorporado, uma
quantidade de N imobilizada de 10,5 mg kg
-1
de solo. Também utilizando
15
N em condições
de laboratório, Morvan (1999) verificou que 24 dias após o aporte dos dejetos a proporção do
N amoniacal imobilizada foi de 23%. Conforme comentado anteriormente, essa imobilização
de N observada com a aplicação isolada de dejetos ao solo se deve à rápida decomposição do
C facilmente decomponível presente nos dejetos. Tais resultados evidenciam que durante a
decomposição de materiais orgânicos no solo os processos microbianos de mineralização e
imobilização de N ocorrem simultaneamente. Quando a mineralização bruta (quantidade total
de N mineralizado, da matéria orgânica do solo e do material orgânico adicionado) supera a
57
quantidade total de N imobilizado (imobilização bruta) ocorre mineralização líquida,
conforme observado no presente trabalho para os dois tratamentos com dejetos (Figura 7).
0
5
10
15
20
1
5
N
i
m
o
b
i
l
i
z
a
d
o
(
m
g
k
g
-
1
d
e
s
o
l
o
)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Tempo (dias)
S + D Sup
S + D Inc
S + D Inc + P Sup
S + P Sup + D Sup
S + D Inc + P Inc
Figura 8 – Quantidade de N imobilizado na fração orgânica do solo, derivado do N
amoniacal dos dejetos enriquecidos com
15
N, aplicados isoladamente e em conjunto com
a palha de trigo. S = solo; P = palha; D = dejetos de suínos; Inc = incorporado; Sup =
superfície. As barras verticais representam a diferença mínima significativa (Tukey
5%).
Observa-se na figura 8 que, de maneira geral, há coerência entre os valores de
imobilização encontrados através da análise de
15
N orgânico do solo e aqueles encontrados a
partir do cálculo da imobilização líquida, através da variação dos teores de N mineral do solo
ao longo da incubação (Figura 6). O tratamento S + D Inc + P Inc foi aquele que apresentou
os maiores valores de imobilização do N amoniacal dos dejetos. Na amostragem realizada aos
40 dias foi encontrada neste tratamento a maior imobilização do N amoniacal,
correspondendo a 15 mg kg
-1
de solo (31% do N amoniacal aplicado ao solo com os dejetos).
Comparando a imobilização do
15
N amoniacal dos dois tratamentos com a palha em
superfície do solo, nos quais variou a posição dos dejetos, observa-se que os valores foram
58
próximos até os 15 dias e partir daí o tratamento S + D Inc + P Sup apresentou valores médios
de imobilização superiores ao tratamento S + P Sup + D Sup em 83%. Essa tendência
confirma os resultados de imobilização líquida de N mostrados na figura 6 para estes dois
tratamentos, embora o aumento significativo da imobilização líquida observada no tratamento
com incorporação dos dejetos nas amostragens realizadas aos 60 e 95 dias (Figura 6) não
tenha sido detectado através da análise da quantidade de
15
N orgânico do solo (Figura 8).
Através das análises realizadas, não é possível identificar as causas dessa aparente
discrepância.
Um aspecto a ser ressaltado diz respeito às discrepâncias entre os valores de
imobilização de N estimados através da técnica isotópica, com
15
N, e através do método da
diferença. Verifica-se que a imobilização obtida por diferença é maior do que aquela
determinada através do isótopo
15
N. Por exemplo, no tratamento S + D Inc + P Inc a
quantidade de N imobilizada proveniente da fração amoniacal dos dejetos atingiu 15,4 mg kg
-
1
de solo (Figura 8), enquanto a imobilização por diferença foi de 39,3 mg kg
-1
de solo (Figura
6). Tal resultado pode ser explicado pelo fato de que a imobilização medida pela variação do
enriquecimento do N orgânico em
15
N considera apenas a imobilização de N proveniente da
fração do N amoniacal aplicado com os dejetos, a qual foi enriquecida com
15
N. Na verdade,
outras fontes de N, como o N mineralizado da MOS e dos N orgânico dos dejetos de suínos
também contribuíram à imobilização de N pela biomassa microbiana.
Com base nos resultados de imobilização do
15
N amoniacal e da imobilização líquida
foi possível estabelecer a relação entre a quantidade de N imobilizado por cada unidade de C
adicionado (mg de N g
-1
de C). Conforme esperado, os tratamentos que apresentaram os
maiores valores de imobilização de N também apresentaram os maiores valores para a relação
N imobilizado/C adicionado (Tabela 3).
Considerando os maiores valores obtidos para a imobilização líquida nos tratamentos
sem a adição de dejetos, observa-se que o potencial de imobilização atingiu 6 e 11,9 mg de N
g
-1
de C com a palha em superfície e incorporada, respectivamente. Com a aplicação dos
dejetos, o potencial de imobilização líquida foi maior no tratamento onde a palha foi
incorporada conjuntamente com os dejetos ao solo, atingindo 18,4 mg de N g
-1
de C aos 15
dias após a incubação. Valores de imobilização de N entre 13,4 e 30 mg g
-1
de C adicionado
foram encontrados por Corbeels et al. (2000) ao incubarem uma palha de trigo com e sem a
adição de N ao solo, respectivamente. Tais diferenças entre esses estudos podem ser
atribuídas principalmente à composição química e física da palha e à disponibilidade de N no
59
solo. Para palha de trigo e milho, finamente moídas e incorporadas ao solo, Robin (1994),
empregando a traçagem isotópica com
15
N, verificou que as necessidades globais da
população microbiana durante a decomposição destes resíduos culturais, situam-se na faixa de
30 a 35 mg de N para cada g de carbono adicionado.
Tabela 3 – Quantidade de N imobilizado para cada unidade de C adicionado ao solo.
N imobilizado/C adicionado
Tratamentos
1
4 dias 9 dias 15 dias 25 dias 40 dias 60 dias 95 dias
mg de N g
-1
de C
Aparente
S + P Sup 0,1
1,4
1,0
1,3
4,9
6,0
4,2
S + P Inc 4,9
7,5
8,3
10,8
11,9
9,4
4,8
S + D Inc + P Sup 0,2
1,4
4,8
3,0
3,0
11,4
9,1
S + D Inc + P Inc 7,9
15,5
18,4
14,4
13,0
12,1
11,3
S + P Sup + D Sup ─
4,7
3,3
3,2
0,2
5,6
0,5
15
N amoniacal
S + D Inc + P Sup 0,2
0,9
0,9
0,6
1,2
1,6
1,2
S + D Inc + P Inc 2,3
3,9
4,2
4,8
5,5
4,2
4,9
S + P Sup + D Sup ─
0,6
0,6
─
─
1,1
0,3
1
S = solo; P = palha; D = dejetos de suínos; Sup = superfície; Inc = incorporado.
Os valores da relação N imobilizado/C adicionado, que se encontram na tabela 3,
indicam que, mesmo incorporando a palha em condições ótimas de disponibilidade de N, o
potencial de imobilização de N pode ser considerado baixo. Por exemplo, para o tratamento S
+ D Inc + P Inc o potencial de imobilização de N foi de 18,4 mg g
-1
de C (18,4 kg de N Mg
-1
de C adicionado) indicando que para 1 Mg ha
-1
de palha aplicada ao solo seriam imobilizados
aproximadamente 7,7 kg ha
-1
de N. Considerando os tratamentos com palha em superfície,
com e sem a adição de dejetos, verifica-se que o potencial de imobilização é ainda menor,
com valores que variam de 2,5 a 4,8 kg de N por Mg de palha adicionada. Tais resultados
indicam que em condições onde a palha permanece na superfície do solo, como é no caso do
plantio direto, a imobilização de N provocada pela adição de palha de cereais é pequena, não
sendo possível apostar neste processo microbiano para estocar temporariamente o N no solo
60
na forma orgânica. Portanto, nessa condição, a adubação nitrogenada das culturas,
principalmente em doses elevadas, deve ser feita com cautela, para diminuir as perdas de N,
muitas das quais contribuem à poluição ambiental.
61
4 CONCLUSÕES
1. O N amoniacal dos dejetos líquidos de suínos é rapidamente nitrificado com ou sem a
incorporação dos mesmos ao solo.
2. A mineralização da fração nitrogenada orgânica dos dejetos ocorre nos primeiros dias
após a sua aplicação ao solo.
3. A incorporação da palha de trigo favorece a imobilização de N, em relação a sua
manutenção na superfície do solo.
4. A aplicação de N, através dos dejetos, juntamente com a palha de trigo, estimula a
imobilização microbiana de N.
5. A localização do N mineral afeta a quantidade de N imobilizada, com os maiores
valores sendo observados quando o N permanece na zona de decomposição ativa da
palha.
6
63
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70
Anexos
71
ANEXO 1 – Excesso isotópico em
15
N na palha durante a incubação.
Tratamentos Tempo após incubação (dias)
0 4 9 15 25 40 60 95
0,111%
0,098%
0,121%
0,162%
0,198%
0,108%
0,117%
0,080%
S + P Sup
0,093%
0,093%
0,110%
0,155%
0,109%
0,079%
0,086%
0,090%
0,207%
0,095%
0,103%
0,100%
0,252%
0,097%
0,072%
0,115%
Média 0,137%
0,095%
0,111%
0,139%
0,187%
0,095%
0,092%
0,095%
0,082%
0,112%
0,070%
0,082%
0,052%
0,058%
0,058%
0,092%
S + P Inc
0,072%
0,117%
0,653%
0,078%
0,107%
0,037%
0,041%
0,079%
0,095%
0,134%
0,066%
0,070%
0,085%
0,045%
0,075%
0,040%
Média 0,083%
0,121%
0,263%
0,077%
0,081%
0,047%
0,058%
0,070%
0,156%
0,181%
0,293%
0,431%
0,462%
0,403%
0,637%
0,530%
S + D Inc + P Sup
0,199%
0,209%
0,346%
0,422%
0,478%
0,437%
0,680%
0,605%
0,141%
0,222%
0,324%
0,343%
0,501%
0,484%
0,658%
0,609%
Média 0,165%
0,204%
0,321%
0,399%
0,480%
0,441%
0,659%
0,581%
0,157%
1,030%
1,001%
1,031%
0,877%
0,
0
72
ANEXO 2 – Excesso isotópico em
15
N no solo durante a incubação.
Tratamentos Tempo após incubação (dias)
0 4 9 15 25 40 60 95
0,015%
0,006%
0,005%
0,005%
0,006%
0,007%
0,006%
0,006%
S + P Sup
0,013%
0,004%
0,004%
0,005%
0,005%
0,006%
0,006%
0,006%
0,011%
0,005%
0,005%
0,005%
0,008%
0,006%
0,005%
0,006%
Média 0,013%
0,005%
0,005%
0,005%
0,007%
0,006%
0,006%
0,006%
0,011%
0,008%
0,007%
0,009%
0,006%
0,007%
0,010%
0,009%
S + P Inc
0,009%
0,007%
0,015%
0,008%
0,010%
0,009%
0,008%
0,009%
0,010%
0,009%
0,007%
0,007%
0,009%
0,007%
0,011%
0,010%
Média 0,010%
0,008%
0,010%
0,008%
0,008%
0,008%
0,010%
0,009%
0,164%
0,155%
0,149%
0,138%
0,139%
0,145%
0,127%
0,135%
S + D Inc + P Sup
0,164%
0,156%
0,149%
0,141%
0,135%
0,143%
0,129%
0,136%
0,157%
0,157%
0,150%
0,142%
0,136%
0,141%
0,127%
0,134%
Média 0,162%
0,156%
0,149%
0,140%
0,136%
0,143%
0,128%
0,135%
0,159%
0,121%
0,115%
0,116%
0,123%
0,135%
0,136%
0,112%
S + D Inc + P Inc
0,161%
0,112%
0,109%
0,116%
0,129%
0,142%
0,139%
0,148%
0,161%
0,119%
0,109%
0,121%
0,128%
0,133%
0,136%
0,156%
Média 0,160%
0,118%
0,111%
0,117%
0,126%
0,137%
0,137%
0,139%
0,088%
0,095%
0,082%
0,096%
0,096%
0,095%
0,102%
0,153%
S + P Sup + D Sup
0,092%
0,100%
0,086%
0,090%
0,093%
0,096%
0,099%
0,114%
0,091%
0,106%
0,095%
0,091%
0,006%
0,105%
0,114%
0,119%
Média 0,090%
0,100%
0,088%
0,092%
0,065%
0,098%
0,105%
0,129%
73
ANEXO 3 – Excesso isotópico em
15
N do N orgânico do solo durante a incubação.
Tratamentos Tempo após incubação (dias)
0 4 9 15 25 40 60 95
0,017%
0,026%
0,022%
0,028%
0,027%
0,023%
0,021%
0,021%
S + P Sup
0,017%
0,025%
0,022%
0,024%
0,036%
0,023%
0,022%
0,023%
0,013%
0,023%
0,023%
0,022%
0,030%
0,024%
0,022%
0,023%
M
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