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MARIA APARECIDA DE MATOS
ATRIBUTOS QUÍMICOS E MICROBIOLÓGICOS DO
SOLO APÓS APLICAÇÕES DE RESÍDUOS DE
SUÍNOS EM SISTEMA DE PLANTIO DIRETO
LONDRINA-PR
2006
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Universidade Estadual de Londrina
Instituto Agronômico do Paraná
MARIA APARECIDA DE MATOS
ATRIBUTOS QUÍMICOS E MICROBIOLÓGICOS DO
SOLO APÓS APLICAÇÕES DE RESÍDUOS DE
SUÍNOS EM SISTEMA DE PLANTIO DIRETO
LONDRINA-PR
2006
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MARIA APARECIDA DE MATOS
ATRIBUTOS QUÍMICOS E MICROBIOLÓGICOS DO
SOLO APÓS APLICAÇÕES DE RESÍDUOS DE
SUÍNOS EM SISTEMA DE PLANTIO DIRETO
Dissertação apresentada à Universidade
Estadual de Londrina, como parte das
exigências do Programa de Pós-graduação
em Química dos Recursos Naturais, para
obtenção do título de Mestre.
Orientadora: Profª. Drª. Ilza Lobo
Co-orientadora: Drª. Diva Souza Andrade
LONDRINA-PR
2006
COMISSÃO EXAMINADORA
_________________________________
Prof. Dr. Jair Alves Dionísio
__________________________________
Profª. Drª. Maria Josefa Santos Yabe
__________________________________
Profª. Drª. Ilza Lobo (Orientadora)
Londrina, ____ de maio de 2006.
À minha família,
Leonor, Maria, Silvia,
Andressa, Túlio e Roberto,
pela imensa compreensão e
carinho a mim reservado,
DEDICO.
AGRADECIMENTOS
À Deus, pela força que me concedeu para enfrentar todos os obstáculos e por permitir
que eu alcançasse mais este objetivo.
À Universidade Estadual de Londrina, em especial ao curso de Pós-graduação de
Mestrado em Química dos Recursos Naturais, pela oportunidade de realização desta
dissertação.
Ao Instituto Agronômico do Paraná, IAPAR, pela estrutura oferecida e concessão de
licença para cursar as disciplinas.
Aos professores do curso de mestrado em Química dos Recursos Naturais do
Departamento de Química que participaram da minha formação e pelas disciplinas
ministradas durante o curso de pós-graduação.
A minha orientadora Profª Drª Ilza Lobo e à co-orientadora Drª Diva Souza Andrade
pela disponibilidade, apoio, orientação, paciência, incentivo e dedicação durante o
desenvolvimento deste e outros trabalhos, que fizeram parte da minha formação. Pela
compreensão diante das minhas dificuldades e limitações, amizade, e que muito me
confortaram nos momentos difíceis.
Aos pesquisadores Dr. Arnaldo Colozzi Filho e Dr. Élcio Libório Balota pelo
exemplo de profissionalismo, pelas oportunidades oferecidas e contribuição no meu
desenvolvimento profissional.
Aos funcionários do Laboratório de Microbiologia do Solo: Oswaldo Machineski,
Orazília França Dorigo e Janaína Rigonato, Laboratório de Química do Solo e Área de Solos
do IAPAR, pelo auxílio nas coletas, análise laboratoriais, pela amizade e contribuição na
obtenção dos resultados.
Aos estagiários do Laboratório de Microbiologia do Solo do IAPAR, pelos momentos
de descontração, participação e colaboração durante a realização deste estudo.
Aos demais amigos de mestrado que me acompanharam nesta trajetória.
A todos que, com boa intenção, colaboraram para a realização e finalização deste
trabalho.
RESUMO
Matos, Maria Aparecida de. MSc. Universidade Estadual de Londrina, maio de 2006.
Atributos químicos e microbiológicos do solo após aplicações de resíduos de suínos
em sistema de plantio direto. Orientadora: Profª. Drª. Ilza Lobo. Co-orientadora: Drª.
Diva Souza Andrade.
A atividade suinícola intensiva resulta em grandes quantidades de resíduos líquidos
(chorume), que representa um potencial poluidor do meio ambiente. Como esses resíduos
possuem nutrientes tais como; fósforo, nitrogênio e outros, uma alternativa viável para sua
destinação é a distribuição como fertilizantes em solos cultivados. Este trabalho teve como
objetivo avaliar as alterações nos atributos químicos e microbiológicos no perfil de um
solo cultivado em sistema de plantio direto com aplicação de diferentes doses de resíduos
de suínos por nove anos. Este estudo foi realizado em amostras de solo provenientes de um
experimento instalado em 1997, na Estação Experimental do Instituto Agronômico do
Paraná, Palotina, Paraná, em Latossolo Vermelho distroférrico de textura argilosa. Os
tratamentos foram constituídos da aplicação de 0, 30, 60, 90 e 120 m
3
ha
-1
ano
-1
de resíduos
de suínos em solo cultivado em plantio direto. As amostras de solo foram coletadas, nas
camadas de 0-10 cm, 10-20 cm e 20-30 cm de profundidade, em setembro de 2005, durante
o florescimento do nabo forrageiro (Raphanus sativus). Foram avaliados os seguintes
parâmetros: pH, matéria orgânica, acidez trocável, acidez potencial, Ca
2+
, K
1+
, Al
3+
, Mg
2+
,
P (Mehlich-1), P-remanescente, amonificação, nitrificação potencial, atividade microbiana,
carbono e nitrogênio microbiano, contagem de microrganismos amonificadores,
nitrificadores e desnitrificadores. A aplicação de resíduos de suínos no solo aumentou as
concentrações de P e H+Al, nas camadas de 0-10 e 10-20 cm e proporcionou aumentos nos
teores de Ca
2+
, Mg
2+
e K
+
no solo nas duas camadas de 0-10 a 10-20 cm. Na camada de
20-30 cm, foi observada apenas alteração no P (Mehlich-1), em função das doses de
resíduos de suínos adicionadas ao solo. Comparando as três camadas no perfil do solo
observou-se concentração maior de P, C, Ca
2+
, Mg
2+
, K
+
e NO
3
-
na profundidade de 0-10
cm. Analisando o P remanescente no perfil do solo não foi observado efeito na camada de
20-30 cm, no entanto na camada de 0-10 cm, ocorreram aumentos significativos devidos à
aplicação de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
em relação ao tratamento controle. Na camada de 10-20 cm,
o tratamento que recebeu 120 m
3
ha
-1
ano
-1
de resíduo de suíno apresentou valor de P
remanescente significativamente maior do que os das doses de 0 e 30 m
3
ha
-1
ano
-1
. As
maiores doses de resíduo reduziu a população dos oxidantes do nitrito e aumentou as
bactérias desnitrificadoras, porém não houve alterações nos microrganismos
amonificadores. A nitrificação potencial e a taxa de nitrificação predominaram na camada
de 0-10 cm e foi superior no solo que recebeu os resíduos, entretanto houve efeito negativo
com a maior dose aplicada. A taxa de amonificação foi maior nas camadas superficiais
quando submetidas as doses de resíduos no solo, no entanto houve redução na camada de
10-20 cm com a adição de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
. A aplicação consecutiva de resíduos de suínos
no solo favoreceu incrementos na biomassa e na atividade microbiana, bem como para a
relação C-mic/N-mic. Desse modo, em longo prazo, as aplicações consecutivas de resíduos
de suínos, em solo cultivado em sistema de plantio direto, alteraram de forma diferenciada
os atributos químicos e microbiológicos no perfil do solo.
Palavras-chave: Amonificação; biomassa microbiana; chorume; FDA; fósforo residual;
microrganismos denitrificadores; nitrificação potencial.
ABSTRACT
Matos, Maria Aparecida de. Universidade Estadual de Londrina, may 2006. Chemical and
microbiological attributes of the soil after pig slurry application under no-tillage
system. Adviser: Profª Drª Ilza Lobo. Counselor: Drª Diva S. Andrade.
Intensive rearing of swine livestock results in a huge amount of liquid residues (pig slurry),
which can be a source of contamination to the environment. This residue contains
phosphorus nitrogen and other nutrients; therefore it seems appropriate to use it on cropped
soils as fertilizer. This work aimed to evaluate chemical and microbiological changes in the
soil profile, which had received rates of pig slurry for nine years and had been cropped
under no-tillage systems. This study was carried out in a field experiment, which was
established in 1997 at Experimental Station of Institute Agronomic of Paraná, Palotina,
Paraná, Brazil, in clay soil (Latossolo Vermelho Distroférrico). Soil samples were collected
at 0-10, 10-20 e 20-30 cm depth, in September 2005, to assess the following swine slurry
application rates: 0; 30; 60; 90; and 120 m
3
ha
-1
year
-1
. The following parameters were
determined: pH, organic matter, acidity, Ca
2+
, K
1+
, Al
3+
, Mg
2+
, P (Mehlich-1), residual P,
ammonification, potential nitrification, microbial activity, microbial biomass, ammonium,
nitrite-oxidizing and denitrifier microorganisms. It was observed higher concentration of P,
C, Ca
2+
, Mg
2+
, K
+
e NO
3
-
at 0-10 cm layer due to pig slurry application. At 20-30 cm depth
pig slurry application had significant effect on P (Mehlich-1), but did not affect the other
soil characteristics evaluated. In the soil profile it was observed higher amounts of P, C,
Ca
2+
, Mg
2+
, K
+
e NO
3
-
at 0-10 cm depth than in the other layers. Residual P did not change
in the 20-30 cm although it was observed significant increases at 0-10 cm due to
application of 120 m
3
ha
-1
year
-1
in relation to control treatment. Residual P at 10-20 cm in
the soil profile it was higher in the plot that received 120 m
3
ha
-1
year
-1
than plots with 0 e
30 m
3
ha
-1
year
-1
of pig slurry rates. It was observed that pig slurry application at high rates
decreased nitrite oxidant bacteria and increased denitrifiers; however, it did not change
ammonifier microorganisms at the 0-10 cm depth of soil. Potential nitrification and
nitrification rates were higher at 0-10 cm layer with pig slurry application. There was
higher ammonification at soil surface layers with pig wastes. In contrast, pig slurry
application at 120 m
3
ha
-1
year
-1
rate reduced ammonification at 10-20 cm. There was an
increase of microbial biomass and activity and as well in the C-mic/N-mic ratios due to pig
slurry. Thus, in the long-term, consecutive applications of pig slurry altered chemical and
microbiological attributes of soil cultivated under no-tillage system.
Keywords: Ammonification; denitrier microorganisms; FDA; microbial biomass;
nitrification; residual phosphorus; swine slurry.
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO
.................................................................................................................... 14
1.1 A S
UINOCULTURA E O DESCARTE RESÍDUO DE SUÍNO NO MEIO AMBIENTE
...................................... 14
1.2 S
ISTEMA DE
S
EMEADURA DIRETA
......................................................................................... 20
1.3 S
OLO
:
ASPECTOS GERAIS
.................................................................................................... 21
1.4 M
ICRORGANISMOS QUE PARTICIPAM DO CICLO DO
N
NO SOLO
................................................... 26
1.4.1 M
ICRORGANISMOS AMONIFICADORES
................................................................................. 26
1.4.2 B
ACTÉRIAS NITRIFICADORAS
............................................................................................ 28
1.4.3 B
ACTÉRIAS DESNITRIFICADORAS
....................................................................................... 29
1.5 C
OMUNIDADE MICROBIANA DO SOLO
.................................................................................... 30
1.5.1 B
IOMASSA MICROBIANA
................................................................................................... 30
1.5.2 A
TIVIDADE MICROBIANA
.................................................................................................. 35
2 OBJETIVOS
........................................................................................................................ 39
2.1 O
BJETIVO
G
ERAL
.............................................................................................................. 39
2.2 O
BJETIVOS
E
SPECÍFICOS
..................................................................................................... 39
3 MATERIAL E MÉTODOS
................................................................................................... 40
3.1 D
ESCRIÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO
.......................................................................................... 40
3.2 C
OLETA E
A
RMAZENAGEM DO SOLO
...................................................................................... 40
3.3 A
NÁLISES LABORATORIAIS
.................................................................................................. 41
3.3.1 D
ETERMINAÇÃO DA UMIDADE DAS AMOSTRAS DE SOLO
.......................................................... 41
3.3.2 A
NÁLISE QUÍMICA DO
S
OLO
.............................................................................................. 41
3.3.2.1 D
ETERMINAÇÃO DO P
H ................................................................................................. 41
3.3.2.2 D
ETERMINAÇÃO DA ACIDEZ TROCÁVEL
(A
L
3+
) ................................................................... 41
3.3.2.3 D
ETERMINAÇÃO DA ACIDEZ POTENCIAL
(H
+
+ A
L
3+
)............................................................ 42
3.3.2.4 D
ETERMINAÇÃO DE
C
A
2+
E
M
G
2+
..................................................................................... 42
3.3.2.5 D
ETERMINAÇÃO DE
P
E
K
+
(M
EHLICH
-1)
.......................................................................... 42
3.3.2.6 D
ETERMINAÇÃO DE
C
ARBONO
: W
ALKEY
– B
LACK
............................................................. 43
3.3.2.7 D
ETERMINAÇÃO DO
F
ÓSFORO
R
EMANESCENTE
.................................................................. 43
3.3.2.8 D
ETERMINAÇÃO DO
N
ITROGÊNIO
I
NORGÂNICO
(N-NH
4
+
, N-NO
2
-
E
N-NO
3
-
) ............................ 43
3.3.2.8.1 D
ETERMINAÇÃO DO
N-
AMÔNIO
.................................................................................... 44
3.3.2.8.2 D
ETERMINAÇÃO DO
N-
NITRITO
.................................................................................... 44
3.3.2.8.3 D
ETERMINAÇÃO DO
N-
NITRATO
................................................................................... 45
3.3.2.9 A
VALIAÇÃO DO
P
OTENCIAL
N
ITRIFICANTE
, T
AXA DE
N
ITRIFICAÇÃO E
A
MONIFICAÇÃO
.............. 45
3.3.3 A
VALIAÇÕES DOS
M
ICRORGANISMOS
A
MONIFICADORES
, O
XIDANTES DO
N
ITRITO E
D
ESNITRIFICADORES
............................................................................................................... 45
3.3.3.1 P
REPARO DAS SUSPENSÕES DILUÍDAS DE SOLO
.................................................................... 45
3.3.3.2 E
STIMATIVA DA POPULAÇÃO DE MICRORGANISMOS AMONIFICADORES
.................................... 46
3.3.3.3 E
STIMATIVA DA POPULAÇÃO DE MICRORGANISMOS NITRIFICADORES
...................................... 46
3.3.3.4 E
STIMATIVA DA POPULAÇÃO DE MICRORGANISMOS DESNITRIFICADORES
................................. 47
3.3.4 D
ETERMINAÇÃO DO NITROGÊNIO E CARBONO DA BIOMASSA MICROBIANA
.................................. 47
3.3.5 A
TIVIDADE MICROBIANA NO SOLO
...................................................................................... 48
3.4 A
NÁLISE
E
STATÍSTICA
....................................................................................................... 49
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
............................................................................................. 50
4.1 C
ARACTERÍSTICAS QUÍMICAS DO SOLO
.................................................................................. 50
4.2 F
ÓSFORO
R
EMANESCENTE
.................................................................................................. 53
4.3 C
ONCENTRAÇÃO DE AMÔNIO
,
NITRATO E
N
INORGÂNICO TOTAL NO PERFIL DO SOLO
....................... 55
4.4 E
FEITO DA APLICAÇÃO DE CHORUME NA AMONIFICAÇÃO E NITRIFICAÇÃO POTENCIAL NO SOLO
.......... 60
4.4.1 T
AXA DE AMONIFICAÇÃO
................................................................................................. 60
4.4.2 N
ITRIFICAÇÃO POTENCIAL NO SOLO
.................................................................................... 62
4.4.3 T
AXA DE NITRIFICAÇÃO NO SOLO
....................................................................................... 63
4.5 A
LTERAÇÃO NA POPULAÇÃO DE MICRORGANISMOS QUE PARTICIPAM DO CICLO DO
N
NO SOLO
.......... 64
4.5.1 M
ICRORGANISMOS AMONIFICADORES
................................................................................. 64
4.5.2 B
ACTÉRIAS NITRIFICADORAS NO SOLO
................................................................................ 66
4.5.3 B
ACTÉRIAS DESNITRIFICADORAS NO SOLO
........................................................................... 67
4.6 E
FEITO DO CHORUME NA COMUNIDADE MICROBIANA DO SOLO
.................................................... 69
4.6.1 B
IOMASSA MICROBIANA
................................................................................................... 69
4.6.2 A
TIVIDADE MICROBIANA NO SOLO
...................................................................................... 74
5 CONCLUSÕES
.................................................................................................................... 77
6 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
..................................................................................... 78
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Características químicas na camada de 0-10 cm em Latossolo Vermelho
distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo
forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
..... 50
Tabela 2. Características químicas na camada de 10-20 cm em Latossolo Vermelho
distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo
forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
..... 51
Tabela 3. Características químicas na camada de 20-30 cm em Latossolo Vermelho
distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo
forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
..... 52
Tabela 4. Teores de amônio (N-NH
4
+
) nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm em
Latossolo Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno,
cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de
três repetições.
............................................................................................................. 56
Tabela 5. Teores de nitrato (N-NO
3
-
) nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm em
Latossolo Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno,
cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de
três repetições.
............................................................................................................. 57
Tabela 6. Teores N-mineral (N-NO
3
-
+ N-NH
4
+
) nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm
em Latossolo Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno,
cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de
três repetições.
............................................................................................................. 59
Tabela 7. Taxa de amonificação nas camadas de 0-10 cm, 10-20 cm e 20-30 cm em
Latossolo Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno,
cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de
três repetições.
............................................................................................................. 61
Tabela 8. Nitrificação potencial, nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm em Latossolo
Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com
nabo forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
..................................................................................................................................... 62
Tabela 9. Taxa de nitrificação, nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm em Latossolo
Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com
nabo forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
..................................................................................................................................... 63
Tabela 10. Número mais provável (NMP) de microrganismos amonificadores, nas
camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm em Latossolo Vermelho distroférrico submetido à
aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio
direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
.......................................................... 64
2
Tabela 11. Número mais provável (NMP) de bactérias oxidantes do nitrito, nas camadas
de 0-10, 10-20 e 20-30 cm em Latossolo Vermelho distroférrico submetido à
aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio
direto. Palotina, PR. Médias de três repetições. .......................................................... 66
Tabela 12. Número mais provável (NMP) de bactérias desnitrificadoras, nas camadas de
0-10, 10-20 e 20-30 cm em Latossolo Vermelho distroférrico submetido à aplicação
de resíduo de suíno, cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto
Palotina, PR. Médias de três repetições....................................................................... 68
Tabela 13. Relação carbono e nitrogênio da biomassa microbiana (C-mic/N-mic),
porcentagem do C-microbiano (C-mic) em relação ao carbono total (C-mic/C-total),
porcentagem do N-microbiano do N-orgânico do solo e a relação entre o (C-mic:C-
total)/(N-mic:N-org) na camada de 0-10 em Latossolo Vermelho distroférrico
submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo forrageiro sob sistema
de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições. ......................................... 73
LISTAS DE FIGURAS
Figura 1. Concentração de fósforo disponível (Mehlich-1) nas camadas de 0-10, 10-20 e
20-30 cm em Latossolo Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de
suíno, cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR.
Médias de três repetições.
............................................................................................ 53
Figura 2. Teores de P remanescente nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm em Latossolo
Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com
nabo forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
..................................................................................................................................... 54
Figura 3. Carbono da biomassa microbiana na camada de 0-10 cm em Latossolo Vermelho
distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo
forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
..... 70
Figura 4. Nitrogênio da biomassa microbiana na camada de 0-10 cm em Latossolo
Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com
nabo forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
..................................................................................................................................... 72
Figura 5. Atividade microbiana na camada de 0-10 cm em Latossolo Vermelho
distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo
forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
..... 75
14
1 INTRODUÇÃO
1.1 A Suinocultura e o descarte resíduo de suíno no meio ambiente
A população suína no globo terrestre é de aproximadamente um bilhão de cabeças,
sendo que o rebanho da China perfaz aproximadamente 50% do total. O Brasil possui um
rebanho de suínos de 32,8 milhões de cabeças, ocupando a quarta posição com relação à
produção de carne, com aproximadamente 2,9 milhões de toneladas em 2003. Os
principais estados produtores de suínos no Brasil são: Rio Grande do Sul, Santa Catarina a
Paraná (SARTOR et al., 2004).
O Brasil é o país que possui as melhores condições para aumentar o plantel de
suínos, dentre eles o clima tropical, facilidade para manejo e tratamento de dejetos pelas
grandes dimensões territoriais e topografia plana, grande produção de grãos (milho e soja),
dentre outros (SARTOR et al., 2004).
A suinocultura no Brasil é uma atividade predominantemente de pequenas
propriedades rurais e uma atividade importante do ponto de vista social, econômico e,
especialmente, como instrumento de fixação do homem no campo. Essa atividade se
encontra presente em 46,5% das 5,8 milhões de propriedades existentes no país,
empregando mão-de-obra tipicamente familiar e constituindo uma importante fonte de
renda e de estabilidade social (PERDOMO et al., 2006).
Até a década de 70, os dejetos de suínos não constituíram fator preocupante, pois a
concentração de animais era pequena e não havia preocupação explícita com relação a
cuidados com o meio ambiente, pois os solos das propriedades tinham capacidade para
absorver seus dejetos que eram utilizados como adubo orgânico (OLIVEIRA, 1993).
No Brasil, as condições climáticas tropicais e subtropicais que tendem a intensificar
a degradação biológica da matéria orgânica exposta ao intemperismo natural, a
biodiversidade intensa e diversificada em espécies de organismos detritívagos e a extensão
territorial, que pressupõe a disponibilidade permanente de solos para aplicação de dejetos
suínos, são vantagens comparativas em relação às mesmas condições encontrados em
países onde se produz suínos, em clima frios. Nestas condições, os ciclos biológicos
naturais são interrompidos por longos períodos de baixas temperaturas e o uso do solo
apresenta-se congestionado para as mesmas finalidades. Essas vantagens comparativas tão
15
evidentes têm levado o meio técnico-científico, bem como os suinocultores a superestimá-
las e por conseqüência a negligenciarem quanto às restrições destas condições que, mesmo
favoráveis, impõem riscos ambientais ao modo de disposição final de dejetos suínos
(SOUZA et al., 2003).
A expansão da atividade suinícola, com a intensificação da produção, ampliação
das granjas existentes e instalações de novos projetos trouxeram como conseqüência,
aumento do volume de dejetos produzidos por unidade de área. Este fato é extremamente
preocupante em algumas regiões com maior densidade de granjas e/ou de topografia
irregular, pois lançamento de dejetos indiscriminadamente em rios, lagos e solo, vem
transformando-se em fator de degradação do meio ambiente através da poluição dos leitos
d’água e saturação de solos pelos componentes químicos presentes nestes dejetos.
(FREITAS et al., 2001).
Nos últimos anos, especialmente na década de 90, a poluição tem sido
mundialmente reconhecida como um problema ambiental que pode representar sérios
riscos á saúde humana e a qualidade do meio ambiente (LIMA & GUILHERME, 2002).
Considera-se impacto ambiental qualquer alteração das propriedades físicas,
químicas e biológicas do ambiente, causada por qualquer forma de matéria ou energia
resultante das atividades humanas que, direta ou indiretamente afetam: a saúde, a
segurança e o bem estar da população; as atividades sociais e econômicas; a biota; as
condições estéticas e sanitárias do meio ambiente e a qualidade dos recursos ambientais
(CONAMA, 1986).
A suinocultura é uma atividade com potencial poluente porque o dejeto líquido dos
animais, também denominado de chorume ou liquame, é composto por uma mistura que
inclui fezes e urina de animais, água dos bebedouros e usada na higienização das
instalações, além de resíduo de ração, pêlos e do próprio desgaste das instalações
decorrentes do processo criatório (KONZEN, 1983).
A composição química (pH, matéria seca, nitrogênio, fósforo, potássio, cálcio,
magnésio, enxofre, sódio, ferro, magnésio, zinco e cobre) dos dejetos líquidos de suínos é
muito variável, principalmente em função da idade dos animais, dos sistemas de manejo e
de armazenamento utilizado (GARCIA et al., 2003; SOUZA et al., 2003).
Os volumes e a composição química de dejetos gerados variam em função da
intensidade do emprego de águas na higienização das instalações, dos índices de
16
desperdícios de águas e sólidos, ocorrência de infiltrações de águas de chuvas nos
dispositivos. O uso de dejetos suínos pode alterar as propriedades físicas, químicas e
biológicas do solo. Algumas destas alterações são benéficas, enquanto outras são
indesejadas. Os impactos positivos estão relacionados aos efeitos da matéria orgânica sobre
as propriedades físicas e químicas do solo e sobre a atividade microbiana e dos nutrientes
adicionados ao solo (SOUZA et al., 2003).
Aplicações não controladas de resíduos de suínos aos solos podem gerar, entre
outros, excesso de nitrato, fosfatos, sais, metais potencialmente tóxicos (cobre e zinco),
compostos xenobióticos (produtos farmacológicos-antibióticos), patógenos e emissões de
gases causadores do aquecimento global (JONDREVILLE et al., 2003; PLAZA et al.,
2004).
Mantovi et al. (2006), em experimentos de campo localizados em zonas vulneráveis
a nitrato e equipados com estação metereológica, tensiômetros, amostradores e
piezômetros, durante seis anos, verificaram que adição de N a partir de residuos de suinos
ao solo, em quantidade acima da capacidade de absorção pela planta, causa acúmulo de
nitrato nas camadas superficiais do solo, especialmente em períodos úmidos. Estes
encontraram concentrações de nitrato acima de 300 mg L
-1
na solução do solo, concluindo
que mesmo em solos de textura fina, nos períodos iniciais de chuva o nitrato é lixiviado
abaixo de 4 metros. Isso mostra que a acumulação de nitrato deveria ser limitada antes
desses períodos, reduzindo as taxas de aplicação, especialmente quando os solos são
temporariamente não cultivados.
Altas concentrações de cobre e zinco são freqüentemente fornecidas nas dietas de
suínos para garantir um bom desenvolvimento dos animais. Conseqüentemente, os dejetos
de suínos são altamente concentrados nesses elementos, os quais podem concentrar na
superfície dos solos e causar toxicidade às plantas e aos microorganismos
(JONDREVILLE et al., 2003).
O manejo do fósforo é de grande importância agronômica e ambiental.
Aproximadamente dois terços do P presente no esterco líquido de suínos está numa forma
não solúvel em água, fazendo parte de estruturas orgânicas, as quais propiciam efeito
residual ao esterco (CERETTA et al., 2005). Em agroecossistemas sustentáveis, os dejetos
de animais deveriam ser manuseados de tal maneira que estabeleça assim um ambiente
favorável para produção adequada e ao mesmo tempo não polua as águas superficiais e
17
subterrâneas, especialmente em solos fertilizados com alta taxa de dejetos ricos em fósforo
(HOUNTIN et al., 2000).
Hountin et al. (2000), verificaram que aplicação de 30, 60, 90 e 120 m
3
ha
-1
de
esterco líquido de suínos causou aumentos de 16, 26, 33 e 50%, respectivamente, em todas
as formas de P até a profundidade de 1 m, de um solo classificado como um Gleysol
Húmico, de textura silte argilosa. Em experimento realizado no Rio Grande do Sul, em um
Alissolo Crômico Órtico típico, com aplicações de esterco líquido de suínos, em intervalos
de 45 a 60 dias nas doses de 0, 20 e 40 m
3
ha
-1
, observou-se um aumento considerável do
teor de P disponível no solo ao longo do tempo (CERETTA et al., 2003). Aos 8,3 meses de
aplicação, o aumento de P disponível na camada de 0-10 cm foi de 242% e 580% com as
doses de 20 e 40 m
3
ha
-1
, respectivamente. Hodgkinson et al. (2002) quantificaram a perda
de P após aplicação de diferentes fontes de fósforo a um solo argiloso drenado. Os autores
verificaram que a perda de P após aplicação de resíduos de suíno durante a primeira
estação de drenagem aumentou quatro vezes comparada ao controle que não recebeu
nenhum P. A entrada de fósforo nas águas superficiais pode ser crítica para a eutrofização
desses ecossistemas considerando que 30 µg P L
-1
já pode causar a proliferação de algas
(blooms) (HODGKINSON et al., 2002). A menor fixação ou adsorção do P no solo vai
determinar a maior mobilidade deste no solo e conseqüente eutrofização dos sistemas
aquáticos. Entre outros fatores, a adsorção do fósforo pelos solos é afetada pelo teor de
matéria orgânica, teores de óxidos de ferro e alumínio, carbonatos e argila, determinando a
suscetibilidade do solo para lixiviação do P (ANDERSON & WU, 2001). Embora o P
possua baixa mobilidade no solo, uma diminuição da capacidade de adsorção do solo após
adição de dejetos em taxas maiores do que a necessidade de P nutricional pelas plantas,
pode aumentar o potencial para lixiviação do fósforo solúvel (HOUNTIN et al., 2000).
Shen & Shen (2001) observaram após aplicação de dejetos de suínos a um solo
argiloso uma diminuição do teor de alumínio e aumentos do pH do solo, bem como
aumento dos teores de P, Ca e K nas folhas de culturas de feijão, sugerindo o efeito
benéfico do adubo orgânico na diminuição do alumínio do solo e melhora da nutrição
mineral.
É importante, também, considerar a utilização de antibióticos em grandes
quantidades na criação de animais e que estes podem ser excretados como metabólitos,
18
entrar no ambiente pela aplicação de dejetos de suínos e afetar a diversidade
microbiológica do solo (BLACKWELL et al., 2004).
Os dejetos de suínos têm poder poluente 4 a 5 vezes maiores que as do homem,
sendo que cada suíno produz volume de dejetos variando entre 8 a 10 % do peso vivo
animal, variando de acordo com o desenvolvimento ponderal dos animais (OLIVEIRA et
al., 1994). Por isso alguns estados americanos já proíbem a implantação de novos projetos
de produção de suínos, com a finalidade de preservar seu meio ambiente e as suas fontes
de água (ROPPA, 2006).
O solo é o ambiente utilizado para o descarte de resíduos orgânicos, na maioria dos
casos. Contudo, o solo é um ambiente governado especialmente por fenômenos de
tamponamento, o que significa que sua capacidade de tolerar a adição de resíduo é
limitada. Sendo o solo um ambiente reativo, é possível haver acúmulo de elemento
químico adicionado através de dejetos. Ultrapassar este limite pode significar a
contaminação de mananciais de água e alimentos, afetando a saúde humana e animal
(LIMA & GUILHERME, 2002).
Diversas alternativas têm sido propostas para utilização desses resíduos na
agropecuária, sendo o uso como fertilizante no solo, um dos mais promissores, desde que
aplicado com critério (SEDIYAMA et al., 2005).
A fertilização do solo com dejetos de suínos é tão eficiente quanto a fertilização
mineral, podendo até ser melhor (KONZEN et al., 1995), pois reduz os impactos
ambientais e recicla os nutrientes presentes nos resíduos da suinocultura, além da
possibilidade de economia com insumos contribuindo com a diminuição dos custos de
produção.
Por maior que seja seu potencial uso como fertilizante, deve-se levar em conta que
é um resíduo, um esgoto poluente e que, ao ser disposto na natureza sem os necessários
cuidados causará impacto ambiental significativo aos solos, às águas superficiais e às
águas subterrâneas, assim como a toda e qualquer forma de vida que habite estes biomas
(SOUZA et al., 2003).
A incorporação de matéria orgânica nos solos aumenta a capacidade de troca
catiônica e proporciona a melhoria na estrutura, caracterizada pela diminuição da
densidade aparente, aumento da porosidade e da taxa de infiltração de água. Além disso,
19
promove o aumento da capacidade de armazenamento de água e diminui os riscos de
encrustamento superficial. (KIEHL, 1985).
Plaza et al. (2004) concluíram que a aplicação sucessiva de dejetos de suínos sobre
os solos durante longo tempo (quatro anos), em condições semi-áridas, pode produzir não
somente efeitos benéficos, mas também efeitos adversos sobre as propriedades do solo, tais
como a mineralização do carbono orgânico do solo devido à elevada oxidação microbiana.
Comparado com os tratamentos com fertilizante mineral e controle, os quais apresentaram
resultados similares, o solo tratado com dejetos de suínos foi caracterizado por maiores
biomassas microbianas e atividades enzimáticas; menores teores de carbono orgânico total
e quociente metabólico, e maiores valores de pH (próximo à neutralidade ou levemente
alcalino) e de condutividade elétrica (ainda baixa), teores de P e K disponíveis. O aumento
do pH e condutividade elétrica no tratamento com resíduos de suíno foi atribuído,
respectivamente aos elevados teores de CaCO
3
e sais solúveis nos dejetos de suíno,
provenientes da dieta do animal.
Castro Filho et al. (2003) observaram em experimentos conduzidos com aplicação
de chorume de suínos, aumentos na produtividade das pastagens, milho e soja, em
diferentes ambientes e condições edáficas. Porém, a recomendação de doses fica vinculada
as condições do dejeto, particularidades da área agrícola e os riscos ambientais decorrentes
desta prática de manejo.
São reais os benefícios que a aplicação de dejetos nos solos podem proporcionar,
contribuindo para uma agricultura sustentável, fornecendo macro e micronutrientes para as
culturas e melhorando as propriedades físicas, químicas e biológicas do solo pela adição de
matéria orgânica. Funcionando como um condicionador de solos, atua positivamente em
relação a erodibilidade e à degradação potencial dos solos. São reais também as
expectativas de agregação de valores econômicos para o suinocultor, obtida mediante
reciclagem dos resíduos gerados na atividade. Porém, os efeitos negativos sobre o meio
ambiente e sobre a saúde pública são provocados pelo processo, quando descontrolado e
indiscriminado. É imperativa a definição e a adoção de critérios que garantam a segurança
do uso agrícola do resíduo e assegurem uma relação sustentável e duradoura entre o
manejo de dejetos empregado, os suinocultores e agricultores e o meio ambiente um
problema de complexa solução (SOUZA et al., 2003).
20
Não existe solução para o descarte de resíduos orgânicos, mas sim alternativas para
minimizar seu efeito poluente e harmonizar os interesses do homem com a qualidade do
ambiente (CERETTA & MATTIAS, 2003).
1.2 Sistema de Semeadura direta
Da conferência de Estocolmo surgiu o conceito de eco desenvolvimento, do qual
derivou o conceito de desenvolvimento sustentável hoje em uso. Aplicado ao setor
agrícola, segundo proposto pela FAO (Food Agriculture Organization) “A agricultura
sustentável é o manejo e conservação dos recursos naturais e a orientação de mudanças
tecnológicas e institucionais de maneira a assegurar a satisfação de necessidades humanas
de forma continuada para as gerações presentes e futuras. O desenvolvimento sustentável
conserva o solo, a água e recursos genéticos animais e vegetais; não degrada o meio
ambiente, é tecnicamente apropriado, economicamente viável e socialmente aceitável”
(ROMEIRO, 1997).
As primeiras pesquisas registradas no Brasil sobre plantio direto foram realizadas
no Estado do Paraná em 1971 no Instituto de Pesquisa Agropecuária Meridional
(IPEAME) na Estação Experimental de Londrina, distrito de Maravilha (DERPSCH,
2002). Em 1972 os trabalhos foram estendidos para a Estação Experimental do IEAME em
Ponta Grossa, que gerou a primeira publicação sobre plantio direto no Brasil. Em 1972 o
agricultor Herbert Bartz, tornou-se o pioneiro do sistema no Brasil e na América Latina,
instalando uma parcela demonstrativa de plantio direto de trigo e como resultado observou
que o ensaio sob plantio direto sempre mostrou um melhor desenvolvimento e uma cor
mais verde do que o preparo mínimo do trigo do resto da fazenda. Igualmente as pesquisas
feitas em diferentes partes do mundo foram fornecendo paulatinamente evidencias claras
de que o plantio direto é um sistema com muitas vantagens e raras desvantagens quando
comparado com o sistema convencional (DERPSCH, 2002).
Inicialmente o plantio direto foi concebido como uma tecnologia eficiente para
conservar o solo. Com o tempo, a tecnologia evoluiu para um sistema de produção
sustentável com conseqüências econômicas, sociais e ambientais positivas (DERPSCH,
2002).
21
O sistema plantio direto caracteriza-se pela semeadura realizada diretamente sobre
os restos culturais do cultivo anterior, sem nenhum preparo do solo (aração e gradagem). A
permanência dos resíduos vegetais na superfície do solo protege-o contra erosão no
período entre dois cultivos. A cobertura também contribui para a manutenção de
temperaturas mais amenas e maior retenção de água no solo em períodos quentes e de
estiagem prolongada. Quanto à fertilidade, quando o solo é manejado sob plantio direto,
ocorre um acúmulo de nutrientes e resíduos vegetais nas camadas mais superficiais
(COLOZZI et al., 2001). Destaca-se também o controle da erosão, o acúmulo de matéria
orgânica, nitrogênio, cátions (aumento CTC) e maior disponibilidade de nutrientes
(MIELNICZUK, 1997).
A partir de pesquisas sobre o plantio direto em todo o mundo, durante mais de 60
anos, chega-se à conclusão de que este sistema é capaz de conseguir a tão anelada
sustentabilidade agrícola em áreas extensivas. De uma maneira geral, tem sido reconhecido
pelos meios técnicos, nacionais e internacionais que o Sistema de Plantio Direto é a maior
conquista do século nos campos de manejo do solo e da agricultura sustentável,
consolidando a justificativa do clímax vegetal e origem processada em benefício do
homem de maneira eficiente, econômica e sustentável (DERPSCH, 2002).
1.3 Solo: aspectos gerais
Considerando a evolução histórica do conceito de solo, mais adequado e mais
abrangente, na atualidade pode ser: “Solo: corpo natural da superfície terrestre, constituído
de materiais minerais e orgânicos resultantes das interações dos fatores de formação
(clima, organismos vivos, material de origem e relevo) através do tempo, contendo matéria
viva e em parte modificada pela ação humana, capaz de sustentar plantas, de reter água, de
armazenar e transformar resíduos e suportar edificações (BECK et al., 2000)” citado por
Meurer (2000).
O solo é formado por três fases: líquida (constituída de água, de minerais e de
compostos orgânicos nela dissolvidos), formando a solução do solo (MEURER, 2000),
gasosa (os mesmos gases da atmosfera, porém, com diferentes proporções) e sólida. Esta
última é composta de partículas minerais de várias formas, tamanhos e características
químicas, raízes de plantas, populações de organismos macro e microscópicos vivos e com
22
metabolismo ativo ou dormente, e matéria orgânica em vários estádios de decomposição. A
característica estrutural dominante é formada por complexos de argila e matéria orgânica
estabilizados em partículas de diferentes tamanhos (areia, silte e argila), formas e arranjos.
De modo geral, a fase sólida representa em torno de 45% do volume total, o espaço poroso
(fase líquida e gasosa) 50% e a matéria orgânica 5% (incluindo os organismos vivos). A
proporção entre as três fases, porém, varia em função do tipo de solo e das condições
ambientais (MOREIRA & SIQUEIRA, 2002).
O solo apresenta características e propriedades morfológicas, físicas e químicas e
atividade biológica que são importantes para o seu estudo e compreensão (MEURER,
2000).
A fase aquosa (líquida) que ocupa o espaço poroso do solo constitui a solução do
solo. É a parte de um sistema dinâmico e aberto, cuja composição é resultante de inúmeras
reações que ocorrem com as outras fases que o constituem. A composição da solução do
solo varia muito com o material de origem do solo, com o pH, com as condições de oxi-
redução, com o teor de matéria orgânica, com a adição de produtos químicos (fertilizantes,
inseticidas, fungicidas, herbicidas) e com seu manejo (MEURER, 2000). Os elementos na
solução do solo são influenciados por transformações bióticas e abióticas específicas que
regulam os processos de adição e perda, assim como a biociclagem dos mesmos passando
por diferentes formas no solo e absorção pela vegetação e microbiota (SIQUEIRA et al.,
1994).
Na fração argila muitos fenômenos ocorrem, entre eles o da troca iônica. Existem
duas cargas na natureza: positiva e negativa. A maioria dos solos na crosta terrestre
apresenta maior número de cargas negativas do que o número de cargas positivas – são
solos eletronegativos. Essas cargas, que estão na superfície dos minerais de argila e da
matéria orgânica são capazes de adsorver íons com cargas opostas (cátions): Ca
2+
, Mg
2+
,
K
+
, H
+
e etc. Estes cátions adsorvidos podem ser substituídos, isto é, trocados uns pelos
outros, fenômeno denominado de troca de cátions, enquanto que, ao conjunto das cargas
negativas dá-se o nome de capacidade de troca catiônica - CTC ou T (RESENDE et al.,
2002).
O estudo da química do solo fornece informações que permitem caracterizar os
processos químicos que nele ocorrem e são importantes para a agricultura e para o
ambiente (RESENDE et al., 2002).
23
A matéria orgânica, juntamente com os componentes inorgânicos da fase sólida,
exerce um papel fundamental na química do solo. Ela é gerada a partir da decomposição de
resíduos de plantas e animais, sendo formada por diversos compostos de carbono em vários
graus de alteração e interação com as outras fases do solo (mineral, gasosa e solução).
Apesar de compor menos de 5% na maioria dos solos, apresenta uma alta capacidade de
interagir com outros componentes, alterando assim as propriedades químicas, físicas e
biológicas do solo, as quais afetam o crescimento e desenvolvimento das plantas. É um
componente bastante sensível às condições ambientais e as mudanças nas práticas de
manejo agrícola, por isso esta deve ser levada em consideração na avaliação do potencial
produtivo do solo e na escolha das práticas de manejo a serem empregadas (MEURER,
2000).
Nos últimos anos, tem aumentado o interesse na utilização do solo como meio
alternativo para auxiliar no controle da poluição ambiental. Dessa forma, o solo vem sendo
utilizado para descarte de resíduos com potencial poluente, como compostos de lixo, lodos
de estações de tratamento, efluentes industriais, entre outros. Essa prática tem sido viável
devido a capacidade do solo de inativar diversos íons e compostos orgânicos por adsorção,
complexação ou precipitação. Os microrganismos do solo podem, também, decompor
compostos de resíduos orgânicos e ter ação sobre organismos patogênicos (MEURER,
2000).
A atividade biológica do solo é decorrente da presença de organismos que habitam
esse ambiente, das interações entre eles e as plantas e das transformações bioquímicas que
realizam. São de grande relevância para a produtividade agrícola, a reciclagem de
nutrientes e a qualidade do ambiente. Os organismos participam de diversas reações e
processos que ocorrem no solo, afetando suas propriedades físicas e químicas. A atividade
dos microrganismos está diretamente relacionada à disponibilidade de carbono (MEURER,
2000). A interferência humana tem causado grande impacto nos ciclos biogeoquímicos do
C, N, P e S e também do O e H através dos ciclos hidrológicos. O fluxo dos elementos é
extremamente complexo e apresenta forte relação e influência do clima e de ações
antrópicas, como o desmatamento, poluição química da atmosfera e do solo, o uso de
produtos químicos (fertilizantes e pesticidas) (MOREIRA & SIQUEIRA, 2002). Os
microrganismos, através de mecanismos diversos atuam direta ou indiretamente na
mineralização, imobilização orgânica, oxidação/redução, solubilização, precipitação e
24
volatilização de elementos no solo como: H, O, C, N, P, S, K, Si, Mg, Fe, Mn, Cr, Cl, As,
Se, Zn, Cd e Hg (SIQUEIRA et al., 1994).
O P remanescente representa o elemento na solução do solo que pode ser absorvido
pelas plantas, e ou a quantidade de P adicionada que fica na solução de equilíbrio depois de
definido tempo de contado com o solo. Por apresentar estreita correlação com a capacidade
tampão (capacidade que o solo tem para manter um nível definido de P na solução do solo)
e com a capacidade máxima de adsorção de fosfatos, permite definir as doses de P, para
experimentos com nutrientes. Também, presta-se muito bem para estimar o nível crítico do
P disponível e a declividade de P disponível como função do P adicionado ao solo
(ALVAREZ et al., 2000).
O nitrogênio destaca-se dos demais nutrientes por apresentar acentuado dinamismo
no sistema solo e por ser, normalmente, o nutriente exigido em maior quantidade pelas
culturas. Esse nutriente apresenta uma dinâmica complexa, traduzida por grande
mobilidade no solo e por diversas transformações em reações mediadas por
microrganismos. Inclusive, além da movimentação em profundidade, principalmente na
forma nítrica, o nitrogênio pode transformar-se para formas gasosas, resultando em perdas
por volatilização. O nitrogênio N
2
em forma gasosa ocorre em concentração de 78% da
atmosfera terrestre e a maior parte do N encontrado no solo, cerca de 98%, está na forma
orgânica, no entanto o nitrogênio não é diretamente disponível para as plantas. Para sua
utilização pelas plantas, é preciso que seja transformado em formas inorgânicas ou
minerais, através do processo de mineralização. O nitrogênio mineral do solo é
representado pelas formas iônicas amônio (NH
4
+
), nitrato (NO
3
-
) e, muito raramente, nitrito
(NO
2
-
). As formas amoniacal e nítrica são prontamente absorvidas pelas plantas (FURTINI
et al., 2001).
O íon amônio, pode ser proveniente da mineralização do nitrogênio orgânico
(aplicação de resíduos vegetais ou animais), ou da aplicação de fertilizantes nitrogenados,
além da fixação biológica. A mineralização do nitrogênio orgânico deve-se a ação de
microrganismos heterotróficos, os quais requerem carbono orgânico como fonte de
energia.
Um dos estágios da decomposição de compostos orgânicos nitrogenados é a
hidrólise de proteínas com a liberação de aminas e aminoácidos. É considerada a primeira
etapa da mineralização, sendo denominada de aminação e representada pela reação abaixo:
25
Proteínas R-NH
2
+ CO
2
+ energia + outros produtos
heterotróficos
As aminas e aminoácidos liberados são utilizados por vários microrganismos
heterotróficos, com a conseqüente liberação do amônio. Esta é considerada a segunda etapa
da mineralização, denominada amonificação. A reação abaixo representa a amonificação.
R-NH
2
+ HOH NH
3
+ R-OH + energia
Em condições de pH abaixo de 7,0, praticamente toda amônia é convertida em íons
amônio. O amônio é, portanto, a primeira forma de nitrogênio mineral formada, uma forma
nitrogenada prontamente disponível para as plantas.
NH
3
+ H
2
O NH
4
+
+ OH
-
microrganismos
H
+
microrganismos
heterotróficos
OH
-
Uma população bem diversificada de bactérias, fungos e actinomicetos participam
da reação de amonificação, incluindo tanto microrganismos aeróbicos quanto anaeróbicos.
É muito importante considerar que os microrganismos heterotróficos do solo que
decompõem a matéria orgânica necessitam de nitrogênio e outros nutrientes prontamente
disponíveis. A transformação do nitrogênio mineral em nitrogênio orgânico do
protoplasma de microrganismos é denominada de imobilização. Portanto, a mineralização
e imobilização são transformações concomitantes.
Os íons amônio produzidos pela mineralização ou adicionados ao solo através de
adubações podem ser transformados para nitrato em duas etapas, sendo mediadas por
bactérias do gênero Nitrosomonas e Nitrobacter, que são quimiautotróficas e
obrigatoriamente aeróbias. As bactérias do gênero Nitrosomonas promovem a oxidação do
amônio para nitrito, numa reação que se destaca no sistema solo pela geração de acidez,
conforme a reação:
2 NH
4
+
+ 3 O
2
→ 2 NO
2
-
+ 2 H
2
O + 4 H
+
(oxidantes do amônio)
O nitrito é formado como produto intermediário, pois é rapidamente oxidado a
nitrato, pela ação das bactérias do gênero Nitrobacter, conforme a reação:
26
2 NO
2
-
+ O
2
→ 2 NO
3
-
(oxidantes do nitrito)
Os íons nitrato produzidos pela nitrificação ou adicionados ao solo através de
adubações podem ser perdidos por volatilização, através da redução microbiológica a N
2
O
e N
2
denominadas de denitrificação, representada pela reação:
2 NO
3
-
+ 12 H
+
+ 10 é → 2 N
2
+ 6 H
2
O
Como o solo e a biota terrestre são componentes essenciais de processos, como a
ciclagem de energia e dos elementos, que é de grande interesse ecológico e econômico, o
entendimento destes no sistema solo-planta-atmosfera e suas interações é essencial para
planejar o uso mais adequado dos recursos naturais e dos insumos manufaturados na
exploração sustentada dos ecossistemas terrestres (SIQUEIRA et al., 1994).
1.4 Microrganismos que participam do ciclo do N no solo
Os microrganismos têm um papel importante no funcionamento e na
sustentabilidade do agrossistema porque atuam na gênese e morfologia dos solos, na troca
de nutriente solo-planta e, principalmente, na ciclagem de compostos orgânicos,
estabelecendo estreita cadeia de relações causa e efeito. Microrganismos promovem a
decomposição de resíduos, a mineralização e a absorção de determinados nutrientes pelas
plantas, melhorando sua nutrição, resistência e doenças e a estresses abióticos. Por outro
lado, as plantas são fontes de carbono no solo que estimula a atividade microbiana. O
aumento nessa atividade promove a agregação de partículas de solo, que, mais bem
estruturado, retém mais água e oxigênio, favorecendo o desenvolvimento de plantas e
microrganismos, levando o agrossistema a uma nova situação de equilíbrio, provavelmente
mais próxima da sustentabilidade (COLOZZI et al., 1999).
1.4.1 Microrganismos amonificadores
Estudos conduzidos por Sanchez et al. (2005) mostram que, aproximadamente,
75% do N adicionado do chorume de suíno está na forma inorgânica, principalmente,
como N amoniacal, representando cerca de 57% do N total, o restante se encontra na forma
orgânica. Como os amonificadores são capazes de efetuar a transformação do N-orgânico
27
em N-NH
4
+
, um leve aumento dessa população de microrganismos deve ser atribuído a um
menor porcentual de N-orgânico adicionado ao solo.
Rocha et al. (2002) avaliando os sistemas de plantio direto e plantio convencional
em solos com textura média (Latossolo Vermelho Eutroférrico) e argilosa (Latossolo
Vermelho Amarelo Eutrófico) sobre o número de microrganismos amonificantes, em
experimento conduzido ao longo de 12 meses no campo, concluiu que estes
microrganismos foram pouco afetados pelo teor de argila e tipo de manejo dos solos ao
longo do período de coleta, nos diferentes agroecossistemas. A incorporação de resíduo
com uma relação C:N baixa, de fácil decomposição, contribuiu para a rápida proliferação
desse grupo microbiano. Existe uma grande diversidade de microrganismos que são
capazes de mineralizar a matéria orgânica do solo além de apresentarem uma grande
capacidade de adaptação às condições ambientais adversas. Considerando que os resíduos
de suínos são de rápida decomposição e que, provavelmente, esta população se encontra
adaptada às doses de chorume aplicadas ao solo ao longo dos oito anos, alterações na
população de amonificadores no perfil do solo seriam observadas apenas nas primeiras
semanas após adição dos resíduos e em uma única aplicação (JENKINSON & LADD,
1981). Matos et al. (1997) observaram que o número de bactérias total aumentou
aproximadamente de 10
6
para 10
8
unidades formadoras de colônias, uma semana após uma
única aplicação de dejetos de suínos em um solo, Podzólico Vermelho-Amarelo Câmbico,
independente da dose aplicada.
Ao investigar alguns fatores microbiológicos relacionados com os benefícios
proporcionados pelo consórcio feijoeiro/milho em relação à presença do feijoeiro e milho
em monocultura, em experimentos conduzidos em amostras de solos coletadas um mês
após a colheita do milho, classificado como Cambissolo, na camada de 0-10 cm, na região
de Irati-Paraná, Hungria et al. (1997) não detectaram diferenças na população de
microrganismos oxidantes de amonificadores entre os sistemas de cultivo. Estudando a
população de amonificadores em solo argiloso cultivado com cafeeiro, em função da
elevação do pH pela calagem Andrade et al. (1995) observaram maior desenvolvimento
destes microrganismos em solo com pH 5,3 na projeção da copa e na entrelinha de plantio
com pH 5,6. Estudo de microrganismos em solos sob semeadura direta e convencional, sob
sistema de rotação e sucessão de cultura, conduzido por 17 anos em um Latossolo Roxo
28
distroférrico, não constatou diferenças nos microrganismos amonificadores, provavelmente
porque esse grupo inclui diversos microrganismos (HUNGRIA et al., 1997).
1.4.2 Bactérias nitrificadoras
A população viável de bactérias nitrificadoras nos solos apresenta variação sazonal,
devido a fatores abióticos, tais como: umidade do solo, vegetação, características físicas,
capacidade de retenção de água, e taxa de mineralização. Outra possibilidade para o
aumento da população é a presença de nutrientes (NH
4
+
) disponível como resultado da
mineralização do nitrogênio. Evidentemente no verão ocorre um declínio na população
devido à falta de umidade, desidratação das células e limitação do substrato. Os números
de células viáveis de bactérias oxidantes do nitrogênio aparentemente são relacionados
com N-mineralizado, nitrificação e umidade do solo e nitrogênio mineral e cobertura
vegetal (qualidade e quantidade de liteira), topografia e a umidade do solo.
Resultados com menor população de bactérias oxidantes do nitrito com valores em
torno de 1,2 a 9 10
4
células viáveis g
-1
solo
-1
foram obtidos por Singh et al. (2006)
apresentando diferenças significativas em função do local e estação do ano. Estes autores
utilizaram um solo (Ultisol), caracterizado por textura arenosa, intensa lixiviação, raso,
com baixo teor de nutrientes e matéria orgânica e baixa capacidade de retenção de água,
sob clima tropical, com o objetivo de determinar o tamanho da população oxidante do
nitrito e relacionar com a mineralização, nitrificação e umidade do solo em ecossistemas de
floresta e savana, com diferente densidade de plantas durante as estações do ano.
Com o objetivo de examinar a população viável das bactérias oxidante de amônio e
nitrito em solo siltoso, da camada de 0-10 cm, sob efeito das estações, fertilizante químico
e orgânico, e adição da matéria orgânica em agroecossistema tropical na Índia, Jha et al.
(1996) observaram uma maior população de microrganismos amonificadores e oxidantes
do nitrito em torno de 2,00 10
5
e 2,36 10
5
células viáveis g-1 solo-1, respectivamente,
para
o tratamento com fertilizante químico (80 kg N ha
-1
), durante a estação chuvosa com
temperaturas entre 24 a 36ºC.
Avaliando bactérias nitrificantes em solo cultivado com cafeeiro, em função da
elevação do pH pela calagem, Andrade et al. (1995) observaram aumentos na população de
bactérias nitrificadoras, independentemente da dose de calcário aplicada. A maior
29
população de bactérias nitrificadoras na projeção da copa do cafeeiro pode ser devida às
aplicações de fertilizantes neste local, que oferecem substrato a esses microrganismos. Em
solos sob semeadura direta e convencional, sob diferentes sistemas de rotação e sucessão
de culturas, conduzido por 17 anos, em um latossolo roxo distroférrico, foram detectadas
diferenças significativas na população de bactérias nitrificadoras, responsáveis pelo
fornecimento de nitrato, a forma de N preferencialmente utilizada pelas plantas
(HUNGRIA et al., 1997).
Estudando o potencial redox e o pH, em solo tratado com doses crescentes de
vinhaça, Leal et al. (1983) constataram um decréscimo de Eh, após a incorporação de
matéria orgânica, onde a presença de carboidratos na vinhaça é responsável pela sua alta
demanda de oxigênio, acarretando abaixamento da pressão parcial de oxigênio no solo
tornando o ambiente redutor. O aumento da atividade microbiana e conseqüente aumento
da evolução de CO
2
indicam um intenso consumo de O
2
no solo. Os autores verificaram
que, quanto maior a dose de vinhaça, menor o valor do potencial redox e maior é o
distanciamento do valor de Eh em relação á testemunha.
Sob condições anaeróbias ou de disponibilidade restrita de O
2
, o substrato reduzido,
tal como os compostos orgânicos da vinhaça, doam elétrons que vão a outros receptores
terminais de elétrons, tais como os óxidos de nitrogênio: NO
3
-
, NO
2
-
, NO ou N
2
O. Além de
doar elétrons, os compostos orgânicos funcionam como fontes de material celular para os
microrganismos, que se multiplicam. Pelo menos parte da redução do nitrato no solo no
sistema pode ser atribuída a reações de redução, pois foi constatado simultaneamente
aumento do teor de nitrito no solo e liberação de N
2
O, compostos intermediários no
processo de redução do nitrato a N
2,
evidenciando processo redutor induzido pela vinhaça.
Assim, o NO
3
-
no solo funcionou como receptor final de elétrons em lugar do O
2
(LEAL et
al., 1983).
1.4.3 Bactérias desnitrificadoras
No solo existem diversas espécies de bactérias capazes de realizar a desnitrificação,
uma das principais formas de perda do nitrogênio. A maioria das bactérias que participam
deste processo é quimioorganotrófica e anaeróbica facultativa (TIEDJE, 1982).
30
Em experimentos de campo, no quarto ano de aplicação consecutiva de chorume,
Barboza et al. (2001), avaliando os desnitrificadores na camada de 0-10 cm do solo, não
encontraram diferenças significativas, em função das quantidades de chorume aplicadas.
Castro-Filho et al. (2002) avaliando, em área sob plantio direto, as alterações provocadas
por diferentes doses de chorume de suínos sobre a infiltração de água no solo, verificaram
que aumento das doses de chorume contribuiu para o aumento da infiltração da água no
solo.
Alef & Kleiner (1987), ao avaliarem a aplicabilidade da amonificação aeróbica e
anaeróbica da arginina em diversas amostras de solos como um indicador da atividade dos
microrganismos do solo na superfície, confirmam uma forte influência do potencial redox,
demonstrado através da amonificação da arginina, constatando que a condição aeróbica
prevalece sobre a anaeróbica.
Andrade et al. (2003) relatam incrementos e menor variabilidade na população de
microrganismos amonificadores e nitrificadores em sistema de plantio direto, sendo este
sistema menos estressante às populações microbianas, promovendo um equilíbrio entre a
biota do solo e os componentes físico-químicos. Quantificações de atividade específica de
alguns microrganismos podem indicar alterações que estão ocorrendo em solos cultivados.
1.5 Comunidade microbiana do solo
1.5.1 Biomassa microbiana
A comunidade microbiana no solo é composta por actinomicetos, fungos, bactérias,
vírus etc. e tem papel fundamental na ciclagem de nutrientes no solo. De acordo com
vários autores (JENKINSON & LADD, 1981; POWLSON et al., 1987; BALOTA et al.,
1998; STENBERG et al., 1999; GARCIA et al., 2000; MATSUOKA et al., 2003) o teor de
carbono da biomassa microbiana pode ser utilizado como indicador de qualidade, com
sensibilidade para detectar modificações no solo, antes mesmo que os teores de matéria
orgânica sejam alterados significativamente.
Para todos os seres do solo são condições básicas, a disponibilidade e qualidade de
fontes carbonáceas presentes na matéria orgânica, que se acumulam nos solos (resíduos
vegetais e animais) e por eles são reciclados. Para cada estágio de decomposição dos
31
compostos orgânicos há um grupo especializado e predominante de microrganismos. O
resultado da nutrição desses seres é a liberação de gás carbônico (CO
2
) e substâncias
húmicas, que são a base dos ciclos biogeoquímicos, ou da fertilidade natural do solo
(SOUZA et al., 2003)
A utilização de resíduos animais na agricultura tem sido amplamente estudada.
Quadro et al. (2004) encontraram valores de biomassa microbiana em torno de 600 µg g
-1
de CBM para a aplicação de 8 a 24 Mg ha
-1
de dejetos de suínos. Aumentos nos teores de
CBM com a adição de resíduo de suíno no solo em relação ao tratamento controle foram
relatados por vários autores (SAVIOZZI et al., 1997; GRIFFITHS et al., 1998, ANDRADE
et al., 2000; PLAZA et al., 2004). A adição de microrganismos via resíduos, também,
contribui para o aumento do carbono da biomassa microbiana (CBM) no solo
(SAKAMOTO & OBA, 1991).
Andrade et al. (2002) em experimento de campo observaram que no terceiro ano de
aplicação consecutiva de resíduos de suínos no solo, a biomassa microbiana tende a
aumentar em função do tempo com valores médios superiores ao controle em todas as
doses aplicadas. Quadro et al. (2004), ao estudarem alterações microbiológicas do solo
induzido pela aplicação de doses crescentes de dejetos de suínos, em experimentos
conduzidos em casa de vegetação utilizando solo Argiloso Vermelho Amarelo distrófico,
após incubação por 160 dias, obtiveram aumentos para as doses de 60 a 24 Mg ha
-1
seguido por queda no carbono da biomassa no solo com a dose de 30 Mg ha
-1
. As doses
elevadas de dejetos também podem ter propiciado condições de baixa disponibilidade de
oxigênio, fazendo que fossem criadas condições de stress para a biomassa do solo.
Segundo estes autores isto pode ser devido ao fato que a quantidade de substrato
facilmente oxidável tenha diminuído, promovendo assim uma diminuição da quantidade de
microrganismos que estariam atuando para a degradação do material mais resistente ou
recalcitrante ao ataque de microrganismos, conclusão também concordante com Alvarez et
al. (1995).
Em experimento de campo, Rochette et al. (2000) relataram flutuação anual do
carbono microbiano resultante dos efeitos dos resíduos de suínos no solo após 19 anos de
aplicação consecutiva, apresentando valores médios de 100 a 370 µg C (g de solo)
-1
, sendo
linear com as doses aplicadas. Plaza et al. (2004) avaliando durante um período de 4 anos,
doses de chorume de suínos, observaram que os valores de CBM demonstram nos solos
32
com resíduos e fertilizante mineral foram similares, entretanto observaram-se diferenças
significativas entre o tratamento com resíduo e o controle. Comparando a aplicação de lodo
de esgoto com estercos de bovinos sobre mudanças na biomassa microbiana em solo
(típico Haploxeralf) com textura arenosa e contendo baixa quantidade de matéria orgânica,
seguido por três anos de aplicação sucessiva, Garcıa-Gil et al. (2000) observaram
incrementos no CBM com adição de ambos, estercos de bovinos e lodo de esgoto.
Efeitos diferenciados na biomassa microbiana podem estar relacionados com a
quantidade de carbono orgânico no solo (ANDRADE et al., 2003), a composição do
resíduo, ou seja, a qualidade de substrato fornecido ao solo (MOREIRA & SIQUEIRA,
2002), modificações na temperatura e umidade do solo (CATTELAN et al., 1990), as
condições climáticas, estação do ano (TATE et al., 1991, ASLAM et al., 1999, ANDRADE
et al., 2005), sistema de manejo do solo (BALOTA et al., 1998 e 2003, COLOZZI et al.,
1999, MATSUOKA et al., 2003, ANDRADE et al., 2003 e 2005), e principalmente, com
as rotações de culturas (BALOTA et al., 2003).
Matos et al. (2005) em experimentos conduzidos em propriedades agrícolas
situadas em municípios do Paraná submetido a aplicações de resíduos líquidos de suínos,
em solos com diferentes texturas (argilosa, média e arenosa) e cultivos (feijão, soja, milho
e pastagem), apresentaram valores médios de nitrogênio da biomassa microbiana (NBM)
de 34 a 100 µg C e µg N g
-1
solo
-1
. Valores menores foram encontrados por Quadro et al.
(2004) estudando alterações no nitrogênio da biomassa microbiana induzidas pela
aplicação de dejetos de suínos e calcários, em unidades experimentais de plásticos em
Argissolo Vermelho-Amarelo distrófico.
Em estudos de incorporação de palha no solo com textura arenosa, Powlson et al.
(1987) observaram valores médios de NBM variaram de 10 a 27 µg N (g solo)
-1
,
proporcionando aumentos de 46 a 50% no NBM. Vargas et al. (1998) relatam valores
médios de 46 µg N g solo em sistema de plantio direto na camada de 0-5 cm em solo
Podzólico Vermelho-Escuro com aporte recente de resíduos vegetais.
Balota et al. (1998) avaliando alterações na atividade microbiana em sucessões de
culturas em preparo do solo convencional e plantio direto, em experimento de campo em
um Latossolo Roxo distroférrico, observaram valores entre 20 a 67 µg N g
-1
solo
-1
, sendo
que os acréscimos de NBM variaram de 81 a 114%, tendo a prática do plantio direto
proporcionado maiores valores do que o plantio convencional. Perez et al. (2005) relatam
33
em Latossolo Vermelho-Amarelo argiloso cultivado com soja, sob cerrado e semeadura
direta o NBM apresentou em média 41,88 µg N g solo. Comparando sistemas radiculares
de milho e soja e sua influência na população microbiana conduzido em Latossolo
Vermelho-Escuro, textura argilosa e cultivado durante 22 anos sob sistema de plantio
direto, Venzke et al. (2005) encontraram 54 a 71 µg N g
-1
de solo
-1
na profundidade de 0-
10 cm.
Debosz et al. (2002) encontraram valores de NBM entre 35 a 100 µg N g
-1
de solo
-1
devido aplicação de lodo de esgoto. Estes autores observaram que a flutuação dos valores
da NBM apresentou boa sincronia entre os dados do campo e da incubação no laboratório e
o aumento do NBM por diversos meses foi paralelo com o acúmulo de N inorgânico no
solo. Os valores da BM podem estar relacionados com a qualidade do substrato, uma vez
que a biomassa microbiana é controlada não só pelo teor de matéria orgânica acrescentada
ao solo, mas também pelo teor de N desses resíduos (WARDLE & HUNGRIA, 1994). O
aumento da biomassa microbiana e sua atividade no solo têm implicações práticas
importantes na agricultura. Biomassa microbiana maior implica em maior imobilização
temporária de C, N e nutrientes e conseqüentemente, menores perdas de nutrientes do
sistema solo-planta (COLOZZI et al., 1999).
A relação C/N da biomassa microbiana é considerada um parâmetro importante
porque fornece a indicação da composição da microbiota do solo, em termos de grupos
microbianos tais como fungos e bactérias. Valores mais altos significam maior população
de fungos em relação á bactérias, porque os fungos têm mais carbono em sua biomassa.
A maior relação NBM/N-mineral representa uma maior capacidade da microbiota
do solo em armazenar frações significativas do NT, em sua biomassa microbiana
representando uma fração lábil deste nutriente para a planta (WARDLE & HUNGRIA,
1994; GAMA RODRIGUES et al., 1997). A porcentagem de C-mic em relação ao C-total
no solo, relação Cmic/C-total, representa a proporção do carbono da biomassa microbiana
sobre o carbono total do solo. Plaza et al. (2004) relataram dados de experimento de
campo, com tratamentos constituídos por doses de 30 a 150 m
3
ha
-1
ano
-1
, durante um
período de quatro anos, foram verificados efeitos significativos nos valores de C mic/Corg
de 1,9 para o controle e 2,3 a 3,6 para os tratamentos com adição de resíduo de suínos.
Valores inferiores foram relatados por Balota et al. (2003) em estudos de longa duração,
34
mais de 16 anos, sobre os efeitos do sistema de cultivo e rotação de culturas sobre a
biomassa microbiana em solos argilosos (Oxisol), na camada de 0-10 cm.
Biomassa microbiana determinada em mata natural comparada com a introdução de
pastagem, durante 4 a 15 anos, em Latossolo Vermelho Amarelo distrófico muito argiloso,
foi observada maior razão Cmic/Corg em média de 2,7 em áreas sob pastagem com 4 anos
ao encontrado em mata natural valor máximo de 2,0, sendo que pastagens após 10 e 15
anos apresentaram menores valores em torno de 0,5 a 1,8 de Cmic/Corg do que os da mata
natural (GERALDES et al., 1995).
Os microrganismos são os principais mediadores da entrada de C no solo. É
relatado que o C orgânico em equilíbrio nos solos agrícolas contém cerca de 2,3 a 4% de C
microbiano (INSAM, 1990). A biomassa microbiana pode representar de 1 a 5% do C
orgânico total do solo (JENKINSON & LADD, 1981). Contudo, a relação Cmic/Corg pode
variar em uma faixa mais ampla de 0,27% a 7%, conforme revisado por Anderson &
Domsch (1989). Anderson & Domsch (1989) sugerem que em solos os valores para a
relação Cmic/Corg divergentes desta faixa poderiam estar ocorrendo perdas ou acúmulos
de Corg. Geralmente, solos que foram fertilizados exibem uma maior relação de
Cmic/Corg do que o não fertilizado isto pode ser devido a um estimulo do C microbiano
pela adubação, ou uma acelerada depleção do carbono orgânico (INSAM, 1990).
A razão entre Cmic/Ctotal é importante quando se considera a biomassa microbiana
como uma fração constituinte da matéria orgânica do solo, e essa relação permite
acompanhar, de forma mais rápida, as perturbações sofridas pelo desequilíbrio ecológico e
variação no total da matéria orgânica ocasionada pelo manejo do solo, pois reage com
maior rapidez do que os parâmetros físico-químicos. (BALOTA et al., 1998).
A biomassa microbiana fornece uma indicação da quantidade de nutrientes
imobilizados nos compartimentos lábeis da matéria orgânica do solo (JENKINSON, 1981).
A qualidade da matéria orgânica também é importante para estimular a biomassa
microbiana e adições de resíduos de alta qualidade podem aumentar a relação Cmic/Corg
nos solos (POWLSON et al., 1987).
Quando a entrada em particular de C é igual à saída é atingindo o equilíbrio no
solo, não existindo acúmulo ou diminuição da matéria orgânica neste compartimento.
Quando o manejo do solo é alterado, a biomassa microbiana responde mais rapidamente do
35
que as próprias mudanças da matéria orgânica no solo, cujas mudanças são relativamente
lentas (ANDERSON & DOMSCH, 1989).
Segundo Anderson & Domsch (1989), as porcentagens dos valores obtidos do
carbono microbiano sobre o carbono orgânico foram de 2,3% para monocultura e 2,9%
para rotação de cultura, evidenciando que práticas de manejo têm uma influência direta
sobre a relação carbono microbiano sobre o carbono orgânico. O fornecimento consecutivo
de materiais orgânicos, por exemplo, aplicação de resíduos de suínos no solo está
favorecendo a manutenção e acúmulo de matéria orgânica no sistema agrícola. No entanto,
baseando-se nos valores da relação Cmic/Corg, para determinar se o solo está em
equilíbrio, é necessário considerar uma série de condições específicas de cada ecossistema
(solo, clima, vegetação, e manejos), e esses valores podem não ser aplicáveis para outros
solos (ANDRADE et al., 1995).
1.5.2 Atividade microbiana
A atividade microbiana permite que os nutrientes vegetais sejam assimilados pelas
plantas, mobilizando-os, evitando as perdas para o ar, ou pelos movimentos das águas
(SOUZA et al., 2003). A atividade microbiana pode ser determinada por vários métodos.
Um dele é o método do hidrolise do diacetato de fluoresceína (FDA) que, baseia-se no
principio da transformação enzimática de compostos fluorogênicos, em produtos
fluorescentes. A fluoresceína é um exemplo desse grupo de compostos. As enzimas
responsáveis pela hidrolise de FDA são abundantes no ambiente solo (ADAM &
DUNCAM, 2001). Os derivados de fluoresceína são hidrolisados pelas lipases, estereases e
parcialmente pelas proteases. A reação pode ser catalisada pelas próprias células ou pelas
enzimas extracelulares. Os microrganismos, algas, protozoários e tecidos animais estão
habilitados a catalisar a reação. Os ésteres de fluoresceína são compostos não polares, que
são facilmente transportados pelas membranas de células vivas. O método apresenta uma
vantagem porque detecta células microbianas ativas no solo, na fase de crescimento lag e
nunca os esporos ou células na fase estacionária do seu crescimento (MONTEIRO, 2000).
Schnurer & Rosswall (1982) demonstraram que o valor da produção de
fluoresceína pela hidrolise do diacetato de fluoresceína (FDA) é diretamente proporcional
para o crescimento da população microbiana em meio de cultura e solo. A capacidade para
36
hidrolise FDA, neste caso ocorre especialmente entre a maioria dos decompositores como
bactérias e fungos. Uma boa correlação foi encontrada entre a hidrolise FDA e a respiração
microbiana, sendo que a atividade decompositora apresentou diferenças entre as camadas
do solo. Isto foi provavelmente um reflexo da baixa quantidade de matéria orgânica no
solo nas maiores profundidades.
A atividade microbiana pode ser medida pelo diacetato de fluoresceína (FDA),
Silva et al. (2004) utilizando este método em solos degradados submetidos a
reflorestamentos com espécies nativas e exóticas, observaram maior atividade nos
tratamentos com reflorestamento com espécies nativas com valores médios de 14,84 µg
FDA hidrolisada (g de solo h)
-1
, isto se deve, provavelmente, por este apresentar maior
acúmulo de matéria orgânica na superfície do solo, contribuindo como fonte de carbono
para recuperação da vida biológica de solos degradados.
A adição de matéria orgânica via lodo de esgoto mostra que mecanismos
importantes como produção de enzimas, competição por nutrientes e antibióticos estão
envolvidos no controle biológico, resultando em alterações na comunidade microbiana.
Manejos através da aplicação de matéria orgânica no solo usando lodo de esgoto como
fonte de carbono, foram estudados por Leoni et al. (2006). Esses autores avaliaram os
efeitos da incorporação de lodo de esgoto em solo (Oxysol) sobre controle de fungos
(Phytophthora spp.) em citrus em diferentes estágios de desenvolvimento. Foi
incorporados no solo lodo de esgoto nas proporções de 0%, 5%, 10%, 15%, 20 % e 30%
(v/v), sendo que no primeiro experimento em vasos na casa de vegetação após 150 dias
foram observados efeitos sobre a atividade microbiana, avaliada através FDA com valores
médios entre 102 a 162 µg de FDA (g solo h)
-1
, apresentando diferenças significativas
entre os tratamentos, com positivo incremento com o aumento das concentrações de lodo.
Em experimento de campo foi avaliadas a atividade microbiana após a
incorporação do lodo nas proporções de 0%, 5%, 7,5%, 10% e 15% (v/v), constatando que
a comunidade microbiana demonstra máxima atividade aos 5 e 15 dias para liberação de
CO
2
e hidrolise FDA, respectivamente. O trabalho mostrou resposta positiva sobre o
controle do fungo Phytophtora spp. com a incorporação de lodo de esgoto (LEONI et al.,
2006).
Avaliando a atividade microbiana em função da adição de lodo de esgoto nas
propriedades biológicas de um solo com 11% de argila, 1,6% C-total e pH 6,8, foi
37
observado que, a atividade de hidrolise de FDA, reflete variação na atividade enzimática
intracelular, foi imediatamente estimulada pela incorporação do lodo de esgoto,
provavelmente, pela presença de microrganismos ativos no resíduo (DEBOSZ et al., 2002).
Araújo et al. (2003) apresentaram valores para a hidrólise FDA variando entre
29,06 a 78,05 µg de FDA (g solo)
-1
, para avaliação dos efeitos da adição de glifosato sobre
a atividade microbiana em solos típicos Hapludult (HT, com 45% de argila) e Hapludox
(HX, com 86% de argila), com aplicação de 6 e 11 anos e sem aplicação de glifosato,
observaram efeitos positivos e significativos sobre atividade microbiológica com o tempo
(0 e 32 dias) e a adição de glifosato. Efeitos de longa duração e repetidas aplicações de
glifosato no solo mostraram um aumento na atividade microbiana comparado com solos
sem histórico de adição de glifosato, demonstrando que repetidas aplicações podem levar a
aumentos na atividade microbiana devido à utilização do glifosato como um substrato
disponível. Solos com alta atividade microbiana favorecem uma rápida degradação como
medido pela liberação de dióxido de carbono que correlaciona com os resultados da
atividade microbiana do solo.
Matos et al. (1997) avaliando o efeito da aplicação de dejetos de suínos na
população de bactérias em solo experimentos realizados em solo Podzólico Vermelho-
Amarelo na camada superficial do solo, constaram que a aplicação de dejetos de suínos
proporcionou aumento rápido da população microbiana em média, em razão da carga
orgânica viva e dos nutrientes adicionados ao solo.
As bactérias e fungos são os principais grupos de organismos do solo responsáveis
por cerca de 90% da atividade da biomassa (SIQUEIRA et al., 1994). A atividade
microbiana total prevê de maneira geral a capacidade da alteração da matéria orgânica em
habitats naturais sobre cerca de 90% nos fluxos de energia do meio ambiente através da
decomposição microbiana, apresentando uma boa correlação com a respiração da biomassa
microbiana (ADAM & DUNCAM, 2001).
Segundo Schnurer et al. (1985), os microorganismos do solo constituem um
excelente indicador das condições biológicas, além do incremento que causam à
produtividade agrícola, e qualquer problema no equilíbrio biológico do solo altera a
natureza e a proporção nos processos metabólicos na liberação de CO
2
.
A maioria dos dados do fluxo de C-CO
2
atribuída à atividade microbiana coincide
com os picos do CBM, porém algumas variações não contribuem para explicar a
38
variabilidade na superfície do solo. Aumentos na respiração seguida da adição de resíduo
de suíno podem resultar em um aumento do CBM ou sua atividade. Em geral, o aumento
da atividade respiratória tem sido usado para caracterizar os efeitos de distúrbios na
biomassa microbiana e sua atividade, seguido por declínio após recuperação das condições
de equilíbrio (ROCHETTE et al., 2004).
A evolução do CO
2
, como medição da respiração, representa a taxa de
decomposição total, uma vez que o CO
2
é liberado durante a biodegradação aeróbica da
maioria das substâncias orgânicas (SKAMBRACKS & ZIMMER, 1998). Vários fatores
incluindo temperatura, umidade, profundidade do solo, aeração e populações microbianas
determinam a taxa de efluxo de CO
2
para a superfície do solo e conseqüentemente a
atividade microbiana (BEHERA et al., 1990).
Em geral a atividade microbiana é mais intensa nos primeiros dias de aplicação dos
resíduos de suíno ao solo, devido ao processo de degradação do carbono orgânico
resultando em maior liberação de CO
2
, ocorrendo decréscimos posteriores com a redução
do fluxo de CO
2
. Esse comportamento é mostrado por Vieira et al. (2004) através de
avaliações da emissão de CO
2
advinda do carbono adicionado ao solo via esterco líquido
de suínos, durante quatro anos em pastagem natural. A taxa de liberação de C-CO
2
seguiu
uma tendência de crescimento, demonstrando que, provavelmente, o crescimento da
biomassa microbiana ocorreu decorrente do fornecimento de alimento. Aproximadamente
a partir do 15º dia após a aplicação, as taxas começaram a diminuir, tendendo a
estabilização. Para as doses de 40 a 80 m
3
ha
-1
mesmo após a estabilização da taxa
permaneceu superior ao controle (VIEIRA et al., 2004).
A utilização de resíduos de suínos, como fertilizante orgânico na agricultura, de
maneira consecutiva e por longos períodos, pode resultar em efeitos positivos ou negativos
nas propriedades químicas, físicas e biológicas do solo, causando um desequilíbrio nos
recursos naturais em sistemas agrícolas, sendo necessários estudos destes efeitos.
39
2 OBJETIVOS
2.1 Objetivo Geral
Avaliar as alterações nos atributos químicos e microbiológicos de um solo
cultivado em sistema de plantio direto com aplicação consecutiva em longo prazo de doses
crescentes de resíduos líquidos de suínos (chorume).
2.2 Objetivos Específicos
Caracterização do solo quanto ao pH, teor de matéria orgânica, acidez trocável,
acidez potencial e bases trocáveis.
Determinar a concentração de fósforo remanescente e nitrogênio nas formas de íons
amônio, nitrito, nitrato, em três camadas do perfil do solo após aplicação de doses
crescentes de 0, 30, 60, 90 e 120 m
3
ha
-1
ano
-1
de resíduos de suínos.
Avaliar o efeito da adição de doses crescentes de 0, 30, 60, 90 e 120 m
3
ha
-1
ano
-1
de
resíduos de suínos nas taxas de amonificação e nitrificação e no potencial nitrificante no
solo sob sistema de plantio direto.
Avaliar os efeitos da aplicação das doses de chorume no solo sobre a população de
microrganismos amonificadores e oxidantes no solo.
Quantificar o carbono e nitrogênio da biomassa microbiana e a atividade
microbiana através da hidrólise de diacetado de fluoresceína em função das doses aplicadas
de 0, 30, 60, 90 e 120 m
3
ha
-1
ano
-1
de resíduos de suínos.
40
3 MATERIAL E MÉTODOS
3.1 Descrição da área de estudo
O estudo foi realizado utilizando amostras de solo coletadas de um experimento de
longa duração instalado na Estação Experimental do Instituto Agronômico do Paraná –
IAPAR, em Palotina, Paraná, localizada a uma altitude de 290 m, 24º 17' 02" S e 53º 50'
24" W, com clima subtropical úmido, no ano de 1997. O solo é classificado como
Latossolo Vermelho Distroférrico (EMBRAPA, 1999), com textura argilosa. Os
tratamentos avaliados foram aplicações das doses de chorume de suínos de 0, 30, 60, 90 e
120 m
3
ha
-1
ano
-1
em cultivo de sistema de plantio direto, com as rotações soja/trigo
(Glycine max (L.) Merr/Triticum aestivum); milho/aveia+ervilhaca (Zhea mays L./Avena
sativa+Vicia sativa); soja/nabo forrageiro (Glycine max (L.) Merr/Raphanus sativus). Os
resíduos de suínos sempre foram aplicados em duas épocas do ano, metade da dose antes
do plantio da cultura de verão e outra metade após colheita de verão e antes do plantio da
cultura de inverno. As rotações foram: no verão soja ou milho e no inverno trigo ou aveia
com ervilhaca e nabo forrageiro. O delineamento experimental foi de blocos casualizados e
neste estudo utilizaram-se três repetições. Os resultados deste trabalho referem-se ao oitavo
ano de aplicação consecutiva do chorume de suínos, em setembro de 2005 no
florescimento do nabo forrageiro (Raphanus sativus).
3.2 Coleta e Armazenagem do solo
Para as avaliações, foi realizada uma coleta de solo em setembro 2005 durante o
florescimento da cultura de nabo forrageiro. As amostras de solo foram retiradas em oito
pontos de cada parcela com o auxilio de trado, tipo holandês, em três camadas de 0-10 cm,
10 a 20 cm e 20 a 30 cm de profundidade. As amostras foram transportadas para o
laboratório em caixas de isopor. As raízes, restos vegetais e outros fragmentos maiores
foram retirados das amostras e estas foram peneiradas em malha de 2 mm,
homogeneizadas, divididas em dois grupos de sub-amostras. As sub-amostras para as
avaliações microbiológicas foram armazenadas em sacos plásticos e mantidas em geladeira
na temperatura de aproximadamente 5 a 8ºC até a realização das análises. Para as análises
41
químicas o grupo de subamostras de solos foi colocado em estufas para secagem à
aproximadamente 60º C, por um período de 24 a 48 horas. O solo seco foi triturado em
moinho tipo martelo, passado em peneira de 2 mm de diâmetro e mantido em temperatura
ambiente. O solo seco moído é denominado de terra fina seca ao ar (TFSA).
3.3 Análises laboratoriais
3.3.1 Determinação da umidade das amostras de solo
Para a determinação da quantidade de água nas amostras utilizou-se o método da
secagem a 105
o
C até peso constante. Quantidades conhecidas de solo úmido
(aproximadamente 10 g) em frascos de vidro de 50 mL foram submetidas à secagem em
estufa a 105ºC durante 72 h. Antes da retirada das amostras da estufa para um dessecador
contendo sílica a temperatura foi reduzida para 50-55ºC. Pesou-se novamente e anotou-se a
massa de cada béquer contendo a amostra seca. A manipulação dos frascos contendo as
amostras foi realizada com o auxílio de uma pinça ou luva de amianto. Os cálculos da
umidade das amostras de solo foram realizados utilizando a seguinte fórmula: % Umidade
= (g solo úmido – g solo seco)/g solo seco x100.
3.3.2 Análise química do Solo
Os procedimentos para as determinações analíticas de carbono, pH, H+Al, Al
3+
,
Ca
2+
, Mg
2+
, P e K
+
foram realizadas de acordo com metodologias descritas por Pavan et al.,
(1992).
3.3.2.1 Determinação do pH
Transferiu-se 8 cm
3
de terra fina seca ao ar (TFSA) para um copo plástico de 60 mL
e adicionaram-se 20 mL da solução de CaCl
2
0,01 mol L
-1
, seguiu-se por agitação durante
15 minutos a 250 rpm e efetuou-se a leitura em potenciômetro após 30 minutos.
3.3.2.2 Determinação da acidez trocável (Al
3+
)
42
Adicionaram-se 10 cm
3
de TFSA a um erlenmeyer de 250 mL com uma solução de
100 mL de KCl 1 mol L
-1
, com agitação de 15 minutos e as amostras permaneceram em
repouso durante uma noite. A seguir, 15 mL do sobrenadante foi transferido para
erlenmeyer de 125 mL, adicionou-se 25 mL de água destilada, três gotas da solução de
azul de bromotimol 0,5% e foi efetuada a titulação com hidróxido de sódio 0,015 mol L
-1
.
Uma alíquota de 25 mL de KCl 1 mol L
-1
foi titulada sem o extrato de solo.
3.3.2.3 Determinação da acidez potencial (H
+
+ Al
3+
)
Adicionou-se 4 mL da solução de SMP (Shoemaker, Maclean e Pratt), que é
constituída por cloreto de cálcio, cromato de potássio, acetato de potássio, trietanolamina e
p-nitrofenol, em copo plástico contendo a amostra de solo utilizada para determinação do
pH em cloreto de cálcio 0,01 mol L
-1
. Agitou-se por 20 min a 220 rpm seguindo-se por
repouso durante uma noite. A seguir, as amostras foram agitadas por 10 minutos,
seguindo-se por repouso durante 30 minutos e realizada a leitura do pH com
potenciômetro. Para os cálculos foram utilizados os valores da tabela de conversão do pH
SMP para H
+
+ Al
3+
.
3.3.2.4 Determinação de Ca
2+
e Mg
2+
Transferiu-se 10 cm
3
de TFSA em erlenmeyer de 125 mL, adicionou-se 100 de KCl
1 mol L
-1
, agitou-se por 15 minutos seguindo-se por repouso durante uma noite. A seguir,
uma alíquota do sobrenadante de 0,1 mL e foram adicionados 4,9 mL de solução de
lantânio 0,1%. As determinações de cálcio e magnésio foram realizadas por
espectrofotometria de absorção atômica (EAA).
3.3.2.5 Determinação de P e K
+
(Mehlich-1)
Para a extração de P e K
+
do solo, foram transferidos 5 cm
3
de TFSA para um copo
plástico de 60 mL, adicionados 50 mL da solução Mehlich-1 (mistura de ácido sulfúrico
0,050 mol L
-1
+ ácido clorídrico 0,05 mol L
-1
). Para a determinação de P uma alíquota de 5
mL foi adicionada em tubos de 30 mL e adicionou-se 10 mL de uma solução constituída
43
por molibdato de amônio, ácido sulfúrico e subcarbonato de bismuto, uma pitada de ácido
ascórbico seguindo-se por agitação. Após 30 minutos foi efetuada a leitura no
espectrofotômetro a 630 nm. Para a determinação de K, foram transferidos 20 mL do
extrato-Mehlich-1 para tubo de ensaio de 30 mL e efetuou-se leitura no fotômeto de
chama.
3.3.2.6 Determinação de Carbono: Walkey – Black
Foi transferido 1 cm
3
de TFSA para erlenmeyer de 250 mL, adicionou-se 10 mL da
solução de dicromato de potássio 1 mol L
-1
e 10 mL de ácido sulfúrico concentrado. Após
30 minutos, adicionou-se 50 mL de água destilada, 3 mL de ácido fosfórico concentrado e
0,5 mL do indicador difenilamina 1%. As amostras foram tituladas com a solução de
sulfato ferroso 1 mol L
-1
até coloração verde.
3.3.2.7 Determinação do Fósforo Remanescente
Foi utilizada a metodologia descrita por Alvarez et al. (2000). Pesaram-se 2,5 g de
solo úmido em um erlenmeyer de 125 mL e adicionou-se 25 mL da solução de CaCl
2
.
2H
2
O 0,01 mol L
-1
contendo 60 mg L
-1
de P. Agitou-se por 5 minutos, deixando em
repouso durante aproximadamente 16 horas. Após o repouso, tomou-se uma alíquota de
0,5 mL do extrato e 0,5 mL da solução CaCl
2
0,01 mol L
-1
, adicionou-se 9 mL de solução
constituída por ácido ascórbico, subcarbonato de bismuto, ácido sulfúrico e molibdato de
amônio. Decorridos 30 minutos de reação procedeu-se a leitura no espectrofotômetro em
comprimento de onda de 725 nm. A curva analítica foi preparada partir da solução de
fosfato diácido de potássio nas concentrações de 0; 0,2; 0,4; 0,6; 0,8 e 1 mg de P L
-1
. Os
valores de fósforo remanescente foram expressos em mg de P por grama de solo seco.
3.3.2.8 Determinação do Nitrogênio Inorgânico (N-NH
4
+
, N-NO
2
-
e N-NO
3
-
)
Para a determinação dos teores de amônio (N- NH
4
+
), nitrito (N- NO
2
-
) e nitrato (N-
NO
3
-
) foi preparado um extrato único utilizando-se 10 g de solo úmido em erlemmeyer de
250 mL contendo 50 mL de solução de cloreto de potássio 2 mol L
-1
. As suspensões 1:5
44
(m:v) solo: solução extratora foram agitadas por 1 h, centrifugadas a 2000 rpm por 5 min,
filtradas em papel de filtro qualitativo e armazenadas em frascos plásticos de 100 mL a -
18º C até a realização das determinações.
3.3.2.8.1 Determinação do N-amônio
Para a determinação da concentração de amônio nas amostras de solo utilizou-se a
metodologia descrita por Kempers & Zweers (1986). Foram adicionados 1,0 mL do
extrato, 6,0 mL de água deionizada, 1,0 mL da solução de ácido salicílico 5%, 1,0 mL da
solução de nitroprussiato de sódio 0,1% e 1,0 mL da solução de hipoclorito de sódio
0,15%, em tubos de ensaio de 25 mL. As amostras foram homogeneizadas em agitador de
tubos. Após 60 minutos, foi efetuada a leitura em espectrofotômetro UV-Vis a 697 nm.
Para a construção da curva analítica foram preparados padrões a partir da solução de
sulfato de amônio 0,1 g L
-1
. Pipetaram-se os volumes de 0,5, 1, 2, 4, 6, 8 e 10 mL, em
balões volumétricos de 100 mL, onde o volume foi completado com água destilada,
resultando nas respectivas concentrações de 0,5, 1,0, 2,0, 4,0, 6,0, 8,0 e 10,0 mg L
-1
.
Pipetou-se 1,0 mL dos padrões e seguiu-se o mesmo procedimento utilizado para as
amostras. Os valores do amônio foram expressos em µg de N-NH
4
+
(g de solo seco)
-1
.
3.3.2.8.2 Determinação do N-nitrito
Para a determinação da concentração de nitrito utilizou-se a metodologia descrita
por Kleinhofs & Warner (1990). Foram adicionados 2,0 mL do extrato, 2,0 mL de solução
de sulfanilamida 0,1% em ácido clorídrico 3 mol L
-1
e 2,0 mL da solução de n-naftil
etileno diamina 0,01%, em tubos de ensaio de 25 mL. As amostras foram homogeneizadas
e foi efetuada a leitura em espectrofotômetro UV-Vis a 540 nm. Para a construção da curva
analítica foram preparados padrões a partir da solução de nitrito de sódio 0,1 g L
-1
,
previamente preparada. Pipetaram-se os volumes de 0,5, 1, 2, 4, 6, 8 e 10 mL, em balões
volumétricos de 100 mL e o volume foi completado com água destilada, resultando nas
respectivas concentrações de 0,5, 1,0, 2,0, 4,0, 6,0, 8,0 e 10,0 mg L
-1
. Pipetou-se 2,0 mL
dos padrões e seguiu-se o procedimento utilizado para as amostras. Os valores do nitrito
foram expressos em µg de N-NO
2
–
(g de solo seco)
-1
.
45
3.3.2.8.3 Determinação do N-nitrato
Para a avaliação da concentração de nitrato utilizou-se a metodologia descrita por
Myazawa et al. (1985). Foram adicionados 6,0 mL do extrato em tubos de ensaio de 25
mL. Em seguida, foi efetuada a leitura em espectrofotômetro UV-Vis pela diferença dos
comprimentos de onda 210 e 239 nm. Para a construção da curva analítica foram
preparados padrões a partir de uma solução de nitrato de potássio 0,1 g L
-1
. Em balões
volumétricos, foram pipetadas alíquotas de 0,5, 1,0; 2,0; 4,0; 6,0; 8 e 10,0 mL e o volume
foi completado para 100 mL com água destilada, resultando nas respectivas concentrações
de: 0,5, 1,0, 2,0, 4,0, 6,0, 8,0 e 10,0 mg L
-1
. Pipetaram-se 6,0 mL dos padrões e seguiu-se o
procedimento utilizado para as amostras. Os resultados foram expressos em µg de N-NO
3
-
(g de solo seco)
-1
.
3.3.2.9 Avaliação do Potencial Nitrificante, Taxa de Nitrificação e Amonificação
O potencial nitrificante foi avaliado utilizando-se a metodologia segundo Berg &
Rosswall (1985), descrita por Andrade et al. (1994). Transferiram-se 100 g de solo úmido
para frascos de 300 mL com tampa e adicionou-se 2 mL de sulfato de amônio contendo
125 µg de N/g de solo. O solo foi misturado e incubado no escuro, a 25ºC, durante 36 dias.
Como controle, preparou-se nas mesmas condições, amostras de solo sem a adição de
nitrogênio. Os teores de nitrato e amônio foram determinados antes e após a incubação. O
potencial nitrificante foi calculado mediante a diferença do teor do nitrato final e nitrato
inicial e os resultados foram expressos em µg de N-NO
3
-
/10 g solo seco. A amonificação
foi calculada através da soma do nitrogênio total inicial e a diferença do nitrogênio total
final e o nitrogênio adicionado. A porcentagem da taxa de nitrificação foi calculada
mediante a razão do resultado por dia da diferença do nitrato final subtraído do inicial e o
resultado do teor de amônio adicionado somado a taxa de amonificação.
3.3.3 Avaliações dos Microrganismos Amonificadores, Oxidantes do Nitrito e
Desnitrificadores
3.3.3.1 Preparo das suspensões diluídas de solo
46
Para avaliação da população dos microrganismos amonificadores e nitrificadores
foi utilizado a metodologia descrita por Andrade et al. (1994). Foram transferidos 10 g de
solo úmido para erlenmeyers de 125 mL contendo 90 mL da solução salina estéril e pérolas
de vidro, seguida de agitação por 30 minutos, a 170 rpm. Em câmara de fluxo laminar com
filtros, para manter ambiente asséptico, foi transferido 1 mL da diluição 10
-1
e realizadas
diluições sucessivas do solo até a 10
-9
em tubos com 9 mL de solução salina, esterilizada
em autoclave a 121ºC. Em seguida as suspensões foram inoculadas nos meios de cultura
específicos para cada microrganismo. Utilizaram-se três diluições decimais e repetições de
três tubos para estimar o Número Mais Provável (NMP) de células viáveis dos
microrganismos (amonificadores, oxidantes do nitrito e desnitrificadores), realizada com a
utilização das tabelas de ocorrência e os limites mínimo e máximo do intervalo de
confiança a 95% de probabilidade (ANDRADE et al., 1994).
3.3.3.2 Estimativa da população de microrganismos amonificadores
Foi utilizado o meio de cultura constituído por sais, uma fonte de nitrogênio
orgânico e corante para detectar a presença de amônia, proveniente da atividade dos
microrganismos. Em tubos de ensaio com 4 mL do meio de cultura líquido Sarathchandra
(1978), autoclavado, foram transferidos 1 mL de três suspensões diluídas (10
-6
a 10
-8
) com
três repetições e incubados no escuro, a 28ºC, durante três dias. No terceiro dia de
incubação, a determinação do número de células viáveis foi realizada pela observação
visual da produção de amônia, ou seja, mudança da coloração laranja para rosa, devido à
elevação do pH acima de 7,0. Os tubos com mudança na coloração foram anotados como
positivos, presença, e os sem alteração como negativos, ausência de microrganismos
amonificadores. A estimativa do número mais provável (NMP) de células viáveis de
amonificadores foi realizada utilizando tabelas de probabilidades e os dados expressos em
base de solo seco.
3.3.3.3 Estimativa da população de microrganismos nitrificadores
Para a avaliação do crescimento das bactérias oxidantes do nitrito foi utilizado o
meio de cultura inorgânico líquido, descrito por Schmidt e Belser (1982). Transferiu-se 1
47
mL da suspensão diluída de solo para 4 mL do meio de cultura estéril em tubo de ensaio,
com três repetições. Incubou-se a 28ºC no escuro durante seis semanas. A detecção da
presença ou ausência das bactérias nitrificadoras foram utilizados os reagentes de Griess-
Ilosvay. Transferiu-se 0,1 mL do meio inoculado para uma placa teste e adicionou-se uma
gota do reagente “diazoting reaget” (solução de sulfanilamida) e uma gota do reagente
“coupling reagent” (N-naphtyl ethylenediamine hydrochloride). O desenvolvimento da
coloração rosa indica a presença de nitrito e o tubo é anotado como negativo, ausência de
bactérias oxidante do nitrito e, se apresentar coloração rosa é anotado como positivo,
presença de oxidantes do nitrito. Adotou-se a tabela de três diluições para obter o número
mais provável de células viáveis de nitrificadores, expressos em número de células g
-1
solo
seco.
3.3.3.4 Estimativa da população de microrganismos desnitrificadores
A população de microrganismos desnitrificadores foi avaliada segundo método
descrito por Tiedje (1982), utilizando-se meio de cultura líquido com extrato de carne, sais
e nitrato de potássio. Transferiu-se 1 ml da suspensão de solo para 4 mL do meio de cultura
estéril em tubo de ensaio, com três repetições. Incubou-se a 28ºC no escuro durante 14
dias. Transferiu-se 0,1 mL do meio inoculado para uma placa teste e adicionou-se uma
gota do reagente difenilamina. A coloração azul indica a presença de nitrito e o
desenvolvimento de coloração foi considerado evidência de denitrificação. Adotou-se a
tabela de três diluições para obter o número mais provável de células viáveis de
desnitrificadores, expressos em número de células (g solo seco)
-1
. A microbiota
desnitrificadora foi estimada pela técnica do número mais provável (NMP) modificada por
Tiedje (1982). Três tubos como replicatas e diluições decimais foram incubadas durante
sete dias a 28ºC em meio de cultura de extrato de carne contendo 5 mmol L
-1
de nitrato de
potássio. Os resultados foram expressos em NMP por g de solo seco.
3.3.4 Determinação do nitrogênio e carbono da biomassa microbiana
O carbono e nitrogênio da biomassa microbiana foram avaliados pelo método de
fumigação-extração, segundo metodologia modificada de Vance et al. (1987) para o
48
carbono e de Brookes et al. (1985) para o nitrogênio. Pesaram-se 20 g de solo em um
béquer de 50 mL e as amostras foram divididas em fumigadas e não fumigadas. As
amostras fumigadas foram condicionadas em dessecador, com presença de 50 mL de
clorofórmio purificado, em seguida foram submetidas a vácuo por 5 minutos e incubada
por 18 horas no escuro. O mesmo procedimento foi realizado com as amostras não
fumigadas sem a presença do clorofórmio. Após a incubação foram extraídos o nitrogênio
e carbono microbiano com 80 mL de sulfato de potássio 0,5 M em erlenmeyer de 250 mL.
As amostras foram agitadas por 1 h a 200 rpm, e centrifugadas a 2000 rpm, filtradas com
papel qualitativo em frascos plásticos de 100 mL e armazenadas a temperatura de -18ºC. A
concentração do nitrogênio microbiano no extrato foi determinada pelo método Kjeldahl
(BREMNER, 1965), por digestão com ácido sulfúrico concentrado e catalisador
constituído de sulfato de potássio e sulfato cuprico (10:1), e determinação pelo método de
verde de salicílico, com leitura em espectrofotômetro a 697 nm (KEMPERS et al., 1986).
A quantidade de carbono das amostras de solo fumigadas e não-fumigadas foi obtida
através da oxidação com dicromato de potássio em meio fortemente ácido. Para uma
alíquota de 8 mL do extrato, com adição de dicromato de potássio e ácido sulfúrico, o
excesso de dicromato foi titulado com sulfato ferroso amoniacal usando difenilamina como
indicador e o teor de carbono foi calculado pela quantidade de dicromato reduzido. A
biomassa microbiana, medida como carbono e nitrogênio, foi determinada pela diferença
entre as amostras fumigadas e não fumigadas utilizando um fator de correção Kc de 0,33
para o carbono e de 0,54 para o nitrogênio. Os resultados do carbono e nitrogênio da
biomassa microbiana foram expressos em µg de C ou µg N (g de solo seco)
-1
.
3.3.5 Atividade microbiana no solo
A estimativa da atividade microbiana foi efetuada segundo o método de hidrólise
do diacetato de fluoresceína (FDA) de acordo com Schnurer et al. (1982). Amostras de
solo (5 g) foram colocadas em erlenmeyers de 125 mL, acrescentou-se 20 mL de tampão
fosfato e adicionou-se a solução de diacetato de fluoresceína para uma concentração final
de 2 mg µL
-1
. Os frascos foram fechados com papel alumínio e colocados em agitador a
150 rpm a 25ºC, por 20 minutos. Após esse período de incubação, a reação é interrompida
pela adição de 20 mL de acetona. A suspensão de solo foi centrifugada a 2000 rpm por 10
minutos e filtrada em papel qualitativo. Alíquotas de 8 mL do sobrenadante foram
49
utilizadas para análise em espectrofotômetro a 490 nm. A curva de calibração foi realizada
nas concentrações de 0, 25, 50, 100, 150 e 200 µg de FDA, previamente hidrolisados pelo
calor. Adicionou-se 5 mL de tampão fosfato em tubos de ensaio e volume necessário de
solução de FDA para as concentrações acima (0, 25, 50, 100, 150 e 200 µg de FDA). As
amostras foram levadas à ebulição por cinco minutos em banho-maria, seguida por
resfriamento até a temperatura ambiente. Pesaram-se 5 g de amostra de solo para cada
concentração da curva padrão em erlenmeyer de 125 mL, adicionaram-se as diferentes
concentrações de FDA e 15 mL de tampão fosfato, e a seguir foi feito o mesmo
procedimento com as amostras de solo. Os resultados foram expressos em µg de
fluoresceína hidrolisado (g de solo seco
-1
).
3.4 Análise Estatística
Os dados obtidos foram submetidos à análise da variância e quando significativo,
foi aplicado um teste de comparação de médias. A análise estatística dos dados foi
realizada com auxilio do programa estatístico SISVAR Versão 4.6 (FERREIRA, 2003). Os
resultados do NMP dos microrganismos foram transformados em log
10
antes de serem
submetidos à análise estatística. Foram estabelecidas correlações de Pearson a 5 % de
probabilidade entre as variáveis estudadas.
50
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Características químicas do solo
Os resultados de algumas propriedades químicas avaliadas na camada de 0-10 cm
do solo sob sistema de plantio direto, em função da adição do chorume, são apresentados
na Tabela 1.
Tabela 1. Características químicas na camada de 0-10 cm em Latossolo Vermelho
distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo forrageiro sob
sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
Doses de
chorume
P C pH Al
3+
H+Al Ca
2+
Mg
2+
K
+
m
3
ha
-1
ano
-1
mg dm
-3
g kg
-1
---------------- cmol
c
dm
-3
solo
-1
-------------
0 30,80 b 22,19 4,97 0,04 4,85 b 4,85 1,92 0,88
30 64,47a 24,79 5,10 0,04 4,61 b 5,67 2,26 0,81
60 68,37a 23,05 4,93 0,03 5,10 b 4,81 2,00 1,04
90 75,03a 23,25 4,97 0,02 5,62ab 4,56 2,01 0,98
120 81,20a 30,44 4,93 0,01 6,20a 5,58 2,08 1,21
DMS 30,23 11,91 0,63 0,11 1,01 2,11 0,79 0,71
CV (%) 17,58 17,91 4,68 141,36 7,16 15,44 14,40 26,74
DMS=diferença mínima significativa; CV=coeficiente de variação. pH medido em solução de
CaCl
2
0,01 mol L
-1
. Extratores KCl 1 mol L
-1
para as determinações do (Ca
2+
e Mg
2+
e H
+
+Al
3+
).
Extrator Mehlich-1 para o P e K
+
. Médias seguidas da mesma letra dentro de cada coluna não
apresentam diferenças significativas pelo teste de Tukey (P > 0,05).
Os resultados mostram aumentos significativos e crescentes dos teores de P
disponível, com o aumento das doses de chorume adicionadas, com valores variando de 30
a 81 mg dm
-3
. Verificou-se também, diferenças significativas na acidez potencial (6,20
cmol
c
dm
-3
solo
-1
) com aplicação da dose de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
, quando comparados aos
demais tratamentos (4,85 a 5,62 cmol
c
dm
-3
solo
-1
). Por outro lado, as adições de chorume
no solo não promoveram alterações significativas nos valores de C, pH, Al
3+
, Ca
2+
, Mg
2+
e
K
+
, na camada arável de 0-10 cm (Tabela 1). Entretanto, para a concentração de
Mg
2+
observa-se aumentos médios de 37%
entre o tratamento controle e o tratamento que
recebeu a dose de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
de resíduos de suínos.
Na Tabela 2 são apresentados os resultados das características químicas para a
camada de 10-20 cm do solo, sob sistema de plantio direto, em função da adição do
chorume.
51
Tabela 2. Características químicas na camada de 10-20 cm em Latossolo Vermelho
distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo forrageiro sob
sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
Doses de
chorume
P C pH Al
3+
H+Al Ca
2+
Mg
2+
K
+
m
3
ha
-1
ano
-1
mg dm
-3
g kg
-1
----------------cmol
c
dm
-3
solo
-1
--------------
0 9,87 b 13,71 4,47 0,16 5,52 b 3,98 1,26 b 0,50
30 26,57ab 15,09 4,97 0,00 4,18ab 4,57 1,68ab 0,77
60 34,77a 14,04 4,60 0,08 5,67ab 4,07 1,56ab 0,82
90 39,56a 14,16 4,43 0,33 6,77a 3,68 1,66ab 0,77
120 48,73a 14,46 4,87 0,07 6,68a 4,84 1,76a 0,83
DMS 17,79 5,66 0,83 0,45 2,31 2,91 0,42 0,71
CV (%) 23,71 14,58 6,66 129,78 14,87 25,59 9,95 36,17
DMS=diferença mínima significativa; CV=coeficiente de variação. pH medido em solução de
CaCl
2
0,01 mol L
-1
. Extratores KCl 1 mol L
-1
para as determinações do (Ca
2+
e Mg
2+
e H
+
+Al
3+
).
Extrator Mehlich-1 para o P e K
+
. Médias seguidas da mesma letra dentro de cada coluna não
apresentam diferenças significativas pelo teste de Tukey (P > 0,05).
Para os teores de P disponível no solo sob plantio direto na camada de 10-20 cm, os
tratamentos que receberam chorume nas doses de 60 a 120 m
3
ha
-1
ano
-1
diferiram
significativamente (P<0,05) do tratamento controle, com aumentos crescentes com o
aumento das doses, mas sem diferenças significativas entre si (Tabela 2).
Observa-se também na Tabela 2 que as concentrações de H+Al e de Mg
2+
foram
maiores no solo das parcelas com adições de chorume nas doses de 90 e 120 e 120 m
3
ha
-1
ano
-1
, respectivamente. Entretanto, os valores médios de C, pH, Al
3+
, Ca
2+
e K
+
,
observados nas camadas subsuperficiais do solo, não foram afetados significativamente
pela adição de chorume.
Na Tabela 3 são apresentados os resultados das características químicas para a
camada de 20-30 cm do solo, sob sistema de plantio direto, em função da adição do
chorume.
No solo cultivado sob sistema de semeadura direta, na profundidade de 20 a 30 cm,
foram observados aumentos significativos promovidos pela adição de chorume de suínos
em relação ao tratamento controle (sem chorume) para a concentração de P na dose de 120
m
3
ha
-1
ano
-1
, sem alterações significativas nas demais características avaliadas. No
entanto, a concentração de Mg
2+
e de K
+
apresentaram aumentos médios de 38% e 90%
entre o tratamento controle e a dose de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
, respectivamente (Tabela 3).
52
Tabela 3. Características químicas na camada de 20-30 cm em Latossolo Vermelho
distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo forrageiro sob
sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
Doses de
chorume
P C pH Al
3+
H+Al Ca
2+
Mg
2+
K
+
m
3
ha
-1
ano
-1
mg dm
-3
g kg
-1
----------------cmol
c
dm
-3
solo
-1
-------------
0 3,27 b 11,31 4,83 0,07 4,53 4,39 1,22 0,41
30 6,10ab 12,37 5,17 0,10 4,47 5,82 1,41 0,52
60 7,73ab 11,98 4,93 0,03 4,33 4,47 1,45 0,68
90 8,40ab 10,95 4,80 0,10 4,96 4,05 1,56 0,65
120 13,47a 10,51 5,53 0,02 4,33 4,36 1,68 0,78
DMS 8,01 3,39 0,96 0,25 2,16 2,65 0,53 0,60
CV (%) 38,27 11,04 7,10 150,09 17,75 21,35 13,56 36,77
DMS=diferença mínima significativa; CV=coeficiente de variação. pH medido em solução de
CaCl
2
0,01 mol L
-1
. Extratores KCl 1 mol L
-1
para as determinações do (Ca
2+
e Mg
2+
e H
+
+Al
3+
).
Extrator Mehlich-1 para o P e K
+
. Médias seguidas da mesma letra dentro de cada coluna não
apresentam diferenças significativas pelo teste de Tukey (P > 0,05).
A figura 1 sumariza os dados da distribuição do P disponível (Mehlich-1) no perfil
do solo em função das aplicações do chorume, para ilustrar a movimentação deste
elemento em solos argilosos cultivados em sistema de plantio direto.
Foram observados aumentos de P até a camada de solo de 20-30 cm de
profundidade com aplicação de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
de chorume (Figura 1). A movimentação
de P no perfil do solo após aplicações de fertilizantes com fósforo, geralmente, é
considerada sendo mínima. Entretanto, existem relatos de percolação de fósforo para as
camadas de 30 a 40 cm após altas aplicações de resíduos de animais. Após um período de
14 anos de aplicações de resíduos líquidos de suínos, a lixiviação ou percolação de
compostos de fosfato foi sugerida por Hountin et al. (2000), como sendo o processo
responsável pela distribuição do P nas camadas do solo. Neste mesmo trabalho, os autores
observaram uma alta correlação entre o conteúdo de carbono orgânico e o P orgânico no
perfil do solo. Os riscos de maiores perdas de P através da lixiviação parecem ser maiores
em solos com alto conteúdo de matéria orgânica e altos conteúdos de P provenientes de
fertilizantes de resíduos orgânicos por longos períodos.
53
a
a
a
ab
a
a
ab
a
a
ab
ab
a
b
b
b
0 20406080
20-30 cm
10-20 cm
0-10 cm
Doses de resíduos de suínos (m
3
ha
-1
ano
-1
)
P (Mehlich-1), mg dm
-3
solo
-1
100
0
30
60
90
120
Figura 1. Concentração de fósforo disponível (Mehlich-1) nas camadas de 0-10, 10-20 e
20-30 cm em Latossolo Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno,
cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três
repetições.
4.2 Fósforo Remanescente
Na figura 2, são apresentados os teores de P remanescentes no solo nas camadas de
0-10 cm, 10-20 cm e 20-30 cm de profundidades, respectivamente, com diferentes
quantidades de resíduo líquido de suínos sob sistema de semeadura direta.
Na camada de 0-10 cm observa-se influência significativa da aplicação de chorume
sobre os teores de P remanescente somente entre o tratamento que recebeu a dose de 120
m
3
ha
-1
ano
-1
e o tratamento controle. A adição de resíduo de suíno ao solo contribuiu com
maior disponibilidade de P remanescente na solução do solo em relação ao controle,
resultando em aumentos médios de 24%, 52%, 48% e 68% , para as doses de 30, 60, 90 e
120 m
3
ha
-1
ano
-1
, respectivamente (Figura 2).
Para a camada de 10-20 cm houve um comportamento semelhante à superfície do
solo. A concentração de P remanescente do solo para o tratamento que recebeu a dose de
120 m
3
ha
-1
ano
-1
diferiu-se significativamente das doses de 0 e 30 m
3
ha
-1
ano
-1
, sendo que
a adição do resíduo de suíno favoreceu incrementos de P remanescente no solo (Figura 2).
54
Observaram-se aumentos crescentes de P remanescente em função das doses aplicadas, no
entanto, somente a adição da dose de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
promoveu efeitos significativos em
relação aos tratamentos controle e a dose de 30 m
3
ha
-1
ano
-1
.
a
a
a
a
ab
ab
a
ab
ab
a
b
ab
a
b
b
0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6
20-30 c
m
10-20 c
m
0-
10 cm
Doses de chorume (m
3
ha
-1
ano
-1
)
P remanescentes mg P g
-1
solo
-1
0
30
60
90
120
Figura 2. Teores de P remanescente nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm em Latossolo
Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo
forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
Em relação ao controle, os teores de P remanescente no solo resultaram em
aumentos médios de 22%, 56%, 42% e 95% , para aplicação de resíduos de suínos nas
doses de 30, 60, 90 e 120 m
3
ha
-1
ano
-1
, respectivamente, para a camada de 10-20 cm
(Figura 2).
Não houve efeitos da adição de chorume sobre o P remanescente na camada de 20-
30 cm. Entretanto, comparando os tratamentos sem e com chorume, observa-se aumentos
médios de 50%, 68% para as doses de 30, 60 m
3
ha
-1
ano
-1
, respectivamente e 90% para as
doses de 90 e 120 m
3
ha
-1
ano
-1
(Figura 2).
Maior disponibilidade de P remanescente foi verificada na camada superficial do
solo, ocorrendo diminuição para as camadas subsuperficiais. No perfil do solo verifica-se
55
uma redução média nos teores de P remanescente de 72%, 76 % e 55 % entre as camadas
de 0-10 cm e 10-20 cm, 10-20 cm e 20-30 cm, e 0-10 cm e 20-30 cm, respectivamente
(Figura 2).
Considerando que foi adicionada a mesma quantidade de P nas amostras de solo,
pode-se inferir que à medida que aumenta a quantidade de fósforo adicionado ao solo
através das doses de chorume, ocorre a saturação dos sítios de adsorção, pela existência de
cargas elétricas de superfície nas partículas minerais e orgânicas, no caso a matéria
orgânica e a argila no solo, e conseqüentemente, resulta em aumento da disponibilidade de
P na solução do solo. A reação é favorecida pelo baixo pH da solução do solo e ocorre,
principalmente com óxido de ferro e alumínio na superfície de óxidos.
Para as duas últimas camadas, a capacidade de adsorção de P foi superior à
superfície do solo (Figura 2), isto pode ser devido a maior acidez, teores de argila e
principalmente, a presença de óxidos de Fe e Al na fração argila (MENDES, 2002).
4.3 Concentração de amônio, nitrato e N inorgânico total no perfil do solo
Os teores de amônio (N-NH
4
+
), nitrato (N-NO
3
-
) e N-inorgânico total, nas camadas
de 0-10 cm; 10-20 cm e 20-30 cm de profundidade no perfil do solo cultivado com nabo
forrageiro sob sistema de semeadura direta e com aplicações consecutivas de chorume, são
apresentados nas tabelas 4, 5 e 6.
As concentrações do amônio (N-NH
4
+
) determinadas nas camadas de 0-10 cm; 10-
20 cm e 20-30 cm de profundidade do solo, sob sistema de semeadura direta, mostraram
valores médios variando entre 30 a 33,0 µg N-NH
4
+
g
-1
solo
-1
e, não foi observado efeito
significativo da aplicação consecutiva por oito anos das doses de resíduos líquidos de
suínos (Tabela 4). Estes resultados corroboram com os dados obtidos por Prando et al.
(2004) que não observaram percolação do amônio (NH
4
+
) no perfil de Latossolo Vermelho
distrófico argiloso após três anos da aplicação de dejetos de suínos nas
doses de 25 m
3
ha
-1
a 100 m
3
ha
-1
.
Os resultados discutidos neste trabalho foram obtidos quatro meses após a ultima
aplicação do resíduo de suíno, portanto tempo suficiente para ocorrer os processos de
mineralização do N orgânico adicionado. O nitrogênio adicionado ao solo proveniente dos
resíduos de suínos, que se encontram, principalmente, na forma disponível de N-NH
4
+
,
56
pode ter sido rapidamente oxidado a NO
3
-
. Estes íons (NO
3
-
) devem ter sido absorvidos no
cultivo do nabo forrageiro, como também lixiviado, volatilizado, imobilizado ou
desnitrificado no solo, restando nitrogênio mineralizado a partir da grande quantidade de
matéria orgânica dos resíduos vegetais na superfície do solo, cujos valores para a camada
de 30 cm ainda permaneciam em torno de 10 mg C g
-1
solo
-1
(Tabela 3).
Tabela 4. Teores de amônio (N-NH
4
+
) nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm em
Latossolo Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado
com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
Amônio (N-NH
4
+
)
Doses chorume de
suínos
0-10 cm 10-20 cm 20-30 cm
M
3
ha
-1
ano
-1
--------------µg (g de solo seco)
-1
----------------
0 29,57 32,93 33,23
30 29,96 31,50 31,67
60 32,35 31,56 31,98
90 31,14 30,77 32,55
120 30,94 32,14 32,93
DMS 5,02 3,46 2,33
Cv (%) 6,07 4,06 2,68
DMS=diferença mínima significativa; CV=coeficiente de variação. Médias seguidas da
mesma letra dentro de cada coluna não apresentam diferenças significativas pelo teste de
Tukey (P>0,05).
O nitrito (N-NO
2
-
) no solo, em todos os tratamentos avaliados, não foi detectado
devido à baixa sensibilidade do método utilizado. Em todos os tratamentos a concentração
do nitrito resultou concentração abaixo de 1 µg N-NO
2
-
g
-1
solo
-1
. Estes resultados
concordam com o trabalho de Mantovani et al. (2003), que considerou desprezível a
concentração de N-NO
2
-
presente nas amostras de solo. Sob condições naturais, em
ausência de poluição, a idéia de acúmulo de N-NO
2
-
, em ambos os ecossistemas terrestre e
aquático, é muito raro (SMITH et al., 1997).
Na Tabela 5 verifica-se que a quantidade de nitrato (N-NO
3
-
), independente da
profundidade avaliada não sofreu alterações significativas pela adição das doses de
chorume.
Observaram-se maiores acúmulos de nitrato com valores médios de 11 µg N-NO
3
-
g
-1
solo
-1
, na camada de 0 - 10 cm de profundidade do solo e com a aplicação da dose de
120 m
3
ha
-1
ano
-1
, representando aumento de 23% em relação ao controle. Verificam-se
concentrações decrescentes dos teores de nitrato no perfil do solo com concentrações
médias variando entre 6,3 a 10,8 µg N-NO
3
-
(g de solo seco)
-1
, indicando uma possível
57
percolação de nitrato através do perfil do solo. Apesar dos valores constantes dos teores de
NH
4
+
nas três camadas, observa-se que os processos de nitrificação foram reduzidos
através do perfil do solo. Estes resultados evidenciam que durante o período de avaliação,
provavelmente, devido a menor precipitação pluviométrica e/ou a absorção pela cultura
(nabo forrageiro) associada ao tipo de manejo do solo (plantio direto), a movimentação
desta forma de nitrogênio no perfil do solo foi insignificante (Tabela 5).
Tabela 5. Teores de nitrato (N-NO
3
-
) nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm em Latossolo
Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo
forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
Nitrato (N-NO
3
-
)
Doses de chorume de
suínos
0-10 cm 10-20 cm 20-30 cm
m
3
ha
-1
ano
-1
--------------µg (g de solo seco)
-1
----------------
0 8,73 6,45 6,67
30 8,92 6,26 6,66
60 8,59 6,47 6,62
90 8,54 6,36 6,76
120 10,75 6,36 7,08
DMS 4,76 0,33 0,56
Cv (%) 19,46 1,90 3,09
DMS=diferença mínima significativa; CV=coeficiente de variação. Médias seguidas da
mesma letra dentro de cada coluna não apresentam diferenças significativas pelo teste de
Tukey (P>0,05).
As concentrações de nitrato (Tabela 5) foram inferiores aos teores de amônio
(Tabela 4) em todos os tratamentos de chorume e nas três camadas de solo. Resultados
similares em condições controladas com o uso de fertilizante a base de uréia foram obtidos
por Araújo et al. (2004). Os autores encontraram maiores teores de amônio em relação a
nitrato, analisando a movimentação de nitrato e amônio lixiviado em coluna de Latossolo
Roxo distroférrico indeformado, com textura argilosa, e constataram valores médios em
torno de 10 µg N-NO
3
-
L
-1
e valores máximos de amônio em torno de 18 µg de N-NH
4
+
L
-
1
.
Smith et al. (1997) observaram que, no processo de nitrificação do amônio ocorre
uma diminuição na concentração deste íon e um aumento nas concentrações de nitrato. Nos
dejetos de suínos, a maior parte do N presente, em média 55% está na forma de N-NH
4
+
e
o restante em média 45% na forma de N-orgânico (GUIDINI et al., 2002). Portanto, quatro
meses após a última aplicação pode-se inferir que a maior parte do N-orgânico adicionado
na forma de dejetos de suínos já sofreram processos de mineralização e nitrificação, e/ou
58
foram consumidos pelas culturas, restando no solo apenas a influência dos resíduos
vegetais em condições muito próximas ao controle.
A dinâmica do nitrogênio no solo, também pode ser muito semelhante aos estudos
conduzidos por Ceretta et al. (2005), em ensaios com água de escorrimento da chuva, em
solo (Argissolo Vermelho distrófico arênico) com aplicação recente de dejetos líquidos de
suínos sob plantio direto de longa duração. Também observaram que as concentrações de
N-NH
4
+
prevaleciam sobre as de N-NO
3
-
. Os valores de nitrato passaram a predominar
sobre o N-NH
4
+
somente após 29 dias após a aplicação do dejeto. A predominância dos
íons de amônio ou nitrato, no solo ou na água de escoamento superficial do solo, está
diretamente relacionada tanto com a quantidade e com o intervalo entre as aplicações dos
resíduos de suínos.
Resultados contrários a este experimento foram obtidos por Prando et al. (2004), no
qual avaliaram a movimentação de nitrogênio nas formas de nitrato (NO
3
-
) e amônio
(NH
4
+
) no solo, a quantidade de nitrato (NO
3
-
) e amônio (NH
4
+
) percolado e o acúmulo de
nitrogênio no solo após três anos de aplicações de dejetos líquidos de suínos em um
Latossolo Vermelho distrófico argiloso com cultivos de soja e milho, coletados com trado,
em diferentes profundidades (0 a 120 cm). Dejetos de suínos aplicados nas doses de 25 m
3
ha
-1
a 100 m
3
ha
-1
, acarretaram aumento nos teores médios de nitrato no perfil do solo a
medida que a profundidade foi aumentando, sendo que os maiores teores foram detectados
abaixo de 40 cm de profundidade. Os teores de amônio foram semelhantes ao longo do
perfil do solo e menores do que os teores de nitrato, ocasionado pelo constante processo de
nitrificação do N orgânico. Também não apresentou efeitos cumulativos com os anos de
aplicação.
Aplicações sucessivas de dejetos de suínos, durante três anos, em coluna de solo
(Argissolo Vermelho distrófico arênico), mostrou que as concentrações de nitrato na
solução do solo variaram em função da quantidade de N aplicado e do estágio de
desenvolvimento das culturas (MOREIRA et al., 2002a; MOREIRA et al., 2002b). No
primeiro ano, a utilização de dejetos antes da semeadura do milho, resultou em adição de
3,8 vezes mais N, comparado com a aplicação feita no mesmo período no segundo ano.
Isso justifica o incremento em relação ao observado no milho cultivado no primeiro ano,
nas concentrações de nitrato em média de 35 µg N g
-1
solo
-1
, quatro vezes acima do limite
aceitável (10 mg L
-1
). No segundo ano, 33 dias após a adição do resíduo de suíno, as
59
concentrações foram em média de 20 µg N-NO
3
-
g
-1
solo
-1
, para a dose de 80 m
3
ha
-1
, isto
é, bem menores que as observadas no primeiro ano. Maiores perdas de N ocorreram no
estágio inicial de desenvolvimento, onde a demanda de N pela cultura ainda é pequena.
Na Tabela 6 observa-se que não houve efeitos significativos (P>0,05) com
aplicação de resíduos de suínos sobre os teores de N-mineral, nas três profundidades
avaliadas, resultando em valores médios de 39,0 µg N-mineral g
-1
de solo
-1
, sendo que
maiores valores foram observados na camada de 0-10 cm com a dose de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
,
que apresentou valores médios de 41,69 µg N-mineral g
-1
solo
-1
.
Tabela 6. Teores N-mineral (N-NO
3
-
+ N-NH
4
+
) nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm
em Latossolo Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado
com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
N-mineral (N-NO
3
-
+ N-NH
4
+
)
Doses chorume de
suínos
0-10 cm 10-20 cm 20-30 cm
m
3
ha
-1
ano
-1
--------------µg (g de solo seco)
-1
----------------
0 38,30 39,90 39,9
30 38,88 37,06 38,33
60 40,94 37,38 38,60
90 39,68 36,23 39,31
120 41,69 37,20 40,01
DMS 7,67 4,62 2,30
Cv (%) 7,15 37,58 2,42
DMS=diferença mínima significativa; CV=coeficiente de variação. Médias seguidas da
mesma letra dentro de cada coluna não apresentam diferenças significativas pelo teste de
Tukey (P>0,05).
Comportamento diferente ao N-mineral foi detectado por Cadore et al. (2002).
Observaram-se aumentos na quantidade de N mineral no perfil do solo proporcional à
quantidade de dejetos aplicada sobre os resíduos culturais da aveia preta e de vegetação
espontânea (pousio), avaliado 24 dias após a aplicação de dejetos líquidos de suíno em
quatro doses, de 0 a 80 m
3
ha
-1
, na profundidade de 0 a 60 cm em Argissolo Vermelho
Distrófico Arênico. Já na avaliação realizada aos 79 dias, a quantidade de N-NO
3
-
na
camada de 30-60 cm do tratamento em pousio com a dose de 80 m
3
ha
-1
supera aquela da
aveia. Provavelmente, a vegetação espontânea no pousio tenha sido menos eficiente do que
a aveia em absorver o N mineral fornecido pelos dejetos, indicando baixa capacidade de
absorção de N, podendo resultar em perdas de N por lixiviação de nitrato, aumentando o
potencial de contaminação das águas subterrâneas.
60
Backendorf et al. (2004) observaram que na cultura da aveia preta após 90 dias de
aplicação de chorume de suínos ocorreu diminuição de 80% do N-mineral, ocorrendo
variações nas concentrações de nitrato até a profundidade de 90 cm, conforme a
nitrificação no solo e a demanda de N da aveia preta.
Neste trabalho, como as avaliações são pontuais, não houve acúmulos de N-mineral
no solo. Provavelmente, grande parte do nitrogênio dos dejetos de suínos foi absorvida
pelo cultivo do nabo forrageiro, e de acordo com os experimentos conduzidos por Cadore
et al. (2002), Moreira et al. (2002a; 2002b) e Backendorf et al. (2004), mostraram que
acúmulos e variações nos teores de N mineral no solo, dependem da época e quantidade de
resíduos aplicados, do tipo de solo, do sincronismo entre a disponibilidade e necessidade
de nitrogênio da planta cultivada.
O nitrato parece ser o problema que mais preocupa com relação à movimentação
vertical no solo e uma possível contaminação das águas subsuperficiais, principalmente
pela falta de sincronismo entre a disponibilidade de N proveniente do esterco de suíno e a
necessidade da cultura em sucessão. Os resultados na literatura sugerem não haver maiores
problemas com relação à contaminação das águas subsuperficiais por nitrato e fósforo com
a utilização de até 40 m
3
ha
-1
de esterco líquido de suínos (MOREIRA, et al., 2002a;
MOREIRA, et al., 2002b, CERETTA et al., 2005). Entretanto, as perdas de nitrogênio por
escoamento, do ponto de vista de nutrição de plantas, são pequenas. Porém as
concentrações observadas nos maiores picos preocupam pela possibilidade de eutroficação
nos mananciais de água (CERETTA et al., 2005).
Uma indicação positiva destes resultados é a ausência de um aumento e lixiviação
do nitrato no solo decorrente das aplicações sucessivas de chorume de suínos na mesma
área por mais de oito anos. O N é um elemento que apresenta mobilidade dinâmica no solo,
no qual a absorção pelas plantas e os processos microbianos de imobilização e
disponibilização são simultâneos. Portanto, temperatura, regime pluviométrico, utilização
pelas plantas e componentes do agrossistema justificam esse comportamento do N-mineral
neste trabalho. Entender os processos da mineralização do N no solo cultivado pode
contribuir para melhor utilizar, preservar N e prevenir contaminação por nitrato
.
4.4 Efeito da aplicação de chorume na amonificação e nitrificação potencial no solo
4.4.1 Taxa de amonificação
61
Não foram observados efeitos significativos (P>0,05) da adição de chorume de
suínos na taxa de amonificação nas camadas de 0-10 cm e 20-30 cm, no entanto na camada
de 0-10 cm a adição de chorume de suínos em todos os tratamentos favoreceu maior
amonificação em relação ao controle (Tabela 7).
A amonificação no solo é um processo biológico onde o N amoniacal é liberado dos
compostos de N orgânico. Portanto, na camada superficial, a ausência de efeitos
significativos com a adição de chorume, possivelmente, foi devido aos resíduos vegetais
depositados na superfície no sistema de plantio direto. Isso pode ser corroborado com os
dados de amonificação (µg N-NH
4
+
10 g solo
-1
dia
-1
) obtidos na camada de 10-20 cm, a
aplicação consecutiva de chorume de suínos resultou em alterações significativas (p<0,05)
com aumento no solo das parcelas que receberam a dose de 30 m
3
ha
-1
ano
-1
em relação ao
controle e a dose de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
(Tabela 7).
Tabela 7. Taxa de amonificação nas camadas de 0-10 cm, 10-20 cm e 20-30 cm em
Latossolo Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado
com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
Doses de
chorume
Profundidade no perfil do solo (cm)
m
3
ha
-1
ano
-1
0-10 10-20 20-30
--------------------µg N-mineral
(10 g solo dia)
-1
-------------------
0 3,41 3,95 b 6,68
30 5,13 7,35a 5,65
60 6,27 6,39ab 4,95
90 6,52 6,37ab 5,91
120 5,75 3,98 b 6,06
DMS 3,33 2,47 4,36
CV (%) 22,91 16,37 27,75
DMS=diferença mínima significativa; CV=coeficiente de variação. Médias seguidas da mesma
letra dentro de cada coluna não apresentam diferenças significativas pelo teste de Tukey (P>0,05).
Cálculo para a Taxa amonificação: [N-total
final
– (N
adicionado
+ N-Total
inicial
)]/dias.
Analisando as associações entre a taxa de amonificação e os demais atributos
(químicos e microbiológicos) avaliados na camada de 0-10 cm, foi observado que, o
fósforo disponível (r=0,57*), a biomassa microbiana de C e N (r=0,75**) apresentaram
correlações significativas ao nível de 5 e 1%, respectivamente. Por outro lado, a taxa de
amonificação, na camada de 0-10 cm, resultou em alta correlação inversa com a taxa de
nitrificação (r=-0,88**), este resultado é explicado porque o processo de nitrificação ocorre
naturalmente nos solos agrícolas e de forma seqüencial em duas etapas de oxidação
aeróbica do amônio para nitrato, ocorrendo diminuição nos teores de amônio e aumento na
62
produção de nitrato, envolvendo aos teores de nitrogênio mineral associados a presença de
microrganismos no solo.
4.4.2 Nitrificação potencial no solo
Na Tabela 8 são apresentados os dados da nitrificação potencial, nas camadas de 0-
10, 10-20 e 20-30 cm do perfil do solo, cultivado com nabo forrageiro sob sistema de
plantio direto.
Tabela 8. Nitrificação potencial, nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm em Latossolo
Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo
forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
Doses de
chorume
Profundidade no perfil do solo (cm)
m
3
ha
-1
ano
-1
0-10 10-20 20-30
--------------------µg N-NO
3
-
(10 g
solo dia)
-1
---------------------
0 2,19 b 2,69 2,16
30 3,92 a 3,50 2,21
60 4,15 a 2,64 2,22
90 4,08 a 2,45 1,61
120 2,99 b 1,96 2,61
DMS 0,31 0,76 0,84
CV (%) 9,21 29,62 40,11
DMS=diferença mínima significativa; CV=coeficiente de variação. Médias seguidas da mesma
letra dentro de cada coluna não apresentam diferenças significativas pelo teste de Tukey (P > 0,05).
Cálculo para a Taxa amonificação: [N-total
final
– (N
adicionado
+ N-Total
inicial
)]/dias
A nitrificação potencial representa a capacidade máxima de N-NO
3
-
produzida com
a adição de uma fonte de N-NH
4
+
no solo. Neste trabalho, a nitrificação potencial foi
medida em amostras incubadas em condições controladas de temperatura e umidade por
um período de 36 dias.
A nitrificação potencial foi significativamente superior (P<0,05) no solo das
parcelas que receberam aplicações das doses de 30, 60 e 90 m
3
ha
-1
ano
-1
(Tabela 8) do que
o controle sem chorume e a dose de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
. Estes resultados foram similares aos
obtidos por Barboza et al. (2001), em estudos conduzidos nesta mesma área, os quais
observaram aumentos significativos com a aplicação das doses de 30 a 60 m
3
ha
-1
ano
-1
de
chorume no sistema de plantio direto (Tabela 8).
63
Para as camadas de 10-20 cm e 20-30 cm de profundidade no solo não foram
observados efeitos significativos sobre a nitrificação potencial com a adição do resíduo de
suíno (Tabela 8).
4.4.3 Taxa de nitrificação no solo
Os dados da taxa de nitrificação potencial no solo, nas camadas de 0-10, 10-20 e
20-30 cm do perfil do solo, cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto
encontram-se na Tabela 9.
Tabela 9. Taxa de nitrificação, nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm em Latossolo
Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo
forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
Doses de chorume Profundidade no perfil do solo (cm)
m
3
ha
-1
ano
-1
0-10 10-20 20-30
-----------------------%------------------------
0
64,33 68,43 32,33
30
78,33 47,57 41,67
60
67,00 41,50 47,67
90
70,33 38,78 27,00
120
53,00 53,57 44,00
DMS
46,94 41,65 39,53
Cv (%)
26,20 31,01 38,16
DMS=diferença mínima significativa; CV=coeficiente de variação. Médias seguidas da mesma
letra dentro de cada coluna não apresentam diferenças significativas pelo teste de Tukey (P>0,05).
Cálculo para Taxa nitrificação: (N-NO
3
-
final
- N-NO
3
-
inicial
)/[N
adicionado
+ (N-total
final
– N-
Total
inicial
)]/dias *100.
As porcentagens de nitrogênio (N-NO
3
-
) obtidas em relação ao N-mineral variaram
entre 53% a 78%, 39% a 68% e 27% a 48%, para as camadas de 0-10 cm, 10-20 cm e 20-
30 cm no solo, respectivamente. Nas três camadas do solo, observa-se uma redução na taxa
de nitrificação no perfil do solo, evidenciando maior produção de nitrato na superfície
(Tabela 9). A presença de alta população de bactérias nitrificadoras, principalmente, na
superfície do solo, associada à disponibilidade de nutrientes como, em N, P e fonte de
carbono, possivelmente, contribuíram para essa maior intensidade nas taxa de nitrificação
no solo. A taxa de nitrificação apresentou alta correlação com a concentração de N-total
(r=0,74**) no solo na camada de 0 a 10 cm.
Nas três camadas de solo, o processo de nitrificação, produção de nitrato, variou de
27% a 78% entre as profundidades estudadas com aplicação das doses de chorume (Tabela
64
9), não sendo influenciado pelo pH do solo que apresentou valores entre 4,4 a 5,5 (Tabela
1). A nitrificação é favorecida em condições alcalinas, porém foi observada que, mesmo
em pH ácidos, utilizando um solo Latossolo roxo, a nitrificação foi elevada não sendo
afetada pela acidez no solo (pH entre 4,0 a 6,3) (ANDRADE et al., 1995; SILVA et al.,
2000).
4.5 Alteração na população de microrganismos que participam do ciclo do N no solo
4.5.1 Microrganismos amonificadores
Na Tabela 10 são apresentados os dados de contagem, em número mais provável
(NMP), de microrganismos amonificadores, nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm do
perfil do solo, cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto.
Tabela 10. Número mais provável (NMP) de microrganismos amonificadores, nas
camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm em Latossolo Vermelho distroférrico submetido à
aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto.
Palotina, PR. Médias de três repetições.
Doses de chorume Profundidade no perfil do solo (cm)
m
3
ha
-1
ano
-1
0-10 10-20 20-30
-----------Log
10
NMP células viáveis (g de solo seco)
-1
----------
0 7,48 7,46 7,06
30 7,57 7,33 7,05
60 7,55 7,3 6,59
90 7,69 6,95 6,83
120 8,06 6,87 7,19
DMS 1,44 0,97 0,84
Cv (%) 7,00 5,04 4,51
DMS= diferença mínima significativa; CV= coeficiente de variação. Médias seguidas da
mesma letra dentro de cada coluna não apresentam diferenças significativas pelo teste de
Tukey (P>0,05).
Na camada de 0-10 cm, a adição de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
de chorume de suínos,
apresentou tendência a favorecer a multiplicação dos microrganismos amonificadores.
Entretanto, este efeito não foi significativo (P>0,05), o mesmo ocorrendo com as demais
doses e profundidades avaliadas. A não alteração no tamanho da população deste grupo
funcional, possivelmente, relacionou-se com o tempo entre a última aplicação do chorume
realizada quatro meses antes e com a época de coleta das amostras, em pleno florescimento
65
do nabo e após uma chuva. Outro fator que contribui para a alta população dos
amonificadores é a heterogeneidade destes microrganismos heterotróficos capazes de
transformar o N-orgânico no solo.
A população de microrganismos amonificadores na camada de 0-10 cm,
independente do chorume aplicado, foi alta comparada com os obtidos por Alves et al.
(2004) na mesma região, profundidade e tipo de solo (Latossolo Vermelho distroférrico),
em área de agricultor, avaliando o efeito do adubo químico e de chorume. Em
agroecossistema tropical na Índia, Jha et al. (1996) observaram uma maior população de
microrganismos amonificadores em torno de 2,00 10
5
, para o tratamento com fertilizante
químico (80 kg N ha
-1
) e durante a estação chuvosa com temperaturas entre 24 a 36ºC.
Nesta área experimental, o solo foi sempre mantido com cobertura vegetal e
cultivado em SPD onde os restos culturais são deixados à superfície, representando um
ótimo substrato para o crescimento de microrganismos heterotróficos. A última
incorporação de chorume de suínos foi sobre os restos da cultura de verão, no caso a soja,
uma leguminosa com alta capacidade de fixar N
2
além de apresentar uma relação C:N
baixa, de fácil decomposição, contribuindo para a rápida proliferação desse grupo
microbiano.
Estudos conduzidos por Sanchez et al. (2005) mostraram que, aproximadamente,
75% do N do chorume de suínos estão na forma inorgânica, principalmente, como N
amoniacal, representando em média, 57% do N total, e o restante se encontra na forma
orgânica. Como os amonificadores são capazes de efetuar a transformação do N-orgânico
em N-NH
4
+
, um leve aumento dessa população de microrganismos deve ser atribuído a um
menor porcentual de N-orgânico adicionado ao solo.
Considerando que existe uma grande diversidade de microrganismos capazes de
mineralizar a matéria orgânica do solo e, possivelmente, adaptada às doses de chorume
aplicadas ao longo dos oito anos e que, os resíduos de suínos são de rápida decomposição,
então, alterações na população de amonificadores no perfil do solo seriam observadas
apenas nas primeiras semanas após adição dos resíduos. Matos et al. (1997) observaram
aumentos no número de bactérias total aproximadamente de 10
6
para 10
8
unidades
formadoras de colônias, uma semana após uma única aplicação de dejetos de suínos,
independente da dose aplicada.
66
O NMP de amonificadores na camada 0-10 cm correlacionou-se positivamente com
os teores de K
+
(r=0,66**), com o P remanescente (r=0,77**) e, também, com a atividade
microbiana (r=0,54*), medida pelo FDA.
4.5.2 Bactérias nitrificadoras no solo
Os resultados da contagem pelo método do número mais provável (NMP) da
população de bactérias oxidantes do nitrito em função da aplicação de chorume, no solo
cultivado em sistema de plantio direto, nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm, são
apresentados na Tabela 11.
Tabela 11. Número mais provável (NMP) de bactérias oxidantes do nitrito, nas camadas de
0-10, 10-20 e 20-30 cm em Latossolo Vermelho distroférrico submetido à aplicação de
resíduo de suíno, cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina,
PR. Médias de três repetições.
Doses de chorume Profundidade no perfil do solo (cm)
m
3
ha
-1
ano
-1
0-10 10-20 20-30
-----------Log
10
NMP células viáveis (g de solo seco)
-1
----------
0 6,43 6,40a 4,77
30 5,78 6,88a 5,55
60 5,81 6,51a 5,64
90 5,77 5,16 b 4,39
120 6,43 5,06 b 5,90
DMS 1,44 0,78 1,93
CV (%) 8,17 4,82 13,68
DMS= diferença mínima significativa; CV= coeficiente de variação. Médias seguidas da
mesma letra dentro de cada coluna não apresentam diferenças significativas pelo teste de
Tukey (P>0,05).
A população de bactérias oxidantes do nitrito variou de 4,39 a 6,88 em Log
10
do
NMP de células (g de solo)
-1
com o uso de chorume nas doses de 90 e 30 m
3
ha
-1
ano
-1
nas
camadas 20-30 cm e 10-20 cm, respectivamente. Alteração no NMP de oxidantes do nitrito
(NO
2
-
),
em função do chorume, não foi detectada nas camadas de 0-10 e 20-30 cm de
profundidades. Nessas camadas do perfil do solo, a população das bactérias oxidantes do
nitrito no solo apresentou correlação apenas com os teores de nitrato no solo (r=0,61**) e
amonificadores (r=0,52*), respectivamente. Esses resultados são contrários aos obtidos por
Barboza et al. (2001) nesta mesma área, após a cultura de verão, encontrou efeitos
67
significativos do chorume sobre as bactérias oxidantes do nitrito tanto no solo sob plantio
direto como no sistema de cultivo convencional.
Entretanto, na camada de 10-20 cm do solo, das parcelas que receberam as doses de
90 e 120 m
3
ha
-1
ano
-1
, foi observada uma redução significativa (P<0,05) na população dos
oxidantes do nitrito. Nessa profundidade, para a dose de 30 a 60 m
3
ha
-1
ano
-1
, observou-se
maior número, provavelmente, devido a maior quantidade de água nas amostras desta
camada do solo, na época da amostragem (Dados não apresentados). Essa maior
população, na profundidade de 10-20 cm, apresentou correlação positiva com a população
de amonificadores (r=0,55*) e bactérias desnitrificadoras (r=-0,78**).
Avaliando bactérias nitrificantes em solo cultivado com cafeeiro, em função da
elevação do pH pela calagem Andrade et al. (1995) observaram aumentos na população de
bactérias nitrificadoras, independentemente da dose de calcário aplicada. A maior
população de bactérias nitrificadoras na projeção da copa do cafeeiro pode ser devida às
aplicações de fertilizantes neste local, que oferecem substrato a esses microrganismos. Em
solos sob semeadura direta e convencional, sob sistema de rotação e sucessão de cultura,
conduzido por 17 anos, em um Latossolo Roxo distroférrico, foram detectadas diferenças
significativas (HUNGRIA et al., 1997). Resultados obtidos por Singh et al. (2006)
mostraram uma população de bactérias oxidantes do nitrito, com valores médios menores,
em torno de 1,2 a 9,0 10
4
células viáveis (g solo)
-1
e, estes apresentaram diferenças
significativas em função do local e estação do ano.
4.5.3 Bactérias desnitrificadoras no solo
No solo sob sistema de semeadura direta, nas camadas de 0-10, 10-20 e 20-30 cm,
os resultados das bactérias desnitrificadores em função da aplicação de chorume
encontram-se na Tabela 12.
A população de bactérias que participam do processo de desnitrificação, presentes
nas amostras de solo, coletadas nas camadas de 0 a 10 cm e 20 a 30 cm, não foi alterada
significativamente (P>0,05) em função da aplicação consecutiva de chorume de suínos.
Resultados esses com comportamento similar aos relatados por Barboza et al. (2001), para
os desnitrificadores na camada de 0-10 cm do solo nesta mesma área experimental, no
quarto ano de aplicação consecutiva de chorume.
68
Tabela 12. Número mais provável (NMP) de bactérias desnitrificadoras, nas camadas de 0-
10, 10-20 e 20-30 cm em Latossolo Vermelho distroférrico submetido à aplicação
de resíduo de suíno, cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto
Palotina, PR. Médias de três repetições.
DMS=diferença mínima significativa; CV=coeficiente de variação. Médias seguidas da mesma
letra dentro de cada coluna não apresentam diferenças significativas pelo teste de Tukey (P>0,05).
Doses de chorume Profundidade no perfil do solo (cm)
m
3
ha
-1
ano
-1
0-10 10-20 20-30
-----------Log
10
NMP células viáveis (g solo de seco)
-1
---------
0 6,78 5,29 b
6,18
30 6,22 5,32 b
5,67
60 6,53 5,45 b
5,67
90 6,56 5,84 b
5,15
120 6,06 7,17a
5,75
DMS 1,26 0,55 1,70
CV (%) 7,3 3,58 11,15
Por outro lado, na camada de 10-20 cm de profundidade no perfil do solo, a
população destas bactérias desnitrificadoras foi significativamente (P<0,05) maior com a
aplicação da dose de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
em relação os demais tratamentos (Tabela 12).
Castro-Filho et al. (2002) avaliando em área sob plantio direto, as alterações provocadas
por diferentes doses de chorume de suínos sobre a infiltração de água no solo, verificaram
que o aumento das doses de chorume contribuiu para o aumento da infiltração da água no
solo. Os resultados destas análises físicas corroboram os maiores teores de umidade para a
dose de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
, e conseqüentemente um ambiente mais favorável aos
microrganismos desnitrificadores.
Na camada 0-10 cm do solo, foram observadas correlações entre a população de
desnitrificadores e o pH (r=0,53**) e negativa com carbono total (r=-0,58**), enquanto, na
camada de 10-20 cm esses microrganismos correlacionaram positivamente com o P total
(r=0,67**) e P remanescente (r=0,65**). Ulbrich et al. (2004) observaram que aplicação
do herbicida glyphosate reduziu a população de desnitrificadores em solo cultivado com
milho, enquanto, a presença de tiririca (Cyperus rotundus) estimulou esses
microrganismos. Esses mesmos autores encontraram uma correlação positiva entre os
desnitrificadores e o conteúdo de água no solo.
Elevados teores de matéria orgânica (Tabela 1), mesmo após quatro meses da
última aplicação, pode explicar a pouca variação na população de microrganismos
amonificadores. Maiores interferências foram observadas na população de bactérias
69
oxidantes do nitrito (Tabela 11) e desnitrificadoras (Tabela 12) na camada de 10 a 20 cm.
Uma maior população de bactérias desnitrificadoras pode ser explicada pela adição da dose
de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
, possivelmente, provocou uma redução da pressão parcial de O
2
no
solo, aumento da umidade e conseqüentemente uma diminuição do potencial redox do solo
(decréscimos Eh). Esses aumentos podem estar associados à diminuição nos teores de
matéria orgânica e concentração de nitrato, sendo que uma parte pode ser lixiviada ou
absorvida pelas plantas.
Comparando a densidade em número mais provável (NMP) de células viáveis dos
três grupos funcionais de microrganismos avaliados, observa-se uma maior população de
amonificadores, seguidos pelos desnitrificadores e oxidantes do nitrito. Alef & Kleiner
(1987), ao avaliarem em diversas amostras de solos, a aplicabilidade da amonificação
aeróbica e anaeróbica da arginina como um indicador da atividade dos microrganismos na
superfície do solo, confirmaram uma forte influência do potencial redox, demonstrado
através da amonificação da arginina, constatando que a condição aeróbica prevalece sobre
a anaeróbica.
4.6 Efeito do chorume na comunidade microbiana do solo
4.6.1 Biomassa microbiana
Os dados do carbono da biomassa microbiana (CBM) no solo cultivado com nabo
forrageiro sob sistema de plantio direto, na camada de 0-10 cm, são apresentados na Figura
3.
Efeitos significativos foram observados no CBM no solo entre os tratamentos com
e sem chorume. Entretanto, a dose de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
contribuiu para uma maior
biomassa microbiana com valores máximos em média de 550 µg de C g
-1
solo
-1
(CBM),
sendo similares aos observados por Quadro et al. (2004) que encontraram valores em torno
de 600 µg g
-1
solo
-1
de CBM para a aplicação de 24 Mg ha
-1
de dejetos de suínos.
Aumentos nos teores de CBM com a adição de resíduo de suíno no solo em relação ao
tratamento controle, sem resíduos, foram relatados por vários autores (SAVIOZZI et al.,
1997; GRIFFITHS et al., 1998; ANDRADE et al., 2000; PLAZA et al., 2004). Sakamoto
& Oba (1991) sugerem que a adição de microrganismos via resíduos, também colabora
70
para o aumento do CBM no solo. Esse incremento na biomassa microbiana pode ser
considerado um efeito sinergístico da adição de substrato de C e outros nutrientes e,
também, da aplicação de microrganismos presentes no chorume.
a
a
a
a
b
0
100
200
300
400
500
600
0 30 60 90 120
Doses de resíduo de suínos (m
3
ha
-1
ano
-1
)
µ
g C g
-1
solo
-1
Figura 3. Carbono da biomassa microbiana na camada de 0-10 cm em Latossolo Vermelho
distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo forrageiro sob
sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
Médias seguidas da mesma letra não apresentam diferenças significativas pelo teste de
Tukey (P>0,05). Coeficiente de variação (CV%)=11,11 e Diferença mínima significativa
(DMS)=136,45.
Comparando os dados do C da biomassa microbiana, no final da cultura de inverno
e oito anos após aplicações consecutivas de chorume (Figura 3) com os obtidos por
Andrade et al. (2000) neste mesmo experimento, no terceiro ano de aplicação consecutiva
e no final da cultura da soja constata-se que a biomassa microbiana tende a aumentar em
função do tempo com valores médios superiores ao controle em todas as doses aplicadas.
Também, em áreas agrícolas do Paraná, aplicações de diferentes doses de resíduos de
suínos, em solos com textura variando de arenosa a argilosa, resultaram em aumentos no
CBM com valores médios entre 63 a 365 µg C g
-1
solo
-1
, sendo estes efeitos em função da
textura do solo e da quantidade de chorume aplicada (MATOS et al., 2005).
Efeitos positivos da adição de resíduos animais no solo sobre o carbono da
biomassa microbiana foram relatados por vários autores, Rochette et al. (2000) relataram
flutuação anual do carbono microbiano resultante dos efeitos dos resíduos de suínos no
71
solo após 19 anos de aplicação consecutiva, Plaza et al. (2004) avaliaram efeitos do
chorume de suínos e fertilizante mineral e Garcıa-Gil et al. (2000) com aplicação de lodo
de esgoto com esterco de bovinos.
A biomassa microbiana, medida como C microbiano no solo, apresentou
associações com vários atributos químicos do solo, por exemplo, fósforo total e
remanescente (r=0,70**, r=0,56*), e os microbiológicos, como a taxa de amonificação
(r=0,75**), nitrificação (r=-0,59*), N microbiano (r=0,81**) e a atividade microbiana
medida pelo FDA (r=0,56*). Os resultados obtidos neste trabalho sugerem que com a
aplicação consecutiva de chorume após oito anos, avaliada através do carbono da biomassa
microbiana, resulta em acúmulos e manutenção da matéria orgânica no solo manejada sob
plantio direto, também, proporciona um potencial reservatório de C no solo com menores
perdas através da decomposição da matéria orgânica.
Os dados do nitrogênio da biomassa microbiana (NBM) na camada de 0-10 cm de
profundidade no solo, cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto com
aplicação das doses de chorume de suínos, encontram-se na Figura 4.
Observa-se um aumento significativo (P<0,05) no NBM no solo que recebeu
aplicação de resíduo na dose de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
quando comparado ao controle.
Verificou-se que não houve efeito no NBM entre as doses de 30 a 120 m
3
ha
-1
ano
-1
,
entretanto maiores valores foram observados na dose de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
.
Os valores obtidos de NBM variaram entre 76 a 147 µg N (g de solo seco)
-1
, e a
adição de resíduos líquidos de suíno favoreceu aumentos médios de 76% a 93% de
nitrogênio microbiano do solo em relação ao controle. Valores semelhantes foram
encontrados por Matos et al. (2005) em experimentos conduzidos em propriedades
agrícolas situadas em municípios do Paraná submetido a aplicações de resíduos líquidos de
suínos, em solos com diferentes texturas (argilosa, média e arenosa) e cultivos (feijão, soja,
milho e pastagem), apresentando valores médios de NBM de 34 a 100 µg C e µg N g
-1
de
solo
-1
. Valores menores foram encontrados por Quadro et al. (2004) estudando alterações
no nitrogênio da biomassa microbiana induzidas pela aplicação de dejetos de suínos e de
calcário, em unidades experimentais de plásticos (vasos) em Argissolo Vermelho-Amarelo
distrófico.
72
b
ab
ab
ab
a
0
20
40
60
80
100
120
140
160
0306090120
Doses de resíduo de suínos (m
3
ha
-1
ano
-1
)
µ
g N g
-1
solo
-1
Figura 4. Nitrogênio da biomassa microbiana na camada de 0-10 cm em Latossolo
Vermelho distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo
forrageiro sob sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
Médias seguidas da mesma letra não apresentam diferenças significativas pelo teste de
Tukey (P>0,05). Coeficiente de variação (CV%)=20,62 e Diferença mínima significativa
(DMS)=70,81.
Neste estudo os valores de NBM observados foram superiores aos relatados em
outros trabalhos. Powlson et al. (1987) observaram em estudos de incorporação de palha
no solo com textura arenosa, valores médios de NBM variaram entre 10 a 27 µg N g
-1
solo
-
1
, proporcionando aumentos de 46 a 50% no NBM. Balota et al. (1998) avaliando
alterações na atividade microbiana em sucessões de culturas em preparo do solo
convencional e plantio direto, em experimento de campo em um Latossolo Roxo
distroférrico, observaram valores de 20 a 67 µg N (g solo)
-1
, sendo que os acréscimos de
NBM variaram de 81 a 114%, tendo a prática do plantio direto proporcionado maiores
valores do que o plantio convencional.
Os resultados obtidos neste trabalho foram similares aos relatados por Debosz et al.
(2002) que encontraram valores de NBM entre 35 a 100 µg N (g de solo)
-1
devido à
aplicação de lodo de esgoto. Estes autores observaram que a flutuação dos valores da NBM
apresentou boa sincronia entre os dados do campo e da incubação no laboratório e o
aumento do NBM por diversos meses foi paralelo com o acúmulo de N inorgânico no solo.
Os valores da BM podem estar relacionados com a qualidade do substrato, uma vez que a
biomassa microbiana é controlada não só pelo teor de matéria orgânica acrescentada ao
solo, mas também pelo teor de N desses resíduos (WARDLE & HUNGRIA, 1994).
73
Os valores calculados das relações do carbono e nitrogênio na biomassa microbiana
(C-mic/N-mic), carbono microbiano do carbono total no solo (C-mic:C-total ) e nitrogênio
microbiano do nitrogênio orgânico (N-mic:N-org) e a relação entre ((C-mic/C-total)/(N-
mic/N-orgânico)) são apresentados na Tabela 13.
Tabela 13. Relação carbono e nitrogênio da biomassa microbiana (C-mic/N-mic),
porcentagem do C-microbiano (C-mic) em relação ao carbono total (C-mic/C-total),
porcentagem do N-microbiano do N-orgânico do solo e a relação entre o (C-mic:C-
total)/(N-mic:N-org) na camada de 0-10 em Latossolo Vermelho distroférrico submetido à
aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo forrageiro sob sistema de plantio direto.
Palotina, PR. Médias de três repetições.
Doses de chorume C-mic/N-mic C-mic:C-total N-mic:N-org
(C-mic:C-total)/
(N-mic:N-org)
m
3
ha
-1
ano
-1
-----(%)----- -----(%)----
0 4,23 1,49 1,34 1,11
30 3,40 1,86 2,25 0,83
60 3,29 2,05 2,73 0,75
90 3,79 2,17 2,82 0,77
120 3,71 1,79 2,53 0,71
Analisando os valores médios da razão entre carbono e nitrogênio da biomassa
microbiana, observa-se que os mesmos apresentaram diferenças com adição de chorume e
oscilaram entre 3,29 a 3,79, sendo inferiores ao valor de 4,23 do solo controle, sem
aplicação de chorume.
A relação C-mic/N-mic da biomassa microbiana é considerada um parâmetro
importante porque fornece a indicação da composição da microbiota do solo, em termos de
grupos microbianos tais como fungos e bactérias. Valores mais altos, dessa relação entre o
C-mic e o N-mic, significam predominância de uma maior população de fungos em relação
á bactérias, porque os fungos têm mais carbono em sua biomassa, principalmente, nas
hifas.
A porcentagem de C-mic em relação ao C-total no solo (C-mic:C-total), que
representa a proporção do carbono da biomassa microbiana sobre o carbono total do solo
apresentou valores médios de 1,49% para o tratamento controle, e variação de 1,79% a
2,17% entre as doses de 30 a 120 m
3
ha
-1
ano
-1
de chorume aplicadas. A aplicação de
resíduo resultou em acréscimos na relação C-mic:C-total de 20 a 46% sob o sistema de
semeadura direta em comparação ao controle. Estes resultados foram similares aos
relatados por Plaza et al. (2004) em solo com adição de resíduo de suínos. Valores
74
inferiores são relatados por Geraldes et al. (1995) em solo de mata natural e pastagem e por
Balota et al. (2003) em solo cultivado por diversas rotações.
Anderson & Domsch (1989) sugerem que em solos os valores para a relação C-
mic:C-org divergentes desta faixa poderiam estar ocorrendo perdas ou acúmulos de C-
orgânico. Geralmente, solos que foram fertilizados exibem uma maior relação de C-mic:C-
org do que o não fertilizado isto pode ser devido a um estímulo do C microbiano pela
adubação, ou uma acelerada depleção do carbono orgânico no sistema (INSAM, 1990).
Neste trabalho, observa-se que a maior relação C-mic:C-org do tratamento com
adição de resíduo de suíno comparado ao controle, indicando maior quantidade de carbono
imobilizado na biomassa microbiana, e reforça que o consecutivo fornecimento de
materiais orgânicos através da aplicação de resíduos de suínos no solo está favorecendo a
manutenção e acúmulo de matéria orgânica neste sistema agrícola. No entanto, baseando-
se nos valores da relação C-mic:C-org, para determinar se o solo está em equilíbrio, é
necessário considerar uma série de condições específicas de cada ecossistema (solo, clima,
vegetação, e manejos), e esses valores podem não ser aplicáveis para outros solos
(ANDRADE et al., 1995).
A porcentagem de N-mic em relação ao nitrogênio orgânico apresentou valores
médios de 2,00% para o controle e para as doses de resíduo de suíno variaram entre 3,42%
a 3,52%. A maior relação N-mic:N-org observada no solo com adição de chorume (Tabela
13) pode representar uma maior capacidade da microbiota do solo em armazenar frações
significativas do N em sua biomassa microbiana, representando uma fração lábil deste
nutriente para o agrossistema.
A relação entre as porcentagens (C-mic:C-total)/(N-mic:N-org) resultaram em
valores médios de 1,11 para o controle e valores decrescentes 0,83 a 0,71 para as doses
crescentes de chorume de suínos. Este comportamento evidencia mudanças na comunidade
microbiana no sistema de cultivo comparada com o controle, demonstrando maior
imobilização do nitrogênio microbiano em relação ao carbono.
4.6.2 Atividade microbiana no solo
75
Os resultados da atividade microbiana determinada através da hidrolise do diacetato
de fluoresceína em função das doses de chorume aplicadas no solo sob sistema plantio
direto na camada de 0-10 cm de profundidade são apresentados na Figura 5.
Entre as doses de chorume não foram observadas diferenças significativas (P>0,05)
na atividade microbiana no solo, no entanto os valores médios foram superiores aos valores
do controle.
b
ab
ab
ab
a
0
10
20
30
40
50
0 306090120
Doses de resíduo de suínos (m
3
ha
-1
ano
-1
)
µ
g FDA g
-1
solo
-1
20 min
-1
Figura 5. Atividade microbiana na camada de 0-10 cm em Latossolo Vermelho
distroférrico submetido à aplicação de resíduo de suíno, cultivado com nabo forrageiro sob
sistema de plantio direto. Palotina, PR. Médias de três repetições.
Médias seguidas da mesma letra não apresentam diferenças significativas pelo teste de
Tukey (P>0,05). Coeficiente de variação (CV%)=6,34 e Diferença mínima significativa
(DMS)= 7,92.
Foram observados aumentos significativos (P<0,05) na atividade microbiana, com
adição chorume na dose de 120 m
3
ha
-1
ano
-1
em relação ao controle sem adição deste
resíduo. Os valores médios da atividade microbiana variaram de 42,55 e 51,04 µg de FDA
(g solo 20 min)
-1
para os tratamentos controle e 120 m
3
ha
-1
ano
-1
de chorume,
respectivamente. Esta diferença na atividade microbiana pode estar relacionada com
aumento de substratos de carbono em função da adição dos resíduos líquido de suínos
depositado no solo, provocando alterações na atividade heterotrófica realizada pelos
organismos.
Estes aumentos na atividade microbiana em função da adição de resíduos
apresentaram comportamentos similares aos relatados por Debosz et al. (2002) utilizando
76
biossólido, Silva et al. (2004) em áreas de reflorestamentos e Leoni et al. (2005) com uso
de matéria orgânica para controle de fungos (Phytophthora spp.) em citrus.
O método do FDA baseia-se no principio da transformação enzimática de
compostos fluorogênicos, em produtos fluorescentes. A fluoresceína é um exemplo desse
grupo de compostos. As enzimas responsáveis pela hidrolise de FDA são abundante no
ambiente solo (ADAM & DUNCAM, 2001). Os derivados de fluoresceína são hidrolisados
pelas lipases, estereases e parcialmente pelas proteases. A reação pode ser catalisada pelas
próprias células ou pelas enzimas extracelulares. Os microrganismos, algas, protozoários e
tecidos animais estão habilitados a catalisar a reação. Os ésteres de fluoresceína são
compostos não polares e podem facilmente ser transportados pelas membranas de células
vivas.
Neste trabalho, observa-se que no oitavo ano de aplicação de resíduos e após quatro
meses da última aplicação do resíduo no solo, a atividade microbiana permaneceu superior
a testemunha em todas as doses estudadas. Considerando a atividade microbiana, a
ausência de efeitos significativos entre as doses de 30 a 90 m e o controle, pode ser devido
à alta similaridade com carbono orgânico contido no solo com o respectivo controle, e
também pode ser atribuído ao fato do carbono do resíduo de suíno ser facilmente
degradado e rapidamente mineralizável pela atividade microbiana através da respiração.
Em geral a atividade microbiana é mais intensa nos primeiros dias de aplicação dos
resíduos de suínos ao solo, devido ao processo de degradação do carbono orgânico
resultando em maior liberação de CO
2
, ocorrendo decréscimos posteriores com a redução
do fluxo de CO
2
.
Quantificações de grupos microrganismos funcionais, com atividade específica no
ciclo de nutrientes essenciais ao crescimento de plantas, podem indicar alterações
importantes que, podem estar ocorrendo em solo cultivado com adição de resíduos da
atividade da suinocultura.
77
5 CONCLUSÕES
A aplicação de resíduos de suínos no solo aumentou a concentração de P, P
remanescente e H+Al na camada de 0-10 cm, enquanto na camada de 10-20 cm houve
aumentos nos teores de P, P remanescente, H+Al, Ca
2+
, Mg
2+
e K
+
. Na camada de 20-30
cm, as doses de chorume proporcionaram maior disponibilidade de P (Mehlich-1), não
ocorrendo alterações para as demais características químicas avaliadas.
A nitrificação potencial e a taxa de nitrificação predominaram na camada de 0-10
cm e foi superior no solo que recebeu os resíduos, entretanto houve efeito negativo com a
maior dose aplicada.
A taxa de amonificação foi superior nas camadas superficiais quando submetida às
doses de resíduos no solo, no entanto houve redução na maior dose na camada de 10-20
cm.
As duas maiores doses de resíduo reduziram a população dos oxidantes do nitrito e
aumentou as bactérias desnitrificadoras, porém não houve alterações no número de
microrganismos amonificadores.
A aplicação de resíduos de suínos no solo favoreceu incrementos na biomassa, a
atividade microbiana e a composição de fungos e bactérias, bem como a relação C-mic/N-
mic.
Desse modo, em longo prazo, as aplicações consecutivas de resíduos de suínos, em
solo cultivado em sistema de plantio direto, alteraram de forma diferenciada os atributos
químicos e microbiológicos no perfil do solo.
78
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