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DARLENE LOPES DO AMARAL OLIVEIRA
ATRIBUTOS QUÍMICOS DE LATOSSOLO VERMELHO FÉRRICO APÓS
APLICAÇÃO INTENSIVA DE DEJETOS LÍQUIDOS DE SUÍNOS
MARINGÁ
PARANÁ
– BRASIL
FEVEREIRO
– 2007
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DARLENE LOPES DO AMARAL OLIVEIRA
ATRIBUTOS QUÍMICOS DE LATOSSOLO VERMELHO FÉRRICO APÓS
APLICAÇÃO INTENSIVA DE DEJETOS LÍQUIDOS DE SUÍNOS
Dissertação apresentada a Universidade
Estadual de Maringá, como parte das
exigências do Programa de Pós-
graduação em Agronomia, área de
concentração em Solos e Nutrição de
Plantas, para obtenção do título de
Mestre.
MARINGÁ
PARANÁ – BRASIL
FEVEREIRO – 2007
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Dados Internacionais de Catalogação-na-Publicação (CIP)
(Biblioteca Central - UEM, Maringá – PR., Brasil)
Oliveira, Darlene Lopes do Amaral
O48a Atributos químicos de latossolo vermelho férrico após
aplicação intensiva de dejetos líquidos de suínos / Darlene
Lopes do Amaral Oliveira. -- Maringá : [s.n.], 2007.
145 f. : il., figs.
Orientador : Prof.ª Dr.ª Maria Anita Gonçalves da Silva.
Dissertação (mestrado) - Universidade Estadual de
Maringá. Programa de Pós-Graduação em Agronomia, área de
concentração : Solos e Nutrição de Plantas, 2007.
1. Dejetos de animais. 2. Adubação orgânica. 3.
Salinização. 4. Nutrientes. 5. Milho. 6. Águas residuárias.
I. Universidade Estadual de Maringá. Programa de Pós-
Graduação em Agronomia. II. Título.
CDD 21.ed. 631.86
DARLENE LOPES DO AMARAL OLIVEIRA
ATRIBUTOS QUÍMICOS DE LATOSSOLO VERMELHO FÉRRICO APÓS
APLICAÇÃO INTENSIVA DE DEJETOS LÍQUIDOS DE SUÍNOS
Dissertação apresentada a Universidade
Estadual de Maringá, como parte das
exigências do Programa de Pós-
graduação em Agronomia, área de
concentração em Solos e Nutrição de
Plantas, para obtenção do título de
Mestre.
APROVADA em: fevereiro de 2007.
Profª. Drª. Maria Anita Gonçalves da Silva
(Orientadora)
Prof. Dr. Antonio Saraiva Muniz
Prof. Dr. Antonio Carlos Saraiva da Costa
Profª. Drª. Maria do Carmo Lana
ii
Aos meus pais
Luis Carlos do Amaral
(in memorian)
e
Maria Lopes do Amaral
(in memorian).
Dedico
iii
Ao meu esposo e filhos
Adalberto Luis Rodrigues de Oliveira
e
Victor Tadeu Amaral Oliveira,
Vivian Maria Amaral Oliveira e
Tiago Tadeu Amaral Oliveira
Pelo esposo amoroso, pai dedicado e incentivador nos momentos
cruciais.
Aos nossos filhos que nos trouxeram novas perspectivas de vida, para
quem e por quem sempre lutaremos e amaremos.
Ofereço
iv
AGRADECIMENTOS
À Deus, por ter iluminado o meu caminho nos momentos mais difíceis.
À minha orientadora Profª. Drª. Maria Anita Gonçalves da Silva pela
sua presença, paciência e pelo conhecimento obtido através de suas
importantes contribuições.
À coordenação do Curso de Pós-Graduação em Agronomia, pela
oportunidade.
Aos professores do Departamento de Agronomia da UEM, pelos
ensinamentos.
Aos funcionários do setor do Laboratório de Solos do Departamento de
Agronomia Silvia e Roberto Carlos pela colaboração nas determinações
analíticas e à Solange pelos trabalhos de secretaria.
À Jussara do Laboratório Santa Rita e às alunas Dalilah e Thayze pela
ajuda nas análises químicas. Um agradecimento em especial vai para a
estagiária Lina Kezi pela grande colaboração nas análises de amônio e nitrato.
Ao Dr. Severino Antunes Bezerra da Emater de Toledo e à Assuinoeste
na pessoa do engenheiro agrônomo Leoclides Luis Bisognin pela apresentação
das granjas suinícolas.
Ao Derli e ao Sr. Augusto pela coleta do solo.
Ao IAP de Toledo na pessoa da engenheira química Marilda pelas
análises de DBO e DQO dos efluentes.
Ao Professor Carlos Alberto Scapin pela inestimável colaboração nas
análises estatísticas e ao Freddy Mora Poblete pelas orientações nos seus
procedimentos.
Aos produtores, ilustres profissionais que abriram as portas de suas
propriedades para que pudéssemos desenvolver nossa pesquisa e que, sem
isso, nada seria possível.
À toda a minha família, que mesmo distante me encorajaram e não
permitiram que eu desanimasse.
À todos que de alguma forma contribuíram para a realização desse
trabalho.
“Se consegui enxergar mais longe é porque estava apoiada sobre
ombros de gigantes” (ISAAC NEWTON).
v
BIOGRAFIA
Em 1957, nasce aos nove dias do mês de setembro DARLENE LOPES
DO AMARAL OLIVEIRA, em Catanduva, Estado de São Paulo na Fazenda
Alegria, filha de Luis Carlos do Amaral e de Maria Lopes do Amaral. Em 1982,
Diploma-se em Bacharel em Química com Atribuições Tecnológicas, pelo
Instituto de Química de Araraquara, da Universidade Julio de Mesquita Filho,
UNESP. Neste mesmo ano inicia sua vida profissional no Colégio Estadual
Nicola Mastrocola em Catanduva e na indústria de detergentes Mustang
Marcos de Camargo Farias, onde atua na área de controle de qualidade de
matérias primas e produtos acabados e permanece até fevereiro de 1985. Pelo
casamento, muda-se para Campo Mourão, Estado do Paraná. Neste ano
leciona no Colégio Estadual Unidade Pólo e João de Oliveira Gomes e
permanece até 1987. Ministra aulas no Colégio Adauto da Silva Rocha de
Luiziânia então distrito de Campo Mourão, Paraná até 1989. Em 1987, presta
concurso e em outubro integra-se ao laboratório de solos do IAPAR em Campo
Mourão, onde atua como responsável pelas análises de macronutrientes de
rotina. Permanece até fevereiro de 1996. Em janeiro de 1996, é nomeada por
concurso público professora do Centro Federal de Educação Tecnológica do
Paraná, Unidade de Campo Mourão, atuando nos Cursos Técnicos de
Alimentos e Edificações. Participa do Curso de Aperfeiçoamento em Ciência e
Cidadania realizado pela FECILCAM, Campo Mourão. Em outubro de 1997
conclui o Curso de pós-graduação, a nível de especialização em Planejamento
Ambiental pela FECILCAM com a monografia Caracterização do Lago do
Reservatório da Usina Mourão e Influências no Parque Estadual Lago Azul do
município de Campo Mourão - PR. Em 1998 Inicia o Curso de mestrado no
Departamento de Química da Universidade Estadual de Maringá, onde conclui
os créditos para Mestrado em 2000. Assume a Responsabilidade técnica pelo
Laboratório de solos do CEFET/IAPAR o qual é mantido por convênio em
regime de comodato para prestação de serviços em análises químicas de solo
e correlatos. Permanece como coordenadora até 2002. Em 2002, assume a
chefia do departamento de Projetos do CEFET-PR unidade Campo Mourão
vi
onde permanece até 2003. Em 2004, inicia como aluna não regular o curso de
Mestrado em Agronomia na Universidade Estadual de Maringá e o conclui em
fevereiro de 2007.
vii
Ou Isto ou Aquilo Ou se tem chuva e não se tem sol
ou se tem sol e não se tem chuva!
Ou isto ou aquilo: ou isto ou aquilo...
e vivo escolhendo o dia inteiro!
Não sei se brinco, não sei se estudo,
se saio correndo ou fico tranqüilo.
Mas não consegui entender ainda
qual é melhor: se é isto ou aquilo.
(CECÍLIA MEIRELLES)
viii
ÍNDICE
LISTA DE TABELAS ................................................................................. x
LISTA DE FIGURAS .................................................................................. xiii
RESUMO .................................................................................................... xvii
ABSTRACT ................................................................................................ xviii
1 INTRODUÇÃO ........................................................................................ 1
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ...................................................................
3
2.1 CENÁRIO SÓCIO ECONÔMICO DA SUINOCULTURA ................. 3
2.2 ASPECTOS NUTRICIONAIS E POLUIÇÃO DO MEIO AMBIENTE ...
6
2.3 CARACTERÍSTICAS DO DEJETO SUÍNO ..................................... 9
2.4 SISTEMA DE CONFINAMENTO E QUANTIDADE DE DEJETOS
NAS DIFERENTES FASES DE DESENVOLVIMENTO DOS
SUÍNOS ...........................................................................................
12
2.5 APLICAÇÃO DE DEJETO LÍQUIDO DE SUÍNO NOS SOLOS .......
13
2.5.1 Formas de disposição ao solo ...............................................
15
2.5.2 Salinidade ................................................................................ 17
2.5.3 Matéria orgânica e nitrogênio ................................................ 18
2.5.4 Adsorção e lixiviação de nitrato em solos ............................
25
2.5.5 Fósforo ..................................................................................... 27
2.5.6 Zinco e cobre ........................................................................... 28
3 MATERIAL E MÉTODOS ....................................................................... 30
3.1 CARACTERIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO ................................. 30
3.1.1 Granja 1 .................................................................................... 34
3.1.2 Granja 2 .................................................................................... 36
3.1.3 Granja 3 .................................................................................... 38
3.1.4 Granja 4 .................................................................................... 39
3.1.5 Granja 5 .................................................................................... 40
3.1.6 Granja 6 .................................................................................... 40
3.1.7 Granja 7 .................................................................................... 41
3.1.8 Granja 8 .................................................................................... 42
3.2 DESENVOLVIMENTO DA PESQUISA ............................................
43
ix
3.2.1 1ª etapa: caracterização e escolha das granjas produtoras
de suínos .................................................................................
44
3.2.2 2ª etapa: caracterização química do dejeto líquido de
suínos (DLS) ............................................................................
45
3.2.3 3ª etapa: Caracterização química do solo das granjas
submetidas à aplicação do dejeto líquido de suínos (DLS) ...
48
3.2.4 4ª etapa: determinação da massa seca do milho cultivado
com aplicação do dejeto liquido de suíno ............................
49
3.2.5 5ª etapa: análise estatística dos dados .................................
50
3.2.5.1 Análise ou estudo longitudinal ...............................................
50
3.2.5.2 Análises de experimentos por profundidade ......................... 52
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO .............................................................. 54
4.1 CARACTERIZAÇÃO QUÍMICA DOS DEJETOS LÍQUIDOS DE
SUÍNOS (DLS) .................................................................................
54
4.2 CARACTERIZAÇÃO DO SOLO APÓS A APLICAÇÃO DAS
ÁGUAS RESIDUÁRIAS DE SUÍNOS ..............................................
65
4.2.1 Análise química do solo nas diferentes profundidades ......
65
4.3 CRESCIMENTO E PRODUÇÃO DE MASSA SECA DO MILHO .... 95
5 CONCLUSÃO ......................................................................................... 98
REFERÊNCIAS .......................................................................................... 99
x
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 Distribuição do rebanho de suínos e o número de abates
com Sistema de Inspeção Federal (SIF) nas regiões
brasileiras no ano de 2004 .....................................................
5
Tabela 2 Composição química média dos dejetos suínos obtida na
Unidade do Sistema de Tratamento de Dejetos da
Embrapa, Concórdia-SC ........................................................
10
Tabela 3 Características de dejetos de suínos brutos e após
tratamento ..............................................................................
11
Tabela 4 Produção média diária de dejetos nas diferentes fases
produtivas dos suínos ............................................................
13
Tabela 5 Índice de eficiência de N, P e K para aplicação de resíduos
animais, sugerido pela comissão de Fertilidade do Solo -
RS/SC - Rolas (1996) e Scherer (2002) ................................
20
Tabela 6 Manejo da produção dos dejetos e das culturas implantadas ...
32
Tabela 7 Exigência de água dos suínos, de acordo com a fase do
ciclo de produção ...................................................................
33
Tabela 8 Valores encontrados para as matrizes de correlação para
cada parâmetro baseado em GEE. Estatístico ......................
52
Tabela 9 Resultado da análise da significância para cada
característica para a fonte de variação granja, baseado em
GEE. Estatístico escore para análise Tipo 3 foi utilizado no
PROC GENMOD do SAS (SAS-INSTITUTE, 1996) ..............
52
Tabela 10 Resultados da significância do teste de normalidade de
Shapiro-Wilk ...........................................................................
53
Tabela 11 Caracterização química do dejeto líquido de suínos (DLS),
para teores totais dos nutrientes, caracterizados no resíduo
seco em função do manejo nas granjas 1, 5, 6 e 8 = ciclo
completo, com produção de leitões e terminação; 3, 4 e 7 =
terminação e 2 = produção de leitão ......................................
63
xi
Tabela 12 Quantidades totais de nutrientes aplicados através de
adubação orgânica (DLS) tomando como referência uma
taxa de 100 m
3
ha
-1
do resíduo in natura, em função do
manejo das granjas 1, 5, 6 e 8 = ciclo completo, com
produção de leitões e terminação; 3, 4 e 7 = terminação e 2
= produção de leitão ..............................................................
65
Tabela 13 Médias dos valores de pH CaCl
2
no perfil do solo,
submetido à aplicação de dejeto líquido de suíno nas
granjas, em Latossolo Vermelho férrico .................................
66
Tabela 14 Médias dos valores de acidez potencial no perfil do solo
(cmolc dm
-3
), submetido a aplicação de dejeto líquido de
suíno nas granjas, em Latossolo Vermelho férrico ................
67
Tabela 15 Média dos teores de Cálcio no perfil do solo (cmolc dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas
granjas, em Latossolo Vermelho férrico .................................
69
Tabela 16 Média dos teores de Magnésio no perfil do solo (cmolc dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas
granjas, em Latossolo Vermelho férrico .................................
70
Tabela 17 Média dos Valores de Potássio no perfil do solo (cmolc dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas
granjas, em Latossolo Vermelho férrico .................................
72
Tabela 18 Média dos Teores de Fósforo no perfil do solo (mg dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas
granjas em Latossolo Vermelho férrico ..................................
74
Tabela 19 Média dos Teores de Carbono no perfil do solo (g dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas
granjas em Latossolo Vermelho férrico ..................................
77
Tabela 20 Média dos valores de delta pH no perfil do solo, submetido
a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em
Latossolo Vermelho férrico ....................................................
78
Tabela 21 Média dos valores da CTC no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em
Latossolo Vermelho férrico ....................................................
80
Tabela 22 Média dos Valores da Saturação de bases (V%) no perfil do
solo, submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas
granjas em Latossolo Vermelho férrico ..................................
81
Tabela 23 Média dos teores de amônio no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em
Latossolo Vermelho férrico ....................................................
84
xii
Tabela 24 Média dos teores de nitrato no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em
Latossolo Vermelho férrico ....................................................
86
Tabela 25 Média dos teores de zinco no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em
Latossolo Vermelho férrico ....................................................
90
Tabela 26 Média dos teores de cobre no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em
Latossolo Vermelho férrico ....................................................
93
Tabela 27 Média dos teores de manganês no perfil do solo, submetido
a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em
Latossolo Vermelho férrico ....................................................
94
xiii
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 Croqui evidenciando mapa do Estado do Paraná destacando a
localização do município de Toledo, onde concentram-se a
maioria das granjas de suínos desta pesquisa .........................
31
Figura 2 Foto evidenciando a pocilga (a) onde são gerados os dejetos e
duas lagoas anaeróbias (bioesterqueiras) em série destacadas
pelas setas (b) ............................................................................
34
Figura 3 Foto evidenciando áreas de solo exposto á grande
concentração do dejeto líquido de suíno (DLS) acarretando a
morte das plantas, as setas evidenciam locais de coleta (a) e
(b) ...............................................................................................
35
Figura 4 Foto evidenciando a posição da bioesterqueira (a) em relação
à área cultivada. A seta evidencia a direção dos locais
amostrados caracterizados por comprometimento das
plântulas de milho (b) .................................................................
35
Figura 5 Esquema evidenciando o Biosistema Integrado (BSI), com
tanque de sedimentação do resíduo usado para alimentação
de peixes ....................................................................................
36
Figura 6 Detalhes do biossistema integrado (BSI) implantado na granja
2, com separação de partes mais sólidas e mais líquidas do
resíduo: a) pocilga, b) biodigestores, c) reatores anaeróbios, d)
ao fundo o tanque de piscicultura, e) caixa de sedimentação
onde foram feitas as coletas do DLS, f) tanque de algas, g)
lagoa de armazenamento ...........................................................
37
Figura 7 Fotos evidenciando a bioesterqueira existente na granja 3 (a) e
a declividade e a tubulação de PVC a qual é acoplada ao
aspersor tipo canhão (b) ............................................................
38
Figura 8 Aspersor tipo canhão (a) e a lavoura de milho após a
fertirrigação (b) ...........................................................................
39
Figura 9 Bioesterqueiras implantadas na granja 4: a) sem
impermeabilização e b) com impermeabilização de lona de
PEAD ..........................................................................................
39
Figura 10 Fotos evidenciando o sistema de biodigestão (a e b), a lagoa
de armazenamento de biofertilizante (c) e o motor tocado a
biogás para transferência do DLS na granja 6 (d) .....................
41
xiv
Figura 11 Foto evidenciando os galpões de recria (a) onde são
instalados fossa sob a instalação para a coleta do DLS, a
caixa de equalização (b) dos mesmos e a bioesterqueira (c).
Ao lado da bioesterqueira o conjunto trator tanque mecanizado
para aplicação do DLS ao solo (d) .............................................
42
Figura 12 Foto evidenciando a caixa separadora de sólidos (a) local da
coleta dos sólidos, detalhes das lagoas de estabilização (b) e
(c) e porcas na maternidade (d) .................................................
43
Figura 13 Fluxograma das várias fases envolvidas no presente estudo ....
44
Figura 14 Esquema de uma granja de suínos evidenciando 1= pocilga, 2 e
3 = tratamento de dejetos, 4 = lagoa de armazenamento, 5 =
talhões onde foram amostrados o solo e as plântulas de milho ....
47
Figura 15 Fotos evidenciando a coleta de solos (a) e (b) e do local (c) .....
48
Figura 16 As variáveis (características do solo) mostraram seguir uma
distribuição Gama, como o apresentado nesta figura geral da
função de densidade de acordo com diferentes valores do
parâmetro k ................................................................................
51
Figura 17 Sólidos Totais (ST %), Sólidos Fixos (SF%) e Sólidos Voláteis
(SV%) do DLS em função do manejo dos animais nas granjas
(1, 5, 6 e 8 = ciclo completo, com produção de leitões e
terminação; 3, 4 e 7 = terminação e 2 = produção de leitão) ....
55
Figura 18 Densidade do DLS em Kg dm
-3
em função do manejo dos
animais nas granjas 1, 5, 6 e 8 = ciclo completo, com produção
de leitões e terminação; 3, 4 e 7 = terminação e 2 = produção
de leitão ......................................................................................
56
Figura 19 DQO e DBO5 (mg L
-1
de O
2
) em função do manejo nas
*granjas 1, 5, 6 e 8 = ciclo completo, com produção de leitões
e terminação; 3, 4 e 7 = terminação e 2 = produção de leitão ...
58
Figura 20 Valores de pH para o dejeto líquido de suíno (DLS) em função
do manejo avaliado nas granjas 1, 5, 6 e 8 = ciclo completo,
com produção de leitões e terminação; 3, 4 e 7 = terminação e
2 = produção de leitão ................................................................
60
Figura 21 Valores de sólidos totais dissolvidos (g L
-1
) e condutividade
elétrica (mS) no DLS, em função do manejo das granjas s 1, 5,
6 e 8 = ciclo completo com produção de leitões e terminação;
3, 4 e 7 = terminação e 2 = produção de leitão ........................
61
Figura 22 Médias dos valores de acidez potencial no perfil do solo (cmolc
dm
-3
), submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas
granjas, em Latossolo Vermelho férrico .....................................
68
xv
Figura 23 Média dos teores de Cálcio no perfil do solo (cmolc dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas,
em Latossolo Vermelho férrico ...................................................
69
Figura 24 Média dos Valores de Magnésio no perfil do solo (cmolc dm-3),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas
em Latossolo Vermelho férrico ...................................................
71
Figura 25 Média dos Valores de Potássio no perfil do solo (cmolc dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas,
em Latossolo Vermelho férrico ...................................................
73
Figura 26 Media dos Teores de Fósforo no perfil do solo (mg dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas
em Latossolo Vermelho férrico ...................................................
75
Figura 27 Média dos teores de Carbono no perfil do solo (g dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas
em Latossolo Vermelho férrico ...................................................
77
Figura 28 Média dos valores de delta pH no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico .........................................................................
79
Figura 29 Média dos valores da CTC no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico .........................................................................
80
Figura 30 Saturação de bases (V%) no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico .........................................................................
82
Figura 31 Variação do Percentagem de Sódio Trocável (PST) nos perfis
do solo ........................................................................................
83
Figura 32 Média dos teores de amônio no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico .........................................................................
85
Figura 33 Média dos teores de nitrato no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico .........................................................................
87
Figura 34 Precipitações mensais em mm. A série 1 refere-se á região de
Toledo, a série 2 a média da região sudoeste do Paraná e a
série 3 á média da região do Estado do Paraná. A seta indica
a época da amostragem .............................................................
88
xvi
Figura 35 Média dos teores de zinco no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico .........................................................................
90
Figura 36 Média dos teores de cobre no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico .........................................................................
93
Figura 37 Média dos Teores de manganês no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico .........................................................................
94
Figura 38 Produção de matéria seca do milho submetido á aplicação de
dejeto líquido de suíno, em Latossolo Vermelho distroférrico,
na profundidade de 0 a 20 cm, em função do manejo nas
granjas 1, 5, 6, 8 = ciclo completo, com produção de leitões e
terminação; 3, 4 e 7 = terminação e 2 = produção de leitão ......
96
xvii
RESUMO
OLIVEIRA, Darlene Lopes do Amaral, M.S., Universidade Estadual de Maringá,
fevereiro de 2007. Atributos químicos de latossolo vermelho férrico após
aplicação intensiva de dejetos líquidos de suínos. Orientadora: Profª. Drª.
Maria Anita Gonçalves da Silva.
O dejeto de animais utilizado como fertilizante do solo, ao contrário dos
fertilizantes químicos, que poderão ser formulados especificamente para cada
tipo de cultura e de solo, possui, simultaneamente, vários minerais que se
encontram em proporções desequilibradas em relação à capacidade de
absorção das plantas. Em razão disso, o uso prolongado e, ou excessivo
poderá resultar em desequilíbrios químicos, físicos e biológicos do solo. Tendo
em vista a ocorrência de problemas ambientais advindos do manejo
inadequado de dejetos líquidos de suínos, tornou-se objetivo deste trabalho,
uma avaliação representativa da qualidade dos dejetos que são aplicadas na
cultura de milho, sob plantio direto, em oito granjas da região de Toledo, PR.
Da mesma forma foram avaliadas a influência nas características dos solos,
além da movimentação dos nutrientes e do nitrato no perfil. Os resíduos
apresentaram pH maior que 7,5, alta concentração de N, P, K, Ca, Mg, Fe e
Zn, baixa percentagem de sólidos totais com um máximo de 2,2% e altas
amplitudes de variação dos nutrientes as quais foram atribuídas aos diferentes
manejos e condições nutricionais aplicados em cada granja. Os resultados
evidenciaram que o uso sistemático de dejetos líquidos de suínos ao solo
provocou acúmulo de Zn, Mn e P na camada superficial e migração de P e Zn
ás camadas mais profundas do solo. A aplicação do dejeto líquido de suínos
alterou as cargas elétricas no perfil do solo o que acarretou uma diminuição da
CTC em detrimento do aumento da CTA em profundidade. Dessa maneira,
favoreceu a lixiviação de sódio, potássio e amônio maximizando o risco de
salinização das águas subterrâneas. A adição de carbono, através do dejeto
líquido, apresentou uma relação positiva com o ∆pH, a CTC e a saturação de
bases, o que favoreceu o crescimento do milho.
Palavras-chave: dejetos de animais, aduba
ção orgânica, salinização,
nutrientes, milho.
xviii
ABSTRACT
OLIVEIRA, Darlene Lopes do Amaral, M.S., State University of Maringá,
February 2007.Chemical attributes of a ferric red latosoil after intensive
application of swine liquid manure. Adviser: Profª. Drª. Maria Anita
Gonçalves da Silva.
Several sorts of minerals found in swine manure, used as soil fertilizing,
haven’t been balanced in relation to capacity of plants absorption. On the
contrary of chemical fertilizing which can be formulated according to each type
of culture and soil. Thus, when using it excessively or for a long term, my result
in chemical, physical and biological alterations of the soil. Due to environmental
damages caused by inappropriate handling of swine manure, this work aims to
make a representative evaluation of wastewater got from swine raising, which
has been applied in growing corn through direct planting system in eight farms
around the city of Toledo, in Paraná State. It was also evaluated its influence in
the characteristics of the soil, as well as the movement of nutrients and nitrate
in profile. The waste showed pH higher than 7.5, a high concentration of N, P,
K, Ca, Mg, Fe and Zn, a short amount of total solids with maximum 2,2% and
high amplitudes of variation of nutrients which were attributed to the different
handling and nutritional conditions used on each farm. The results
demonstrated that the systematic use of swine liquids manure to the soil have
brought about accumulation of Zn, Mn and P in the superficial layers and
migration of P and Zn to the deeper layers. The use of liquid manure has
changed the charge in the soil profile causing a decreasing of CTC and an
increasing of CTA. Thus, the lixiviation of sodium, potassium and ammonia
improved, increasing the risk of salinization of the underground water. The
addition of carbon, through the liquid manure, showed a positive relation with
∆ph, CTC and the basis saturation improving corn growth.
Key words: animal manure, organic fertilizer, salinization, nutrients, corn.
1
1 INTRODUÇÃO
A suinocultura tecnificada, por ser atividade altamente poluidora, tem
nos últimos anos demandado pesquisas com vistas ao desenvolvimento de
tecnologias adequadas e de baixo custo para o tratamento ou disposição das
águas residuárias. A utilização do solo como meio depurador tem mostrado
muitas vantagens, tanto de ordem técnica como econômica.
O solo considerado um sistema disperso, polifásico e heterogêneo,
possui propriedades que possibilitam sua utilização como meio de tratamento
de águas residuárias. Este filtro natural, constituído pela matriz solo, com suas
propriedades de adsorção química e física, pelas plantas e pelos
microrganismos, pode atuar como depurador de águas residuárias por meio da
intercepção dos sólidos em suspensão e remoção de nutrientes, além da
oxidação do material orgânico promovido por bactérias presentes no próprio
solo. Entretanto, para que a disposição de efluentes líquidos no solo não traga
riscos de salinização e contaminação ambiental, torna-se necessário o
conhecimento da capacidade de suporte de cada sistema solo-planta para que
se possa estabelecer a taxa de aplicação mais adequada, de forma a
resguardar a integridade dos recursos naturais.
No Brasil, até a década de 70, os dejetos de suínos não constituíam
fator de preocupação, pois a concentração de animais por unidade de área era
pequena. O sistema confinado de produção, a partir dos anos 80, aumentou
consideravelmente a produção de dejetos, que lançados nos mananciais de
água, passaram a gerar desequilíbrios ecológicos, por causa da alta demanda
bioquímica de oxigênio, que é cerca de 260 vezes superior à do esgoto
doméstico (OLIVEIRA, 1993).
O início da produção suinícola na região Sudoeste do Paraná remonta
ao período da colonização, cerca de cinqüenta anos atrás. Naquela época as
pocilgas eram estabelecidas junto aos cursos d’água para facilitar o acesso à
água e acabavam sendo usados como local de destino final dos dejetos. Visto
as dimensões da atividade na época e a concepção ambiental vigente, os
reflexos negativos não eram dimensionados.
2
Mais recentemente, em função do grande crescimento da atividade,
tornando o Paraná um estado expressivo na produção de suínos, tais reflexos
passaram a ser visualizados. Em decorrência das pressões legais e com o
desenvolvimento técnico de processos e equipamentos, passou-se a criar
sistemas de contenção dos efluentes e se ampliou a utilização agrícola dos
mesmos, uma vez que a ampliação da produção gerava grande impacto
ambiental.
Existe a crença, junto aos suinocultores, agricultores e mesmo
técnicos, de que o dejeto suíno seja insumo para a agricultura. Contudo, para
adquirir tal status, o dejeto precisa ter elementos constituintes que atendam a
demanda da agricultura, sem que possua quantidade de elementos
potencialmente nocivos (SOUZA et al., 2004).
A suinocultura brasileira deverá passar por grande expansão nos
próximos anos, visto o crescimento da demanda mundial por proteína animal.
Contudo, este potencial de crescimento pode ser refreado pela legislação
ambiental. A parceria com a agricultura pode trazer benefício para os dois
segmentos, uma vez que poderá dar destino para os dejetos pelo uso do
potencial fertilizante nas culturas anuais.
A falha no processo decorre do alto grau de desconhecimento, pelo
agricultor, do volume de nutrientes que existe em um metro cúbico de dejeto.
Assim, o presente estudo buscou apresentar parâmetros que contribuam para o
entendimento do valor do dejeto suíno com fins agrícolas e, a partir disso, a
tomada de medidas para corrigir falhas durante a geração, coleta e aplicação do
mesmo. Com este entendimento o agricultor, parceiro do suinocultor, poderá
compreender melhor a qualidade e valor do material que está lançando no seu
solo e se atende a suas expectativas a partir do conhecimento dos desequilíbrios
químicos, que poderão ocorrer pelo seu uso prolongado e, ou, excessivo.
Este trabalho teve como objetivo: a) caracterizar o dejeto líquido de suíno;
b) avaliar a influência da aplicação do dejeto líquido nas características químicas e
na disponibilidade de nutrientes, no solo de granjas produtoras comparativamente
ao local sem aplicação do dejeto (testemunha); b) avaliar a lixiviação de nitrato no
perfil, em função da aplicação de dejetos em solos cultivados sob sistema plantio
direto de granjas produtoras da região de Toledo, PR.
3
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 CENÁRIO SÓCIO ECONÔMICO DA SUINOCULTURA
A carne de suínos tem sido a principal fonte de proteína animal no
mundo, superando a carne bovina em produção desde 1973. De acordo com
dados da Associação Brasileira da Indústria Produtora e Exportadora da Carne
Suína (ABIPECS, 2005), a produção de carne suína foi cerca de 100 milhões
de toneladas em 2004, na seqüência esteve a produção de frangos com 70
milhões, a carne bovina com 60 milhões e com menor destaque as carnes de
peru e pato com valores próximos de 6 milhões de toneladas.
No Brasil a carne suína é a terceira mais importante em volume de
produção, sendo superada pela produção das carnes bovina e de aves e essa
atividade é importante para a formação do Produto Interno Bruto brasileiro
(TALAMINI, 2006).
O Brasil, com perto de 3% da produção mundial, ocupa a quarta
posição entre os países maiores produtores de suínos, dentre os quais a
China, a União Européia e os Estados Unidos, possuem cerca de 52%, 23% e
10% da produção mundial, ocupando o primeiro, segundo e terceiro lugar,
respectivamente.
A China é o maior consumidor mundial de carne suína. No entanto, não
figura entre os maiores consumidores per capita (GIROTTO; MIELE, 2006). O
maior consumidor mundial per capita de carne suína, segundo a Abipecs
(2005), é a Dinamarca com 76 kg/habitante/ano, seguida pela Espanha 63,
Republica Tcheca, Áustria e Alemanha com 58. No Brasil este valor gira em
torno de 12. Segundo Talamini (2006), apesar do custo de produção do suíno
no Brasil ser um dos mais baixos do planeta, nossa demanda interna é limitada
pelo poder aquisitivo do consumidor nacional, o qual é sabidamente baixo.
A produção nacional de carne suína vem apresentando índices
consideráveis de crescimento nos últimos 6 anos. Uma das causas deste
crescimento é o constante esclarecimento à população sobre a qualidade da
4
carne suína, em função do seu potencial nutritivo e a quebra de tabus
históricos (ABIPECS, 2005).
A suinocultura no Brasil segundo Roppa (1997), é uma atividade
predominante de pequenas propriedades rurais e uma atividade importante do
ponto de vista social, econômico e, especialmente, como instrumento de
fixação do homem no campo. Cerca de 81,7% dos suínos são criados em
unidades de até 100 hectares. Essa atividade encontra-se 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.
Wedekin e Mello (1995 apud ROPPA, 1997), citam que existem
diferenças regionais tanto na distribuição do rebanho, como nas características
de organização dos sistemas de produção. Na Região Sul a atividade é
explorada com enfoque unicamente comercial, sendo os sistemas de produção
técnica e economicamente viável. Já no Nordeste a atividade caracteriza-se
por ser de subsistência, com reduzido número de animais por propriedade. A
Região Sudeste passa por uma fase de transição, com espaço para a
consolidação de um mercado de matrizes e reprodutores superiores. No Norte
do País é uma atividade ainda pouco difundida, predominando a subsistência.
Segundo Bohley (1990), o aumento do processo de integração entre
produtores e os frigoríficos, elevou a concentração de animais por unidade de
área, o que tem levado a uma produção de grandes quantidades de resíduo.
Segundo a Abipecs (2005a), a maior produção brasileira ainda ocorre
predominantemente nas regiões Sul e Sudeste do país (Tabela 1) apesar de
estar existindo expansão das atividades para a região Centro-Oeste,
principalmente nos Estados do Mato Grosso e Goiás. A maior representação
numérica, econômica e tecnológica na região Sul, ocorre devido ao fato de que
é nesta região que se concentram a maior parte das indústrias e, por
conseqüência, uma tecnologia de ponta.
Segundo estatística do IBGE (2001), aproximadamente 58,5% do abate
de suínos do país é feito nas indústrias, sob inspeção Federal do Ministério da
Agricultura, Pecuária e Abastecimento - MAPA, a grande maioria localizada na
região sul. Cerca de 5% do abate inspecionado fica a cargo das inspeções
estaduais e municipais e os demais abates não são inspecionados. Segundo a
5
Abipecs (2005), na suinocultura, a região Sul foi responsável por 74% dos
abates totais do país com Inspeção Federal em 2004, sendo que a maior
contribuição foi de Santa Catarina com número de cabeças abatidas de
6.757.666, seguido pelo Rio Grande do Sul 4.508.309 e depois Paraná com
3.425.012.
Tabela 1 – Distribuição do rebanho de suínos e o número de abates com
Sistema de Inspeção Federal (SIF) nas regiões brasileiras no ano
de 2004
Matrizes alojadas* Produção de suínos Abate com SIF
Regiões do Brasil
N
o
de cabeças Percentual N
o
de cabeças Percentual N
o
de cabeças Percentual
Norte
286.804 11,9 % 720.716 2,1 % 1.504 <<<<
Centro Oeste
335.620 14,0 % 5.282.496 15,6 % 2.269.971 11,40 %
Nordeste
425.899 17,8 % 2.897.217 8,5 % 36.365 0,18 %
Sudeste
363.325 15,1 % 6.021.478 17,8 % 2.829.436 14,26 %
Sul
989.952 41,2 % 18.996.204 56,0 % 14.690.987 74,16 %
Total Brasil
2.401.600 100,0 % 33.918.111 100,0 % 19.828.263 100,00 %
Fonte: Modificado de Abipecs (2005). *fêmeas em condições de procriar.
No Brasil, no setor de carnes, praticamente as mesmas empresas que
abatem aves abatem também suínos e são também elas que realizam o
processamento da carne. No caso da indústria de suínos apesar do grande
número de empresas, apenas 5 (cinco) dominam 63% dos abates com
Inspeção Federal (SIF) e que, portanto podem vender sua produção em todo
território nacional e também exportar. A primeira é a Sadia, que controla
19,82% do total de abate de SIF; seguida pela Perdigão com 15,33%; a Aurora
com 13,95%; a Riosulense com 7,49% e a Seara com 6,97%.
Algumas regiões do Brasil em que há grande concentração de suínos
são: o Oeste de Santa Catarina, o Sudoeste e o Oeste do Paraná, o Nordeste
do Rio Grande do Sul, o Vale do Poranga em Minas Gerais e outras regiões,
com restrições de relevo para a agricultura mecanizada (PERDOMO, 2001).
Um elemento importante para entender o comportamento da produção
de suínos de uma determinada região, é conhecer a localização das plantas
industriais das grandes agroindústrias uma vez que este é o padrão
hegemônico no abate e processamento. Segundo Oliveira (2004), 43% dos
abates do Paraná, é feito na região de Toledo e outros 13,7% na região de
Cascavel. Em seguida, destacam-se as regiões de Pato Branco com 7,53%, a
6
de Ponta Grossa com 10,34%, a de Cornélio Procópio com 6,7% e a de
Laranjeiras do Sul com mais de 6% dos abates registrados no Estado. Ainda
segundo este autor as principais indústrias são a Sadia, com unidades em
Toledo e Ponta Grossa; a Perdigão, em Carambeí; a Sudcoop, em Medianeira;
a Coopavel, em Cascavel; a Porcobelo, em Laranjeiras do Sul; o Frigorífico
Rajá, em Jacarezinho; e o Frigorífico Pérola, em Santo Antonio da Platina.
Segundo Palhares et al. (2002), a elevada taxa na concentração de
produção de suínos em algumas áreas, evidencia uma relação positiva entre o
aumento do número de unidades animais, por hectare, e a disponibilidade de
elementos minerais na área, entendendo-se que, quanto maior a
disponibilidade maior o risco ambiental.
2.2 ASPECTOS NUTRICIONAIS E POLUIÇÃO DO MEIO AMBIENTE
O crescimento da produção de frangos e de suínos no país, está
relacionado com a demanda por milho, que é um ingrediente importante na
composição das rações para esses animais. Na realidade, segundo Santiago,
citado pela Embrapa (2005), poder-se-ia pensar nos frangos e suínos como um
"subproduto" do milho, dada a importância deste na alimentação daqueles.
O milho e o farelo de soja são os principais ingredientes utilizados em
rações para suínos no Brasil. A ensilagem de grãos de milho é um processo de
conservação, que consiste na fermentação dos grãos úmidos por microrganismos
anaeróbios, os quais produzem ácidos orgânicos (TÓFOLI et al., 2003).
A aplicação dos conhecimentos de nutrição animal deve contribuir para
a preservação do ambiente e isto significa que o balanceamento das rações
deve atender estritamente às exigências nutricionais nas diferentes fases de
produção. O excesso de nutrientes na ração é um dos maiores causadores de
poluição do ambiente, portanto, atenção especial deve ser dada aos
ingredientes, buscando-se aqueles que apresentem alta digestibilidade e
disponibilidade dos nutrientes e que sejam processados adequadamente, em
especial quanto à granulometria (EMBRAPA, 1991).
Segundo Lima e Nones (1999), as exig
ências quantitativas de
nutrientes não são as mesmas para todos os suínos, mas variam com a idade,
o estado fisiológico, a genética, o sexo, o estado sanitário, a temperatura
7
ambiente, a densidade de criação e outros fatores. O consumo total de rações
por fase produtiva dos suínos durante um ano, considerando uma matriz
mantida em ciclo completo corresponde a 11% na gestação, 6% na lactação,
13% para leitões na creche, e 70% para suínos no crescimento e terminação.
Desta forma, o manejo da alimentação na fase de crescimento e terminação
assume importância fundamental para o máximo rendimento econômico na
atividade (EMBRAPA, 2003).
Para a maioria das fases, uma formulação adequada é obtida com a
combinação dos alimentos energéticos também fornecedores de proteína com
alimentos protéicos com alto teor de energia. Sempre deverá ser feita a
inclusão de premix vitamínico e de micro-minerais. O Núcleo é um tipo especial
de premix que já contém o cálcio, o fósforo e o sódio, além das vitaminas e
micro-minerais necessários (EMBRAPA, 2003). O uso de promotores de
crescimento nas rações deve atender à legislação do Ministério da Agricultura,
Pecuária e Abastecimento (MAPA).
Segundo Martins et al. (2005), os principais desafios à nutrição animal
nos próximos anos, em particular a dos monogástricos (aves e suínos), serão
as exigências do mercado internacional, em especial o europeu, em restringir
ou mesmo banir das dietas destas espécies componentes como cereais
resultantes de Organismos Geneticamente Modificados (OGMs), resíduos
protéicos de origem animal (farinhas de peixe, carne, penas, vísceras, sangue
etc.), uso dos chamados antibióticos promotores do crescimento, dioxinas,
neuropatias transmissíveis, micotoxinas, etc.
O nitrogênio dos dejetos dos suínos é resultado da deaminação dos
aminoácidos não utilizados para a síntese protéica, que ocorre quando há
excesso ou imbalanço de aminoácidos nas rações (MOREIRA et al., 2001).
Uma forma de reduzir a excreção de nitrogênio pelos suínos para o meio é a
utilização de rações com níveis mais baixos de proteína bruta (PB) e
suplementar com aminoácidos sintéticos.
O limite superior para excreção de nitrogênio no crescimento–
terminação de suínos deveria ser de 40% do nitrogênio (N) consumido, ao
invés disso 60% do N é excretado nos dejetos (PERDOMO et al., 2001). A
média de eficiência de utilização do nitrogênio (N) na dieta de suínos é de 29%;
do fósforo (P) é de 28% e do potássio (K) é de 6%. Neste mesmo contexto, foi
8
sugerido pela Nacional Academy of Science (NAS, 1998), que 45 a 60% do N,
50 a 80% do cálcio (Ca) e fósforo (P) e 70 a 95% do potássio (K), sódio (Na),
magnésio (Mg), cobre (Cu), zinco (Zn), manganês (Mn) e ferro (Fe)
consumidos são excretados pelos animais.
Segundo esta academia, o cobre é um micromineral essencial aos
suínos e atua como promotor de crescimento quando utilizado em níveis de
150 a 250 ppm. O zinco, também essencial, quando adicionados em níveis de
2400 a 3200 ppm, na forma de óxido, em dietas de leitões desmamados,
também atua como promotor de crescimento, aumentando o ganho de peso, o
consumo de ração e reduzindo a incidência de diarréia pós desmame.
Para atender as exigências nutricionais dos suínos, é necessário
adicionar uma fonte de fósforo inorgânico. Isso ocorre, pois o fósforo presente nos
cereais está na forma de complexo. Esse complexo, chamado de fitato (inositol
hexafosfato) se complexa com vários cátions (principalmente Ca, Fe e Cu) e com
o grupo amina de alguns aminoácidos básicos (principalmente a lisina)
(FERKTET, 1996). O fitato é resistente a hidrólise e não permite o uso do fósforo
pelos animais, compromete a absorção de Ca, de outros microminerais (Zn e Cu)
e diminui a digestibilidade de aminoácidos. A fitase cliva a molécula de fitato,
aumentando a disponibilidade dos nutrientes presentes no complexo. No entanto,
os suínos não sintetizam a fitase (BARNETT, 1993). A suplementação de rações
com a enzima fitase, proporciona maior aproveitamento dos nutrientes,
principalmente do fósforo, cálcio e outros minerais presentes nos alimentos com
menor excreção para o meio ambiente. A suplementação de P representa o
terceiro maior item do custo de rações para suínos e sua baixa disponibilidade nos
ingredientes vegetais, torna-se necessária a suplementação a partir de fontes
minerais com conseqüente aumento na quantidade de P nos dejetos dos animais
(CROMWELL et al., 1995).
A legislação brasileira, sobre utilização de fontes de fósforo na
alimentação animal é insuficiente e muito tolerante, pois apenas restringe o teor
de fósforo e o nível de flúor. No tocante aos metais pesados – um dos grandes
perigos trazidos por alguns tipos de fosfatos usados na alimentação animal – a
legislação é omissa (ANDIF, 1997).
Antibi
óticos podem ser utilizados em doses subterapêuticas nas rações
para prevenir a incidência de microorganismos no trato intestinal, melhorando a
9
taxa de crescimento e a eficiência alimentar. Dessa forma o uso de antibióticos
como promotores de crescimento é um fator que reduz o potencial poluente
dos dejetos animais (LIMA; NONES, 1999).
Segundo estes autores, toda tecnologia que melhora a eficiência
alimentar dos animais deve ser encarada também como fator para a redução
da quantidade e do poder poluente dos dejetos produzidos. O aumento da
eficiência na produção de suínos com redução no impacto ambiental passa
pela melhor adequação nutricional das dietas, o que pode ser obtido através de
correta formulação de dietas envolvendo considerações sobre o nitrogênio,
fósforo, e cobre (LUDKE; LUDKE, 2001).
De acordo com estes autores, o uso do cobre como promotor aumenta
o ganho de peso e melhora a conversão alimentar nas fases de pós-desmame
e crescimento do suíno. Este efeito não é verificado durante a terminação,
acima de 50 kg na maioria dos experimentos relatados e, desta forma o uso de
altos níveis de cobre nesta fase apresenta como desvantagem um elevado
custo ambiental porque a sua concentração nos dejetos é proporcional ao nível
usado nas dietas.
Ainda segundo estes autores a redução dos níveis de cobre nas dietas
de suínos a níveis mais próximos da exigência nutricional terá como vantagem
imediata a melhor adequação da concentração do mineral nos dejetos
possibilitando um melhor balanço de nutriente solo-planta e uma conseqüente
maior sustentabilidade ambiental no uso do dejeto de suínos como fertilizante.
2.3 CARACTERÍSTICAS DO DEJETO SUÍNO
Os estercos líquidos ou dejetos de suínos são constituídos por fezes,
urina, água desperdiçada pelos bebedouros e de higienização, resíduos de
ração, pêlos, poeiras e outros materiais decorrentes do processo criatório
(KONZEN, 1993). O esterco, por sua vez, é constituído pelas fezes dos animais
que, normalmente apresentam-se na forma pastosa ou sólida (KONZEN;
ALVARENGA, 2002). Segundo Diesel et al. (2002), os dejetos podem
apresentar grandes variações em seus componentes, dependendo do sistema
de manejo adotado e, principalmente, da quantidade de água e nutrientes em
sua composição, conforme Tabela 2.
10
Tabela 2 – Composição química média dos dejetos suínos obtida na Unidade
do Sistema de Tratamento de Dejetos da Embrapa, Concórdia-SC
Variável Mínimo (mg L
-1
) Máximo (mg L
-1
) Médio (mg L
-1
)
pH (adimensional) 6,5 9,0 7,75
DBO 5.000,0 15.500,0 10.250,0
DQO 11.530,2 38.448,0 25.542,9
Sólidos totais 12.697,0 49.432,0 22.399,0
Sólidos voláteis 8.429,0 39.024,0 16.388,8
Sólidos fixos 4.268,0 10.408,0 6010,2
Sólidos sedimentáveis 220,0 850,0 428,9
Nitrogênio total 1.660,0 3.710,0 2.374,3
Fósforo total 320,0 1.180,0 577,8
Potássio total 260,0 1.140,0 535,7
Fonte: Silva (1996 apud DIESEL et al., 2002).
O esterco líquido (dejetos) dos suínos contém matéria orgânica,
nitrogênio, fósforo, potássio, cálcio, sódio, magnésio, manganês, ferro, zinco,
cobre e outros elementos incluídos nas dietas dos animais (SCHERER, 1995).
O sistema convencional de produção de suínos é baseado no manejo e
tratamento de dejetos realizados externamente às edificações. Esses sistemas
consistem na sua maioria, no armazenamento ou tratamento em esterqueiras
ou lagoas em série. Essa prática resulta em um resíduo final cuja concentração
de nutrientes é muito baixa, o que praticamente inviabiliza economicamente o
seu uso como adubo orgânico (GIROTTO, 2004).
Segundo Bley Jr. (2005), o padrão construtivo das instalações nos
países maiores produtores de suínos é definido pelas baixíssimas temperaturas
nos períodos de inverno. Isso permite que abaixo do piso das instalações de
produção, possam ser acumulados dejetos, pois a atividade biológica de
decomposição é muito pequena, praticamente nula, durante todo o inverno e
parte da primavera e outono. Ainda segundo este autor, não há como contar
com a armazenagem mesmo temporária de dejetos abaixo dos pisos dos
barracões em regiões de clima tropical como o Brasil, onde a atividade
biológica é muito intensa, sem que isso represente a geração de amônia que
afeta os animais desenvolvendo-lhes doenças respiratórias e obrigando o uso
de medicamentos. No Brasil a armazenagem dos dejetos é em média de 90 a
120 dias enquanto que em países de clima frio pode chegar a até 270 dias.
Pesquisa realizada por Silva et al. (2003) em granja de Minas Gerais,
no período de janeiro a dezembro de 2002, num total de 43 semanas avaliaram
amostras do sistema de tratamento o qual recebia os afluentes dos galpões de
11
cria e recria, contendo o dejeto bruto e dos efluentes após passarem por
tratamento (dois gradeadores e quatro lagoas de estabilização em série, sendo
uma anaeróbia, uma facultativa e duas de maturação ou de polimento). Os
resultados obtidos neste estudo constam na Tabela 3.
Tabela 3 – Características de dejetos de suínos brutos e após tratamento
Parâmetro
Valores
pH
DBO
(mg
O
2
L
-1
)
DQO
(mg
O
2
L
-1
)
Sólidos
totais
(mg L
-1
)
Sólidos
totais
Voláteis
(mg L
-1
)
Sólidos
totais
Fixos
(mg L
-1
)
Nitrogênio
amoniacal
(mg L
-1
)
Fósforo
total
(mg L
-1
)
Coliformes
totais
(NMP/ 1000
ml)
Dejeto Bruto
Máximo 8,9 3990,1 37.000,0 90.000,0 83.800,0 16.190,0 530,8 21,3 1,2 x 10
6
Médio 6,7 2241,0 10.040,0 19.011,6 16.129,0 3.846,6 308,1 9,0 6,2 x 10
4
Minimo 5,1 400,0 1.07 3.095,0 1.935,0 280,0 115,6 6,5 7,0 x 10
2
Efluente após o tratamento
Máximo 9,6 2.600,0 6.104,6 14.300,0 12.700,0 1.600,0 442,1 1,2 1,2 x 10
6
Médio 8,3 313,3 1.412,1 2010,4 1234,1 812,0 278,16 0,9 4,3 x 10
4
Mínimo 7,6 36,0 83,6 760,0 320,0 160,0 88,2 0,4 3,0 x 10
2
Fonte: Modificado de Silva et al. (2003).
As análises laboratoriais revelaram grandes variações, entre os valores
máximos e mínimos, na constituição físico-química do dejeto bruto durante o
período de coleta Segundo os autores podem ter contribuído para essas
variações o fator nutricional (dietas com composição química diferenciada
devido ao alto custo do milho e de insumos para a ração); e o fator manejo.
Sawyer e Lundvall (2004), avaliaram teores de N-Total, P-total e K-total
em dejetos tratados com diferentes práticas de manejo em 12 municípios do
Estado de Iowa (EUA) no período de 2000 a 2002. Os teores variaram de 3,13
a 9,47 kg m
-3
de N-total; de 2,04 a 6,47 kg m
-3
de
P
2
O
5
e de 2,76 a 5,75 kg m
-3
de K
2
O. Segundo estes autores estas diferenças realçam a importância da
análise do dejeto para determinar as taxas de aplicação no solo
A proporção de nitrogênio orgânico e amoniacal nos dejetos de suínos
pode variar em função do seu estado natural (fresco), ele varia de meio a meio
(50 a 50%) para um dejeto após a excreção pelos suínos (algumas horas), para
25% á 75% em dejetos de mais de 3 dias. Entretanto, após a mistura entre
fezes e urinas formando o dejeto líquido, o nitrogênio contido na urina é
transformado rapidamente em nitrogênio amoniacal. Portanto, nos sistemas de
12
manejo em uso, normalmente os dejetos são utilizados após 72 horas, o N
predomina na forma amoniacal (OLIVEIRA, 1993).
Segundo Scherer (2005), os dejetos suínos devem ser analisados
previamente, já que tanto a concentração de nutrientes como o teor de água,
em função do material, da proporção entre as dejeções (fezes + urina) e do
manejo desses materiais, podem fazer com que eles variem muito. No caso de
dejetos líquidos, o método do densímetro, calibrado com amostras de dejetos
suínos da região, estima com boa precisão a quantidade de nutrientes e poderá
ser utilizado para a avaliação expedita da qualidade fertilizante dos mesmos.
Ainda segundo este autor a repartição média das diferentes formas do
nitrogênio são: na fase líquida 75 a 85% de N-
4
NH e 10 a 5% do N-org; e na
fração sólida o N-org varia entre 10 a 15%. Para o fósforo têm-se na fase sólida
que o P-inorg ocupa 75 a 80% e o P-org de 10%; para a fase líquida o P-inorg
ocupa 10% e o P-org 3%.
Os dejetos de suínos segundo a Embrapa Cnpsa (1995 apud PNMA II,
2004), na forma em que se encontram ao serem gerados (dejetos brutos), são
esgotos com cargas poluentes, portanto, por mais privilegiado que seja seu
potencial uso como fertilizante, deve-se levar em conta que é um resíduo e que
ao ser disposto na natureza sem os necessários cuidados causará impactos
significativos aos solos, às águas superficiais e subterrâneas, assim como a
toda e qualquer forma de vida que habite estes biomas.
2.4 SISTEMA DE CONFINAMENTO E QUANTIDADE DE DEJETOS NAS
DIFERENTES FASES DE DESENVOLVIMENTO DOS SUÍNOS
Até a década de 70, a densidade de animais na suinocultura
proporcionava uma geração de dejetos capaz de ser absorvida pelo solo, não
se constituindo ainda em grave problema. Com a evolução da suinocultura, os
animais passaram a ser confinados em densidades cada vez maiores,
aumentando a quantidade de dejetos produzidos e passando a ser um
importante agente impactante. Além disso, o confinamento ocasionou um
aumento crescente no uso de água de higienização (lavação) aumentando o
volume de dejetos e sua diluição (OLIVEIRA, 1993).
13
A quantidade total de dejeto produzido por um suíno em determinada
fase do seu desenvolvimento, é um dado fundamental para o planejamento das
instalações de coleta e estocagem, e definição dos equipamentos a serem
utilizados para o transporte e distribuição do mesmo na lavoura. As
quantidades de fezes e urina são afetadas por fatores zootécnicos (tamanho,
sexo, raça e atividade), ambientais (temperatura e umidade) e dietéticos
(digestibilidade, conteúdo de fibra e proteína) (DIESEL et al., 2002). A Tabela 4
apresenta a produção diária de dejetos de acordo com a categoria dos suínos,
segundo Oliveira et al. (1993).
Tabela 4 – Produção média diária de dejetos nas diferentes fases produtivas
dos suínos
Categoria de suínos
Esterco
(Kg)
Esterco + urina
(Kg)
Dejetos líquidos
(L)
25- 100 Kg 2,30 4,90 7,00
Porcas em gestação 3,60 11,00 16,00
Porcas em Lactação 6,40 18,00 27,00
Machos 3,00 6,00 9,00
Leitão desmamado 0,35 0,95 1,40
Fonte: Oliveira et al. (1993).
Segundo Oliveira (1997), a quantidade de dejetos produzida pelos suínos
é função do desenvolvimento dos animais, variando de 4,9 a 8,5% de seu peso
vivo/dia, para faixa de 15 a 100 Kg. O volume total de água residuária é função da
quantidade de água excretada pelos animais, daquela desperdiçada nos
bebedouros e do volume de água utilizado na lavação das instalações.
2.5 APLICAÇÃO DE DEJETO LÍQUIDO DE SUÍNO NOS SOLOS
Segundo Taiganides (1977), a utilização do esterco de suínos nos
solos agrícolas é recomendável, porém requer uma combinação harmoniosa
dos princípios da Ciência do Solo, Saúde Pública e Hidrologia.
O uso de dejetos animais como fertilizante do solo é uma prática
milenar e existem inúmeras pesquisas demonstrando tal potencial, da mesma
forma que para outros tipos de resíduos orgânicos. Entretanto, ao contrário dos
fertilizantes químicos, que poderão ser formulados especificamente para cada
14
tipo de cultura e de solo, os dejetos animais possuem, simultaneamente, vários
minerais que se encontram em proporções desequilibradas em relação à
capacidade de absorção das plantas. Em razão disso, o uso prolongado e, ou,
excessivo poderá resultar em desequilíbrios químicos, físicos e biológicos do
solo, sendo que vários desses impactos já foram comprovados tanto no Sul
quanto em outras regiões do Brasil e do mundo (SEGANFREDO, 2003).
Segundo Konzen (1983) e Scherer (1997), os dejetos suínos são excreções de
composição múltipla e desequilibrada em relação às necessidades das plantas
especialmente com referência aos micronutrientes.
Segundo Oliveira (1993), Seganfredo (1999) e Konzen e Alvarenga
(2002), para que qualquer sistema agrícola adubado com dejetos constitua um
sistema auto-sustentável, ou seja, que possa ser produtivo, lucrativo e repetido
indefinidamente com isenção ou mínimo dano ambiental, é necessário que por
um lado, as quantidades retiradas pelas plantas sejam repostas e por outro,
que as quantidades de nutrientes adicionadas não sejam maiores do que
aquelas requeridas. Estes autores citam que, se as quantidades adicionadas
forem menores haverá diminuição da produtividade e, por conseqüência, da
lucratividade. Se forem maiores, no entanto, haverá acumulo de nutrientes no
solo.
A fertilidade do solo descreve a inter-relação entre fatores que afetam
os efeitos de corretivo e fertilizante sobre os solos e plantas cultivadas,
organizando o conhecimento para o uso na produção agrícola (RAIJ, 1991). A
capacidade do solo em fornecer nutrientes às plantas depende do equilíbrio
entre os íons presentes na fração coloidal (argila, notadamente nos óxidos
hidratados de ferro e alumínio e na fração humificada da matéria orgânica) e na
solução de solo (QUAGGIO, 2000).
Segundo Seganfredo (2001), as plantas não possuem capacidade de
absorver a quantidade total de nutrientes aplicada através dos dejetos,
especialmente quando a referência para o cálculo for o nitrogênio e a aplicação
se der em dose única, o procedimento mais freqüentemente usado a campo.
Segundo o autor, a aplicação dos dejetos em dose única na
semeadura, para o fornecimento do total de N necessário para o ciclo das
culturas é de alto risco ambiental, pois haverá excesso de N em períodos nos
quais as plantas apresentam baixa capacidade de extração. Afora o N, a
15
aplicação em dose única nessas condições, faz com que ocorra um excedente
de vários outros nutrientes no solo, provocando desequilíbrios no mesmo, além
de por em risco a qualidade das águas, devido aos processos de erosão e
lixiviação. Segundo Kunz (2004), para diminuir os riscos de poluição ambiental,
as alternativas técnicas são a diminuição do potencial poluente dos dejetos,
através do seu tratamento e ou redução do excedente e o desbalanço de
nutrientes em relação à capacidade de extração das plantas. Outra alternativa
a usar preferentemente associada às duas anteriores, é o uso de plantas com
alta e seletiva extração de nutrientes (OLIVEIRA, 1993). King e Morrris (apud
MATOS et al., 1997), recomendaram fazer a aplicação de dejeto líquido de
suínos em área que com cultura em crescimento, a fim de aumentar a taxa de
absorção, evaporação e transpiração e evitar a erosão do solo. A cultura
deveria ser colhida periodicamente, para haver a remoção de nutrientes
presentes, sendo por isso, ideal a aplicação sobre capineiras. Assim como o
cultivo de capineiras, o cultivo de pastagem para uso de silagem e feno é
também outra alternativa importante, devido á alta capacidade de extração de
nutrientes, pois em geral são também muito responsivos e exigem altas doses
de N (PACIULLO et al., 1998 apud MATOS et al., 1997).
2.5.1 Formas de disposição ao solo
O elevado conteúdo de água nos dejetos de suínos armazenados na
forma líquida requer que grandes quantidades sejam transportadas e aplicadas
na lavoura para obter equivalência aos fertilizantes minerais (SCRERER,
2003). O transporte de grande volume de material constituído essencialmente
por água, gera um custo bastante elevado a ser pago pelo produtor ou por
aquele que venha a utilizar esse tipo de produto como fertilizante, o que de
certa forma, inviabiliza a sua utilização em áreas mais afastadas de sua
produção (SCRERER et al., 1996).
Os dejetos, como fertilizante, podem ser aplicados no solo de maneira
uniforme e/ou localizada, dependendo do tipo de equipamento envolvido e do
sistema de plantio adotado. Os equipamentos mais utilizados são os tanques
ou carretas tratorizados e sistemas de aspersão. Para os líquidos, os aspectos
positivos da aspersão são a maior área possível de ser fertilizada com o
16
mesmo equipamento, maior precisão nas doses estabelecidas e menor
investimento em equipamentos por unidade de área e conseqüente menor
custo da fertilização. O custo da distribuição por aspersão é em torno de 50%
menor que o da fertilização com tanque mecanizado. Este, por sua vez, traz
grave inconveniente de compactar o solo, pelo intenso trânsito na hora da
aplicação (KONZEN, 2003).
De acordo com ASAE (1990), o liqüame da lagoa de tratamento dos
dejetos pode ser aplicado no solo por meio de sistemas de irrigação por
aspersão, irrigação por superfície, ou chorumeiras. Porém na irrigação por
inundação permanente deve ser evitada.
Bohley (1990), afirma que os custos com transporte e mão-de-obra
para aplicação de esterco, têm feito com que se busquem alternativas mais
econômicas, como a aplicação via água de irrigação. Nos Estados Unidos, o
uso de sistemas de irrigação utilizados para aplicação de estercos líquidos,
apresentava uma tendência de crescimento desde o início da década de 70.
Dependendo de sua origem, o adubo animal pode conter 60 a 80% de líquido.
A maior concentração de nutrientes está na porção líquida do esterco. Desta
forma, a aplicação de esterco líquido em um sistema de irrigação é uma
alternativa de reciclagem recomendável, considerando um sistema
hidraulicamente bem projetado e operado de modo correto.
De acordo com Kumar et al. (1972), a atividade agropecuária gera um
enorme desperdício de matéria orgânica. Afirmam ainda, que o bombeamento
constitui um método limpo e de baixo custo para manipular estes materiais
diluídos em forma pastosa.
Campelo (1999), concluiu que a aplicação de lâminas de águas
residuárias com concentração de sólidos totais superior a 15 mg L
-1
provoca
forte selamento superficial do solo. O autor afirma ainda que, as águas
residuárias da suinocultura, devem ser utilizadas em áreas de cultivo agrícola,
por constituírem uma rica fonte de nutrientes, porém as lâminas a serem
aplicadas deverão ser calculadas com base na quantidade de nutrientes e
outros sais que serão incorporados no solo.
17
2.5.2 Salinidade
Normalmente, pelo fato do efluente ser salino, a irrigação com água
residuária tem levado ao aumento da salinidade do solo (CROMER et al., 1984;
SMITH et al., 1996b), a qual pode afetar a absorção d’água pelas plantas
devido a presença de uma maior concentração dos íons Na
+
, Cl
-
e H
3
CO
na
solução do solo (BIELORAI et al., 1984). Segundo Bissani et al. (2004), os sais
mais comuns em solos salinos são cloretos, sulfatos, nitratos, carbonatos e
bicarbonatos de íons alcalinos e alcalinos terrosos.
O aumento da condutividade elétrica (CE) do solo mediante a irrigação
com efluente tem sido comum em sistemas agrícolas mais pronunciadamente
na camada superficial do solo (AL-NAKSHABANDI et al., 1997). Esse aumento
de salinidade mais evidente na camada superficial do solo, pode ser, segundo
estes autores, devido a dois fatores: evaporação da superfície do solo, levando
ao acúmulo de sais; exposição do subsolo à contínua lixiviação de nutrientes
por íons como
2
4
SO
, H
2
4
PO
, NH
4
+
, K
+
, Ca
2+
, Mg
+2
e substituição dos sais na
periferia da zona úmida, a qual, normalmente tem apresentado aumento na
concentração de sais.
De acordo com Scaloppi e Baptistella (1986), a aplicação de efluentes
no solo por meio de sistemas de irrigação pode ser caracterizada como
aplicação normal, que é raramente possível devido à elevada salinidade da
maioria das águas residuárias e a aplicação como tratamento, que possui como
objetivo principal a maximização da quantidade aplicada sem provocar
contaminação ambiental e um nível aceitável de produção da cultura. Esses
mesmos autores afirmaram ainda que, o excesso de sódio e potássio em
relação ao cálcio e magnésio, comuns em algumas águas residuárias, pode
causar desestruturação do solo, reduzindo a capacidade de infiltração e a troca
de gases com a atmosfera. Porém, esses efeitos não constituem problemas
quando o teor de sódio trocável for inferior a 15% do cálcio e do magnésio.
Segundo Matos et al. (1997), a cada aplicação de resíduos no solo o teor de
sais tende a aumentar, já que as fezes e a urina são ricas em sais. Trentin et
al. (2004), encontraram uma correlação positiva entre os teores acumulados de
18
K, Ca e Mg na parte aérea de plantas de milho e as doses de dejetos líquidos
aplicadas.
Devido ao grande impacto nas propriedades do solo e rendimento das
culturas, a determinação dos níveis de Na
+
na água de irrigação é essencial
(FEIGIN et al., 1991). A irrigação com efluente comumente resulta em
incremento da sodicidade devido à média-alta salinidade e altas concentrações
de sódio de muitos efluentes (BALKS et al., 1998).
Os solos afetados por sais podem ser classificados como salinos
(apresentam altas concentrações de sais solúveis), sódicos (com altas
concentrações de sódio trocável) e salino-sódicos (apresentam altas
concentrações de sais e de sódio trocável) (MEURER, 2000). A salinidade e
sodicidade do solo são normalmente expressas pela condutividade elétrica
(CE), percentual de sódio trocável (PST) e pH.
A classificação dos solos em salinos e alcalinos tem como base os teores
de sais solúveis e de sódio trocável. Uma das formas mais simples e úteis de
determinar a concentração de sais solúveis é medir a condutividade elétrica do
extrato de saturação. Um método apropriado para estimar o sódio trocável (P.S.T.
– Percentagem de sódio trocável) está apresentado na equação 1:
PST= teor de sódio trocável / CTC x 100 (1)
Na qual: CTC é a capacidade de troca de cátions. A capacidade de
troca de cátions do solo é definida como sendo a soma total dos cátions que o
solo pode reter na superfície coloidal prontamente disponível à assimilação
pelas plantas (EMBRAPA, 1997).
Semelhantemente à salinidade, os principais efeitos do aumento do Na
trocável, bem como do PST, tem sido mais evidentes na camada superficial do
solo (CROMER et al., 1984).
2.5.3 Matéria orgânica e nitrogênio
O N é um nutriente presente em altas concentrações nos resíduos
orgânicos e portanto com maior potencial de contaminação em solos irrigados
com águas residuárias (FEIGIN et al., 1978). Assim, o entendimento das
19
transformações do N-efluente no solo e o manejo deste nutriente são fatores
essenciais para a sustentabilidade da irrigação com efluente (BOND, 1998). A
absorção deste nutriente pelas plantas é um fator muito importante, uma vez
que é desejável a remoção/absorção deste nutriente para evitar a lixiviação de
N-
3
NO
para águas subterrâneas. A colheita/remoção das plantas é
fundamental não somente para prevenir possíveis aumentos no teor de N na
solução do subsolo, evidentemente, nas águas subterrâneas, mas também, de
outros nutrientes, como o P (QUIN, 1978; HOOK, 1981). Portanto, o uso
eficiente de N pelas plantas significa menores gastos com fertilizantes e menor
risco de poluição de águas subterrâneas.
Outro fator a ser considerado, com relação ao N, é o fato da demanda
por esse nutriente e por água pelas plantas não ser paralela. Para a maioria
das culturas, a demanda por N é maior durante o período de crescimento ativo
e menor durante os estádios iniciais. Por outro lado, a demanda por água
aumenta, até certo ponto, com a idade da planta (BOUWER; IDELOVITCH,
1987). Desse modo, o N não utilizado pelas plantas pode ser denitrificado,
volatilizado ou lixiviado, consistindo-se numa fonte de N-
3
NO
para o subsolo,
podendo atingir águas subterrâneas.
Kiehl (1985), afirma que os efeitos proporcionados pela matéria
orgânica, justificam a aplicação de dejetos de suínos no solo. Tais efeitos
podem ser divididos em efeitos físicos, caracterizados pelas modificações na
estrutura do solo, pelo aumento da capacidade de retenção de água, pela
redução da plasticidade e coesão e pela uniformização da temperatura. Os
efeitos químicos caracterizam-se pelo aumento da capacidade de troca
catiônica, pela formação de quelatos e pelo aumento do poder tampão. A
intensificação das atividades microbianas e enzimáticas dos solos, é o principal
benefício do efeito biológico.
Estudos realizados por Felton (1992), mostraram que a incorporação
de matéria orgânica no perfil do solo, resultou na melhoria da condutividade
hidráulica e da capacidade de retenção de água, no aumento de porosidade e
na redução da densidade do solo.
Para Cardoso (1992), a quantidade de biomassa microbiana reflete o
estado de fertilidade do solo. A matéria orgânica do solo contém N, S e P na
20
própria estrutura das moléculas húmicas e mantém diversos nutrientes
minerais adsorvidos superficialmente, por apresentar cargas negativas livres e,
portanto possuem elevada capacidade de troca catiônica. Dessa forma, as
propriedades biológicas do solo são alteradas com a aplicação de compostos
orgânicos, pois servem como fonte de alimento para os microrganismos
heterotróficos do solo.
Vieira (1997), concluiu que, quando os dejetos de suínos são incorporados
ou aplicados ao solo, ocorre uma estimulação da atividade microbiana e as
exigências de oxigênio por parte dos microrganismos superam a taxa de difusão do
oxigênio atmosférico, tornando o ambiente anaeróbico. Se a taxa de mineralização
do material orgânico for reduzida, os nitratos são convertidos em nitrogênio
elementar e óxido nitroso pelo processo de denitrificação.
Como já citado o N, freqüentemente vem sendo utilizado na
determinação do cálculo da estimativa da dose de esterco. Para tal, devem ser
consideradas diferentes taxas de mineralização: aproximadamente 90% no
primeiro ano, ou em torno de 50% na maioria das culturas a serem implantadas
e 20% nas culturas subseqüentes (PNMA II-PR, 2004), conforme Tabela 5.
Tabela 5 – Índice de eficiência de N, P e K para aplicação de resíduos animais,
sugerido pela comissão de Fertilidade do Solo – RS/SC – Rolas
(1996) e Scherer (2002)
Comissão de Fertilidade do Solo - RS / SC ROLAS (1996)
Índice de Eficiência
Nutriente
Primeiro Cultivo
Segundo Cultivo
N 0,5 0,2
P
2
O
5
0,6 0,2
K
2
O 1,0 -
Scherer, 2002
Índice de Eficiência
Nutriente Tipo
Primeiro Cultivo Segundo Cultivo Terceiro Cultivo
N Sólido 0,5 0,2 0,1
Liquido 0,8
P
2
O
5
Sólido 0,6 0,3 0,1
Liquido 0,8 0,2
K
2
O Sólido 1,0
Liquido 1,0
Fonte: Plano Nacional do Meio Ambiente II- (PNMA-II- Suínos) – Paraná (2004).
Segundo este Manual, atualmente as doses de N recomendadas para
a maioria das culturas foram estabelecidas por pesquisas desenvolvidas por
estado, por regiões, ou por pequenos núcleos, como cooperativas. Todavia tais
21
doses podem levar a um acúmulo de nutrientes poucos móveis, tais como P,
Cu e Zn.
Na fração sólida dos dejetos a quase totalidade do nitrogênio encontra-
se fazendo parte dos compostos orgânicos e para tornar-se disponível às
plantas deve passar pelo processo de mineralização (MOREIRA; SIQUEIRA,
2002). A quantidade de nitrogênio mineralizado é difícil de ser dimensionada,
pois esta depende da natureza dos compostos presentes no resíduo e das
condições edafoclimáticas locais (SCHERER, 1995).
Carbonaro et al. (2004), avaliaram a aplicação de dejetos de suínos na
forma líquida e sólida (cama sobreposta) sobre os resíduos culturais de aveia
na produtividade de milho com uma dose equivalente a 140 kg ha
-1
de N-total.
A produtividade de grãos de milho aumentou em respectivamente 54% e 243%
com a aplicação de dejetos sólidos e líquidos, em relação ao tratamento sem
aplicação de dejetos, tais resultados foram atribuídos às diferentes taxas de
mineralização do N-orgânico. Os resultados evidenciaram que para a aplicação
com dejetos sólidos o potencial de fornecimento de N está muito aquém da
demanda de N da cultura. Estes autores evidenciaram que a incorporação dos
dejetos no solo após a aplicação resultou em maior produção de matéria seca
e acúmulo pela parte aérea do milho e produtividade de grãos do que o uso
dos mesmos em superfície.
A forma de aplicação está diretamente relacionada com a velocidade
de decomposição, pois pode afetar o contato entre solo e o resíduo.
Incorporação dos resíduos juntamente com o solo, como ocorre no sistema de
plantio convencional permite certamente uma rápida decomposição. A
incorporação de esterco também pode atuar de maneira similar, com uma outra
grande vantagem, que é a diminuição do odor. Já, a aplicação de resíduo na
superfície sem incorporação pode diminuir o contato com o solo e conseqüente
a mineralização
(PNMA-II-PR).
Segundo Bless et al. (1991 apud CERETTA, 2003), a incorporação
imediata do dejeto diminui as perdas de N por volatilização de amônia,
entretanto isto não é feito na maioria das propriedades onde o plantio direto é
adotado. Segundo Konzen (2002), em experimento realizado na cultura de
milho em Patos de Minas-MG, foram testadas doses até 180 m
3
ha
-1
de dejetos
de suínos no ciclo, alcançando uma produtividade de 7.000 kg ha
-1
e observou-
22
se um baixo efeito residual. O efeito benéfico da aplicação de dejetos líquidos
de suínos sobre a produtividade de milho é relatada em diversos trabalhos,
tanto em sistema com preparo de solo (SCHERER, 1998), como no sistema
plantio direto (SCHERER 1994; ALMEIDA, 2000).
Scherer e Castilho (1994) observaram que a aplicação exclusiva de
dejetos suínos na cultura do milho aumentou linearmente o rendimento de
grãos até à dose de 80 m
3
ha
-1
. Nesta dose, a adubação complementar com
uréia, não contribuiu para aumento do rendimento de grãos de forma
significativa.
As perdas de N por volatilização podem ocorrer quando os dejetos de
suínos são armazenados por longos períodos, e principalmente, após aplicação
no campo (PANETTA et al., 2004). Os porcentuais de perda de N por
volatilização de amônia dependem das características do dejeto e do ambiente
e podem, segundo Scherer (1997), ser pequenos ou até superiores a 90% do N
mineral aplicado. Dejetos com maiores teores de matéria seca favorecem as
perdas de N por volatilização. Contudo, aplicar dejetos sobre uma superfície
com presença de plantas que diminuem a velocidade do vento pode diminuir as
perdas de amônia (SOMMER et al., 1997
).
Segundo Basso et al. (2004), o
horário de aplicação também pode afetar a quantidade de N volatilizado
.
A contaminação por nitrato de águas subterrâneas tem tido grande
destaque entre os impactos causados em pólos de produção de suínos
(STONE et al., 1998). Os teores de nitrato detectados em lençol freático de
solos tratados com altas taxas de dejetos líquidos (160 m
3
ha
-1
) atingem
valores dez vezes maiores que os de solos não tratados (PERDOMO; LIMA,
1998). O nitrato é um ânion não retido pelo complexo húmico do solo, ou seja,
por apresentar carga negativa, não é retido em solos cuja predominância de
cargas é negativa. Sob a ação das águas de infiltração, é arrastado em
profundidade para fora do alcance das raízes das plantas; diz-se então que ele
foi lixiviado (DYNIA; CAMARGO, 1999). Segundo estes autores essa lixiviação
tem lugar essencialmente no período invernal, quando o balanço hídrico
(chuva-evaporação) se torna excedente e a água não retida pelo solo percola
por gravidade e realimenta em seguida os aqüíferos.
23
Segundo o PNMA-II-PR (2004), a análise de nitrogênio mineral (
3
NO
e
4
NH
) em profundidade (0 a 50 cm), visto que boa parte do N-mineral (
3
NO
)
pode estar acumulada nas camadas inferiores devido maior CTA das mesmas,
pode ser um excelente maneira de monitorar os níveis de N no solo e a
recomendação de adubação. Observa-se que em outros países (EUA), essa
determinação tem sido utilizada rotineiramente, para estimar a necessidade
adubação nitrogenada para o milho
Outra forma pelo qual o nitrato é perdido ocorre pelo processo de
desnitrificação (MOREIRA; SIQUEIRA, 2002). Segundo estes autores
condições anaeróbias, com restrição de O
2
ou com quantidades de compostos
orgânicos reduzidos favorecem a desnitrificação, pois os organismos
nitrificadores utilizam os óxidos como receptores terminais de elétrons. De
acordo com Calderón et al. (2005), perdas por desnitrificação são significantes
em solos adubados com estercos animais. Segundo Cahn et al. (1993), a
lixiviação do nitrato contribui para aumentar a mobilidade de Ca e Mg no solo.
A aplicação de grande quantidade de dejetos em áreas de plantio
convencional, com declividade acentuada, solos arenosos, rasos e ou
localizados próximos a cursos d’água favorecem a contaminação das fontes
hídricas (CASTRO FILHO et al., 2001). A textura do solo e o conteúdo de
matéria orgânica têm grande influência nas perdas por lixiviação. Solos de
textura arenosa e de baixo conteúdo de matéria orgânica tendem a permitir
maiores perdas de nitrato por lixiviação, enquanto as menores perdas devem
ocorre em solos argilosos (POTE et al., 2001).
Grande parte da população rural que reside nas áreas de exploração
de suínos consomem água proveniente de poços superficiais (NOWLIN, 1997;
GOODRICH et al., 1991). A toxidez do nitrato em humanos é baixa, mas de 5 a
10% do
3
NO
ingerido na alimentação é convertido a nitrito (
2
NO ) na saliva
bucal ou por redução gastrointestinal (BOINK; SPEIJERS, 2001). O nitrito
entrando na corrente sanguínea oxida o ferro (Fe
+2
a Fe
+3
) da hemoglobina,
produzindo a metahemoglobina. Esta forma de hemoglobina é inativa e incapaz
de transportar o O
2
para a respiração normal das células dos tecidos, causando
a metahemoglobinemia e as células sofrem por asfixia. Leifert et al. (1999),
destacam que em pessoas adultas este processo é reversível devido à ação da
24
enzima redutase da metahemoglobinemia e com a participação do NADH
(nicotinamida adenina dinucleotídeo). O nitrito pode combinar com aminas
formando nitrosaminas, as quais são mutagênicas e cancerígenas (MAYNARD
et al., 1976).
De acordo com Azevêdo (1991), com o aumento da quantidade de
dejetos de suínos adicionados ao solo, houve elevação dos teores de N, K, P,
S, Ca e Mg, evidenciando o potencial do resíduo de suínos como fertilizante
para pastagem de capim-gordura (Melinis minutiflora Beauv). Konzen e
Alvarenga (2002), citam estudos de um perfil de solo de cerrado onde se
utilizou adubação orgânica de resíduos de suínos 45, 90 e 135 m
3
ha
-1
,
abrangendo as camadas de 0-20; 20 a 40; e 40 a 60 cm, os quais evidenciaram
diferenças nas concentrações de fósforo e potássio, magnésio, cálcio, cobre e
zinco. A matéria orgânica não teve variação com diversas doses aplicadas na
mesma camada de solo.
Konzen (2002), cita que em pastagem de Tanzânia e Mombaça em
Brasilândia-MS, foram obtidas produções da ordem de 8.000 kg de matéria
seca por hectare por mês, utilizando-se fertirrigação com dejeto líquido de
suíno, em doses de 180 m
3
de dejeto por hectare, além de obter uma redução
de 85% na aplicação de fertilizante químico nessas áreas.
A mineralização do N depende da qualidade do material orgânico e da
concentração de N no substrato (SIQUEIRA; MOREIRA, 2000). A quantidade
de N mineralizada no solo em um dado período, é dependente da temperatura,
disponibilidade de água, taxa de reabastecimento de oxigênio, pH, quantidade
e natureza dos resíduos vegetais (STANFORD; SMITH, 1972). Nos solos
tratados com resíduos orgânicos, a mineralização do N além de ser altamente
dependente da composição do resíduo e das características química e física do
solo que receberá o resíduo, está diretamente relacionada à qualidade do
material orgânico, por exemplo, relação C/N (MENGEL, 1996). Nos dejetos de
suínos líquidos, a relação C/N normalmente é muito baixa, da ordem de 5/1
(FEIGIN et al., 1991) ou até menor do que 1/1. Desse modo, espera-se que
haja uma rápida mineralização do N-orgânico do efluente e que o N-efluente
faça parte do ciclo do N tão logo que ele atinge o solo (FEIGIN et al., 1991).
Assim, através da nitrificação, o amônio (
4
NH
) do efluente, bem como o que
25
derivou do N-orgânico, é normalmente oxidado à nitrito (
2
NO
) e rapidamente à
nitrato (
3
NO
). A amônia (NH
3
), derivado do amônio, torna-se susceptível à
volatilização em condições alcalinas e o
3
NO
no solo, pode ser lixiviado da
zona radicular (eventualmente para águas subterrâneas) ou pode ser
denitrificado (
3
NO
;
2
NO
;
NO; N
2
O; N
2
).
Pelo fato dos efluentes de suinocultura normalmente serem alcalinos, a
volatilização de NH
3
pode ser um importante caminho de perda de N nos solos
irrigados com efluente. Assim, a concentração de N-amoniacal no efluente, o
pH da superfície do solo e a temperatura, são fatores que interferem
diretamente no equilíbrio entre
4
NH
e NH
3
na solução do solo e na quantidade
potencial de NH
3
a ser volatilizada (SMITH et al., 1996a).
Esses mesmos autores verificaram que a perda de NH
3
mediante
disposição de águas residuárias no solo é maior durante o dia (maiores
temperaturas) e pode ser diminuída pela aplicação freqüente de pequena
quantidade de efluente.
O predomínio do teor de N-
4
NH
em relação ao de N-
3
NO
, comum na
maioria dos efluentes de esgoto, torna-se vantajoso, uma vez que o
4
NH
quando infiltrado no solo, pode ser trocado e assim, ter a sua transformação no
solo, pelos microrganismos, retardada (HOOK, 1981). Este autor verificou que,
em solos florestais irrigados com efluente, quando o teor de N-
3
NO
foi
predominante no efluente, a lixiviação de N foi maior e quando o teor de
amônio predominou no efluente, houve menor lixiviação de N no solo.
2.5.4 Adsorção e lixiviação de nitrato em solos
Os íons nitrato são fortemente repelidos pelas cargas negativas dos
colóides do solo (DYNIA; CAMARGO, 1999). Não sendo retidos na fase sólida
do solo, tendem a permanecer na solução e podem ser lixiviados pelas águas
de percolação, resultando em perda do N que poderia ser utilizado pelas
plantas, e em contaminação de lençóis freáticos e cursos d'água.
Em solos onde predominam argilas de carga permanente, a
capacidade de retenção de nitrato é quase nula. Por outro lado, solos nos quais
26
predominam minerais de carga variável (como é o caso dos latossolos) podem
apresentar considerável capacidade de retenção de nitrato. A retenção se deve
à presença de cargas elétricas positivas na superfície dos colóides, que
possibilitam a adsorção eletrostática do ânion (KINJO; PRATT, 1971). Nestes
solos, a relação entre as cargas positivas e negativas depende, em grande
parte, do PCZ (pH no qual as quantidades de cargas positivas e negativas se
equivalem). Estando o pH acima do PCZ, as cargas negativas predominam
sobre as positivas, e o solo apresenta carga líquida negativa. Contrariamente,
estando o pH abaixo do PCZ, as cargas positivas predominam sobre as
negativas. Nesse caso a carga líquida é positiva, o que favorece a adsorção de
ânions. O mecanismo de retenção retarda a lixiviação do nitrato (RAIJ;
CAMARGO, 1974), possibilitando sua absorção pelas plantas antes que saia
da zona radicular. Infere-se, portanto, que essa característica peculiar dos
solos de carga variável tem clara importância no que se refere à eficiência e
economia da adubação nitrogenada e aos problemas ambientais causados
pela contaminação das águas por nitrato.
A lixiviação de nitratos no solo pode alcançar grande magnitude, se
este ânion estiver presente no solo, em quantidades acima da capacidade de
absorção pela cultura e quando a irrigação ou chuva exceder a capacidade de
armazenagem de água do solo (umidade maior que a umidade na capacidade
de campo). Neste caso, em razão de sua alta solubilidade em água, o nitrato
deve acompanhar a água de recarga dos aqüíferos subterrâneos, trazendo
sérios riscos sanitários para a população, que utiliza essas águas para
dessedentação.
A carga elétrica líquida relativa de um solo pode ser estimada pela
diferença ∆pH entre o pH em KCl mol L
-1
e pH em H
2
O. O ∆pH indica se o pH
do solo está abaixo ou acima do ponto de carga zero (PCZ). Portanto, se o ∆pH
for positivo, o pH do solo está abaixo do ponto de carga zero e os colóides
apresentam carga líquida positiva. O inverso ocorre, se o ∆pH for negativo
(MEURER et al., 2000).
A carga elétrica líquida destes solos, tomando-se como índice o ∆pH,
pode ser explicada pelas proporções entre os teores de matéria orgânica e
argilominerais silicatados e oxídicos. A matéria orgânica e a caulinita são as
principais fontes de cargas negativas nos solos dos Cerrados, destacando-se a
27
primeira (KINJO et al., 1978). Nas camadas inferiores, com o decréscimo de
matéria orgânica, os valores de ∆pH podem se aproximar de zero ou se tornar
positivos (EMBRAPA, 1999).
Em solos que apresentam inversão de carga em subsuperfície, a
retenção de nitrato deve ser maior do que naqueles em que a carga elétrica
líquida é negativa em todo o perfil.
2.5.5 Fósforo
Segundo o PNMA-II-PR (2004), em casos onde o teor de P ou K
estejam acima do nível “muito alto” estabelecido pelas calibrações locais é
necessário que a adubação seja revista, sendo recomendado à suspensão ou
aplicação de pequenas doses de esterco. Em tal situação, recomenda-se a
aplicação de fertilizantes minerais para suprir as necessidades dos nutrientes
necessários para o crescimento das plantas
.
Um grande excedente na aplicação de P no solo, vem contribuindo
para as dificuldades sobre a sustentabilidade da produção agrícola e produção
animal em diversas regiões. Somando-se ao excedente de nutriente aplicados
nestas regiões, existe uma constatação de níveis elevadíssimos na forma
disponível de P. Muitas regiões são conhecidas como importadoras de
nutrientes, pois vem recebendo mais nutrientes que exportam, em geral na
forma de alimentos.
Estudos de Nelson et al. (2005), na cidade de Sampsom, na Carolina
do Norte avaliaram as concentrações de P na solução de 2 solos argilosos que
haviam recebido aplicação de dejetos suínos por mais de 20 anos. O
monitoramento foi realizado em duas covas de 1 x 3 x 1,5 m com coletores
instalados a 45, 90 e 135 cm de profundidade. O teor máximo de P na solução
do solo encontrado foi de 18 mg L
-1
em ambos os solos. A concentração de P
encontrada na solução do solo de Blanton a 90 cm era similar àquela
encontrada a 45 cm, indicando baixa sorção de P, enquanto que no outro solo
(Autryville) a média encontrada a 90 cm foi de 0,05 mg L
-1
e a 45 cm foi de 10
mg L
-1
. Estes autores avaliaram um modelo que relacionava as concentrações
de P na solução do solo e o grau de saturação de fósforo e concluíram que
28
aplicações de altas doses de dejetos suínos á longo prazo resultaram em grau
de saturação de fósforo > 90% e movimento de P vertical significativo.
Estudos de Ceretta et al. (2004), evidenciaram que o teor de P
disponível no solo aumentou consideravelmente com a aplicação do esterco ao
longo de 4 anos. Aos 8,3 meses de aplicação de esterco, o aumento na
quantidade de P disponível na camada 0-10 cm foi de 242% e 580% com
aplicação de 20 e 40 m
3
ha
-1
, respectivamente; aos 48 meses, o incremento foi
de 3.943% e 6.710% com as doses de 20 e 40 m
3
ha
-1
, respectivamente,
atingindo teores extremamente altos de P disponível no solo, uma vez que,
para esta condição de solo, teores de P acima de 24 mg dm
-3
são considerados
altos segundo a Comissão de Fertilidade do Solo – RS/SC, 1995.
Segundo estes autores, esses resultados destacam que se deve
atentar para o potencial poluente do P no ambiente, evitando- se a aplicação
de altas doses de esterco em pequenas áreas, e adotando-se medidas
técnicas que permitam maior taxa de infiltração da água no solo, e sistemas de
culturas que proporcionem a produção e manutenção de altas quantidades de
resíduos vegetais sobre a superfície do solo, a fim de diminuir o escoamento
superficial. Embora em alguns casos as perdas de P sejam pequenas, mesmo
concentrações relativamente baixas (0,01 mg dm
-3
de P solúvel ou 0,02 mg dm
-3
de P total) são suficientes para causar eutroficação (SHARPLEY;
REKOLAINEN, 1997).
2.5.6 Zinco e cobre
Os adubos orgânicos são formulados completos em termo de
nutrientes: macro (N, P, K, Ca, Mg e S), micro (Fe, Mn, Cu, Zn, Ni, B, Mo, Cl) e
úteis (Co e Na). Em muitos casos, os teores de Zn e Cu são expressivamente
altos, comparados com as exigências nutricionais das plantas. Assim, como
ocorre com o P, acúmulos de nutrientes pouco móveis (Zn e Cu) têm sido
constatados com uso prolongado de resíduos (KORNEGAY et al., 1976; CAST,
1996). Isto possivelmente inibe a deficiência induzida de Zn, provocada pelos
grandes aumentos de P. Contudo, recomenda-se atenção aos decréscimos em
produção devido ao excesso de Zn, como já foi observado em culturas
sensíveis a toxidez de Zn, como o amendoim. Diante destas considerações
29
destaca-se que, o efeito dos adubos orgânicos pode estar associado a outros
nutrientes além do N, P e K, principalmente em área reconhecidamente
deficiente em S, Zn e Cu (PNMA-II-PR, 2004).
O uso de esterco na pastagem para pastoreio tem sido aplicado em
diversas condições, mas ao contrário do uso em silagem ou feno, uma
pequena extração de nutrientes é esperada com o pastoreio. É bom lembrar
que 93,7 % do peso do animal é representado pelo O, C e H, e o restante 6,3
% é representado pelo N, K, P, Ca, Mg, S, Na, Cl e outros elementos traços
(ANDRIGETTO et al., 1982). Logo, sobre o ponto de vista de retirada de
nutrientes o uso em pastagem pode provocar um rápido enriquecimento em
nutrientes (P, Zn e Cu) devido à pequena extração. Rotação entre pastoreio
direto e retirada para silagem ou feno pode e deve ser procurada, a fim de
evitar possíveis problemas ambientais a longo prazo.
De acordo com Vieira (1997), metais pesados como Zn e Cu podem
ser acumulados no solo em níveis tóxicos, principalmente quando o pH é
inferior a 6. Estudos efetuados em Taiwan por este autor,na cultura de cana-
de-açúcar irrigada com efluentes de suinocultura, evidenciaram níveis de metal
no solo, em mg kg
-1
, variando de 3,07 a 8,22 para o Cu; 2,89 a 9,14 para o Zn;
Cr 1,67 a 5,97 para o Pb e 0,02 a 0,22 para o Cd. Concluíram que não houve
limitação para o desenvolvimento da cana-de-açúcar por esses níveis de
metais pesados.
30
3 MATERIAL E MÉTODOS
3.1 CARACTERIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO
Este projeto de pesquisa foi realizado no Município de Toledo e de
Campo Mourão no estado do Paraná em granjas produtoras de suínos, nas
quais as alternativas de utilização dos dejetos gerados mais conhecidas e
praticadas são as integrações de suínos com produção de grãos,
principalmente milho.
A maior parte das granjas foi localizada na região de Toledo (sete das
oito granjas avaliadas) em função de que a região Sudoeste do Paraná
caracteriza-se por ser uma bacia produtora de aves e suínos, onde a produção
de milho destina-se principalmente à produção de silagem, a qual tem sido
apontada como instrumento auxiliar na manutenção da produção animal,
principalmente durante o período de entressafra, com a escassez de alimento
para os suínos e para as aves
.
Toledo é um dos principais municípios desta região (Figura 1), está
localizado no chamado Terceiro Planalto Paranaense próximo a Cascavel,
formando com esta cidade um eixo de desenvolvimento agroindustrial,
concentrando diversas cooperativas e empresas do ramo, graças
principalmente às férteis e planas terras dessa região, que garantem ainda a
cidade como uma das principais produtoras de grãos do estado.
Este Município apresenta um relevo levemente ondulado, com algumas
poucas elevações mais pronunciadas (colinas de topos arredondados),
vertentes curtas e declives que variam entre 8% e 15%. De acordo com
levantamentos do IAP – Instituto Ambiental do Paraná (1984), o solo da região
é classificado como Latossolo Vermelho férrico, apresentando solos profundos,
com boa capacidade de retenção de água, aeração e permeabilidade.
31
Fonte: Wikipédia, 2006.
Figura 1 – Croqui evidenciando mapa do Estado do Paraná destacando a
localização do município de Toledo, onde se concentram a maioria
das granjas de suínos desta pesquisa.
A ondulação não muito pronunciada do relevo de Toledo-PR, torna a
localidade excelente para a prática da suinocultura, pois favorece a criação
intensiva, com os animais constantemente confinados.
Dados fornecidos pelo site "Projeto NOSSA TERRA", revelam que este
Município lidera o ranking estadual na produção de suínos, com um rebanho de
250 mil animais, entre matrizes, machos e filhotes, o que resulta em um abate de
4.550 animais ao dia. A existência deste rebanho implica na produção de grandes
quantidades da matéria-prima (dejetos), o que requer formas corretas de
disposição deste resíduo para aplicação no solo. Isto decorre do fato de um único
suíno produzir, em média, cerca de 2,25 kg de dejetos/dia. Assim, dividindo-se a
totalidade do rebanho (250.000 cabeças) pela exigência mínima (cinco animais
para a produção de 12 kg de dejetos), apresentada por este autor chegar-se-ia à
produção diária de 600 toneladas diárias de dejetos suínos.
Foram selecionadas oito granjas, entre elas quatro com sistema de
produção ciclo completo (granjas 1, 5, 6 e 8), três em sistema de terminação
(granjas 3, 4 e 7) e uma granja só com produção de leitões (granja 2). As
características principais destas granjas foram levantadas através de questionário
previamente elaborado e visitas técnicas visando o reconhecimento do sistema de
manejo da produção dos dejetos e das culturas implantadas, essas informações
foram relacionadas na Tabela 6 e posteriormente descritas.
Tabela 6 – Manejo da produção dos dejetos e das culturas implantadas
Suinocultor Granja 1 Granja 2 Granja 3 Granja 4 Granja 5 Granja 6 Granja 7 Granja 8
Sistema de produção Ciclo Complet. Prod.Leitões Terminação Terminação Ciclo completo Ciclo completo Terminação Ciclo Completo
Número de animais totais 5.000 2.000 1.000 1.250 7.000 1.300 2.300 2.370
Número de matrizes 400 200 ----------- ----------- -------------- ------------- ------------- 250
Porte Grande Médio Médio Médio Grande Médio Grande Grande
Consumo de água
(L/dia) estimado.
32.500 10.000 7.000 8.750 45.500 9.100 11.500 17.000
Área total propriedade ha) 61,0 33,0 29,2 16,0 56,0 56,0 14,7 568,0
Área aplicação dejetos (ha) 24,5 24,5 1,9 12,5 4,9 7,3 12,2 30,0
Tempo aplicação solo (anos) 10 4 20 5 2 2 10 21
Periodicidade aplicação 2 x ano 2 x ano 2 x ano 4 x ano 3 x ano 3 x ano 2 x ano 2 x ano
Forma de aplicação Tanque
mecanizado
Tanque
mecanizado
Tanque
mecanizado
Tanque
mecanizado
Tanque
mecanizado
Aspersão Tanque
mecanizado
Tanque
Mecanizado
Tratamento dos dejetos Bioesterqueira Biodigestor Bioesterqueira Bioesterqueira Biodigestor Biodigestor Bioesterqueira Lagoas Estab
Época aplicação ao solo do
adubo orgânico
11 setembro
2005
10 setembro
2005
28 agosto
2005
28 agosto e
10 outubro
2005
10 setembro
2005
01 outubro
2005
23 setembro e
13 outubro
2005
N
ão aplicou
Taxa de aplicação da
adubação orgânica estimada
(m
3
/ha/ano)
475
80
300
255
900
1200
340
100
Adubação química
Quantidade kg alq
-1
F
órmula
Em cobertura
1463
8-20-20
400 kg
(NH
4
)
2
SO
4
250 kg uréia
1463
8-20-20
Adubo foliar
N
ão aplica Não aplica 1220
8-20-20
250 kg Sulfamom
1220
8-20-20
250 kg Sulfamom
1220
8-20-20
1220
2-20-10
Época plantio milho 26 setembro 28 setembro 28 setembro 26 setembro 20 setembro 10 outubro 23 setembro 27 setembro
Espaçamento (cm) 50 90 90 90 90 45 50 90
Variedade 30- f-98
PIONER
390
BRASCAL
TRACK
390
AGROCERES
710
DOWN
AS-32
AGROESTE
Dekab 390
MONSANTO
DOWN
Data da coleta do solo 24 novembro 24 novembro 24 novembro 24 novembro 8 dezembro 8 dezembro 24 novembro 7 novembro
Data da coleta das plantas 8 dezembro 8 dezembro 8 dezembro 8 dezembro 8 dezembro 20 dezembro 8 dezembro 20 dezembro
Cultura antecessora Milho Milho Milho Milho Milho Milho Milho Soja
32
33
Incluem-se informações sobre o número de animais, matrizes, porte do
empreendimento segundo IAP, consumo de água, produção, utilização e
volume dos efluentes aplicados, problemas e dificuldades encontrados no
manejo do sistema de aplicação destes, taxa, formas e época de aplicação;
dose e época de adubação química e corretiva.
O cálculo do consumo de água foi baseado no número de animais
existentes em cada granja de acordo com o Sistema de Produção, conforme
sugerido na Resolução SEMA n
o.
031 de 24 de agosto de 1998, a qual
apresenta a exigência de água dos suínos, de acordo com a fase do ciclo de
produção, conforme descrita na Tabela 7.
Tabela 7 – Exigência de água dos suínos, de acordo com a fase do ciclo de
produção
Categoria do suíno Litros de água/suíno/dia
Leitão em aleitamento
Leit
ão (7 a 25 kg)
Su
íno (25 a 50 kg)
Su
íno (50 a 100 kg)
Porcas na maternidade
Reprodutor
0,1 a 0,5
1,0 a 5,0
4,0 a 7,0
5,0 a 10,0
20,0 a 35,0
10,0 a 15,0
Fonte: IAP (2006).
A dose de aplicação do DLS foi estimada pela razão do volume total
das esterqueiras pela área de aplicação dos dejetos em cada propriedade
devido ao fato de que os suinocultores desconhecerem a quantidade e a
qualidade da aplicação do DLS ao solo.
O sistema convencional de produção de suínos é baseado no manejo e
tratamento de dejetos realizados externamente às edificações no
armazenamento ou tratamento em esterqueiras ou lagoas em série.
Os sistemas de esterqueiras e bioesterqueiras consistem em promover
o armazenamento dos dejetos para posterior valorização na agricultura como
fertilizante, enquanto estudos recentes indicam que um sistema de lagoas de
estabilização tem se destacado para tratamento da fração líquida dos dejetos
suínos na Região Sudoeste deste Estado, uma vez que elas apresentam um
excelente desempenho quanto à eficiência de remoção da matéria orgânica,
dos sólidos, dos nutrientes e de coliformes fecais.
34
É conveniente salientar que os sistemas que são utilizados para
tratamento de dejetos suínos nestes municípios são construídos sem critérios
científicos. Outro aspecto relevante é a elevada carga orgânica poluidora
proveniente das instalações de suinocultura que, na sua maior parte,
funcionam sem unidades de tratamento possuindo apenas bioesterqueiras e
sem a valorização de seus dejetos. Por outro lado, a qualidade do efluente não
passa por monitoramento periódico, apresentando, em sua maioria, apenas
uma boa remoção de carga orgânica (DBO), não existindo nenhuma
preocupação com a remoção dos nutrientes (N, P) e dos microorganismos
patogênicos.
3.1.1 Granja 1
Localizada na linha Três Bocas no município de Toledo, onde o manejo
e tratamento dos dejetos são realizados externamente às edificações. Esse
sistema consiste no armazenamento em bioesterqueiras, como pode ser
observado na Figura 2. Esta construção é composta por uma câmara de
retenção e um depósito, onde o processamento dos dejetos na forma de
digestão anaeróbica são realizados com alimentação e descarga contínuas.
Figura 2 – Foto evidenciando a pocilga (a) onde são gerados os dejetos e duas
lagoas anaeróbias (bioesterqueiras) em série destacadas pelas
setas (b).
35
A distribuição e aplicação dos dejetos na lavoura nesta granja foram
feitas através do conjunto trator/ tanque mecanizado. Vale destacar que nesta
propriedade foram coletados solos para análise em locais onde existiam falhas
de vegetação, ou seja, locais estes onde a dose do Dejeto Liquido de Suínos
(DLS) aplicada foi muito grande o que acarretou o comprometimento das
plantas ali existentes, como pode ser visualizado na Figura 3.
Figura 3 – Foto evidenciando áreas de solo exposto á grande concentração do
dejeto líquido de suíno (DLS) acarretando a morte das plantas, as
setas evidenciam locais de coleta (a) e (b).
Esta área de solo fica sob a ação do final da tubulação de PVC que
funciona como extravasor do dejeto líquido excedente da bioesterqueira pela ação
da gravidade. Estes excedentes são dispostos nesta área principalmente em dias
de chuva por ser a bioesterqueira localizada em cota mais elevada (Figura 4).
Figura 4 – Foto evidenciando a posição da bioesterqueira (a) em relação à área
cultivada. A seta evidencia a direção dos locais amostrados
caracterizados por comprometimento das plântulas de milho (b).
36
3.1.2 Granja 2
Localizada na Linha Três Bocas, município de Toledo. O sistema de
tratamento de dejetos de suínos implantado nesta propriedade é denominado
de BSI - Biossistema Integrado.
Este biossistema é dotado de dois biodigestores de fluxo ascendente
com capacidade para 50 m
3
de dejetos de suínos cada, um tanque de
sedimentação feito em alvenaria, para separação da parte sólida dos dejetos,
dois tanques revestidos com uma manta impermeável para proliferação de
algas e dois tanques para criação de peixes, os quais são alimentados com as
algas produzidas pelo biossistema (Figura 5). O biogás resultante é canalizado
para ser empregado nos mais diversos fins.
Figura 5 – Esquema evidenciando o Biosistema Integrado (BSI), com tanque de
sedimentação do resíduo usado para alimentação de peixes.
No biodigestor são recebidos os dejetos altamente concentrados,
produzidos pelos suínos, conforme o uso da água para higienização da granja.
Depois de concluído o processo de decomposição, também por força
gravitacional é alimentado o tanque de sedimentação, onde são separados
basicamente os dejetos líquidos e sólidos
.
O tanque de sedimentação foi
construído em alvenaria e é subdividido em três fases: separador de gordura,
tanque de sedimentação e separador de líquidos e sólidos.
A parte sólida é aplicada diretamente na lavoura, enquanto que a parte
líquida, resultante do processo, alimenta dois pequenos tanques de
estabilização e criação de algas, que por sua vez, servem de alimento para
uma criação de camarão de água doce e peixes na última etapa do processo.
37
Após o aproveitamento das algas no açude destinado a criação de
crustáceos e peixes, o efluente resultante deverá estar em plenas condições de
voltar a incorporar-se ao ecossistema.
O tanque de sedimentação horizontal tem a função de decantar os
dejetos que saem do biodigestor, separando a parte sólida da parte líquida
(Figura 6). A parte sólida é retirada do tanque de sedimentação e é utilizada
como biofertilizante, de onde foram retiradas amostras para as análises
químicas. Esta etapa visa uma redução significativa nos custos de transporte
do biofertilizante para a lavoura, pois são transportadas apenas as partes
sólidas dos dejetos, que representa em torno de 10% do total dos dejetos
produzidos na granja.
Figura 6 – Detalhes do biossistema integrado (BSI) implantado na granja 2,
com separação de partes mais sólidas e mais líquidas do resíduo:
a) pocilga , b) biodigestores, c) reatores anaeróbios, d) ao fundo o
tanque de piscicultura, e) caixa de sedimentação onde foram feitas
as coletas do DLS, f) tanque de algas, g) lagoa de
armazenamento.
38
3.1.3 Granja 3
Localiza-se na Linha Três Bocas. Todo dejeto produzido é canalizado
para duas bioesterqueiras, uma revestida de alvenaria onde os dejetos por sua
vez são levados por bomba de recalque até uma segunda esterqueira. Esta
segunda esterqueira foi construída sem revestimento, e está localizada no centro
de um talhão cultivado com milho, como pode ser visualizado na Figura 7.
Figura 7 – Fotos evidenciando a bioesterqueira existente na granja 3 (a) e a
declividade e a tubulação de PVC a qual é acoplada ao aspersor
tipo canhão (b).
Estes dejetos são espalhados na lavoura da propriedade com a ajuda
de um sistema de aspersão (Figura 8). Considerando que a área disponível
para aplicação do dejeto líquido desta propriedade é muito pequena (1,9 ha), o
proprietário cede uma parcela do dejeto gerado às propriedades vizinhas.
39
Figura 8 – Aspersor tipo canhão (a) e a lavoura de milho após a fertirrigação
(b).
3.1.4 Granja 4
Localiza-se também na Linha Três Bocas.
P
ossui uma câmara de
retenção e duas bioesterqueiras, sendo uma impermeabilizada com lona e a
outra sem impermeabilização, como pode ser visualizado na Figura 9 . Estes
dejetos são espalhados na lavoura da propriedade com a ajuda de um trator
com tanque para essa finalidade. É importante salientar que não existe uma
periodicidade constante no processo, já que somente é possível espalhar os
dejetos nas áreas de lavoura no período de entressafra, de duas a três vezes
ao ano. A aplicação é feita até o momento em que a cultura implantada
possibilite a entrada do trator com o tanque.
Figura 9 – Bioesterqueiras implantadas na granja 4: a) sem impermeabilização
e b) com impermeabilização de lona de PEAD.
40
As granjas 2, 3 e 4 estão dispostas ao longo do rio e possuem suas
instalações muito próximas do mesmo. Por serem pequenas propriedades, as
áreas de lavoura sobem as encostas ao longo da propriedade até o divisor de
águas. Esta conformação espacial é um dos fatores limitantes ao uso do dejeto
como adubo orgânico, pois a declividade do terreno favorece o escoamento
superficial do mesmo. O terreno requer a implantação de terraços em nível,
locais estes onde o DLS pode vir a se acumular. É importante ressaltar que
tanto a granja 3 como a 4 não utilizam a adubação química complementar à
adubação orgânica.
3.1.5 Granja 5
Localiza-se no Bairro São Domingos. Por ser uma unidade de
produção de porte grande (possui 7.000 animais em sistema de produção ciclo
completo) e estar localizada muito próxima ao rio em local de declividade
acentuada, não lhe é permitido a disposição dos dejetos gerados nesta área.
Foi necessário implantar um sistema de distribuição com tubulação de 4.000
metros para que os dejetos ali produzidos fossem encaminhados para uma
outra propriedade (Granja 6), a qual recebe este material em um sistema de
tratamento por biodigestão. Os dejetos tratados no biodigestor da granja 6 são
posteriormente aplicados no solo da granja 5 através de conjunto trator tanque
mecanizado. Esta granja aplica o DLS na produção de milho para silagem.
3.1.6 Granja 6
Localiza-se no Bairro São Domingos
e possui animais para terminação
(1.300 no total) e os dejetos gerados são encaminhados para dois
biodigestores em série e posteriormente encaminhados a uma lagoa de
armazenamento (Figura 10). Como já discutido no item anterior estes
biodigestores recebem e tratam também os dejetos gerados na granja 5. A
mistura dos dejetos destas duas granjas após o tratamento são dispostos em
lagoa de armazenamento e posteriormente aplicados em áreas da granja 5 e 6.
Ressalta-se aqui, portanto que o biofertilizante destas duas propriedades terão
a mesma composição química, muito embora sejam aplicados em áreas
41
diferentes e diferente também foi o sistema de distribuição aplicado. Enquanto
que na granja 5 a distribuição do dejeto ao solo é feita por conjunto trator
tanque mecanizado, na granja 6 é feito por aspersão. Esta granja aplica
também o DLS na produção de milho para silagem.
Figura 10 – Fotos evidenciando o sistema de biodigestão (a e b), a lagoa de
armazenamento de biofertilizante (c) e o motor tocado a biogás
para transferência do DLS na granja 6 (d).
3.1.7 Granja 7
Localiza-se no Bairro Boa Vista e adota o sistema de armazenamento
de dejetos sob a instalação em dois galpões de recria, os quais direcionam os
mesmos para uma caixa equalizadora e posteriormente são direcionados para
uma bioesterqueira. Um terceiro galpão de recria, através de canaletas abertas,
direciona os DLS ali gerados também para esta bioesterqueira. Detalhes do
sistema podem ser visualizados na Figura 11.
Ressalta-se também que a bioesterqueira fica localizada em local mais
alto em relação á área cultivada e que a mesma está sujeita em dias chuvosos
a que este material extravase e por escoamento superficial venha a afetar a
área de cultivo.
42
Figura 11 – Foto evidenciando os galpões de recria (a) onde são instalados
fossa sob a instalação para a coleta do DLS, a caixa de
equalização (b) dos mesmos e a bioesterqueira (c). Ao lado da
bioesterqueira o conjunto trator tanque mecanizado para
aplicação do DLS ao solo (d).
3.1.8 Granja 8
Localizada no município de Campo Mourão, onde o sistema de
tratamento possui uma caixa de remoção de sólidos (decantador) e o efluente é
direcionado e tratado posteriormente em duas lagoas de estabilização (Figura
12). A coleta dos dejetos para aplicação ao solo é feita diretamente no
decantador onde é feita a separação de fases o qual depois de homogenizado
é aplicado ao solo. Visualmente observou-se que o dejeto aplicado possui
maior concentração de sólidos do que as demais granjas. Devido ás chuvas
intensas no segundo semestre de 2005 não foi possível a aplicação do adubo
orgânico nesta propriedade.
43
Figura 12 – Foto evidenciando a caixa separadora de sólidos (a) local da coleta
dos sólidos, detalhes das lagoas de estabilização (b) e (c) e porcas
na maternidade (d).
O sistema de tratamento dos dejetos implantados nesta propriedade é
o de lagoas de estabilização, só que os dejetos aplicados ao solo são retirados
da caixa separadora de sólidos, primeira etapa do tratamento e não passa por
nenhum processo de estabilização para disposição ao solo. No momento da
aplicação estes sólidos são homogenizados com o auxilio de uma
retroescavadeira e através de bomba de recalque conduzidos ao conjunto
trator tanque mecanizado.
3.2 DESENVOLVIMENTO DA PESQUISA
O desenvolvimento da pesquisa para atender aos objetivos propostos
foi dividido em seis etapas distintas, a Figura 13 ilustra os detalhes de todas as
fases da pesquisa.
44
Figura 13 – Fluxograma das várias fases envolvidas no presente estudo.
3.2.1 1ª etapa: caracterização e escolha das granjas produtoras de
suínos
A primeira etapa deste projeto foi constituída de visitas técnicas á
unidades produtoras de suínos cadastradas junto á Associação de
Suinocultores do Oeste do Paraná (ASSUINOESTE), buscando granjas com
alta concentração de animais, geradoras de grandes quantidades de dejetos os
quais são utilizados como adubo no solo de forma intensiva. Essas granjas
foram selecionadas visando formar um grupo com características similares,
dentre as mais importantes destacamos: a padronização dos solos cultivados
preferencialmente Latossolos, pois são os predominantes nesta região, da
cultura (milho) e do tipo de manejo (plantio direto).
6ª Etapa
Avaliação, interpretação e conclusão dos resultados
1ª Etapa
2ª Etapa
3ª Etapa 4ª Etapa
Sele
ção
e
levantamento
qualitativo das
granjas do
estudo.
Caracteriza
ção
do dejeto
l
íquido de suíno
(DLS)
Caracteriza
ção
qu
ímica do solo
em diferentes
profundidades
sob aplica
ção
do DLS
Determina
ção
da matéria
seca do milho
coletado no
campo
5ª Etapa
Análise Estatística dos dados
EXPERIMENTO
45
Foram selecionadas oito granjas, quatro com sistema de produção ciclo
completo, três de terminação e uma de produção de leitões. Para efeito de
comparação foram escolhidas duas áreas, nas quais não foi aplicada a adubação
orgânica. Elas foram denominadas granja 9 a qual será a amostra controle
(testemunha) para a granja 8 e a granja 10 a qual será tomada como referência
para as granjas 1, 2, 3, 4, 5, 6, e 7. A granja 8 localiza-se em Campo Mourão,
como também sua testemunha (granja 9), estes solos se diferenciam apenas pela
aplicação da adubação orgânica que ocorreu apenas na granja 8. A adubação
química aplicada nessas duas granjas foram iguais em qualidade e quantidade.
O solo da granja 10, o qual serviu como testemumha para as granjas
de 1 a 7, foi coletado na propriedade caracterizada como granja 1 em Latossolo
Vermelho férrico no qual foram aplicados as mesmas quantidades de adubos
químicos, as quais estão descritas na Tabela 6 na caracterização da granja 1,
mas não receberam a adubação orgânica.
3.2.2 2ª etapa: caracterização química do dejeto líquido de suínos (DLS)
A utilização dos resíduos depende do conhecimento de sua qualidade.
Vários estudos evidenciam que as concentrações, poderão variar, dependendo
da diluição causada pelo uso de maior ou menor quantidade de água no
sistema de higienização e desperdiçada nos bebedouros e que o conhecimento
desses valores constitui a base da adubação para cada cultura, em função da
produtividade pretendida.
Neste contexto priorizou-se na segunda etapa deste projeto a
caracterização dos dejetos produzidos em cada unidade produtora de suínos.
Para a avaliação destas características o DLS foi coletado diretamente da ultima
lagoa de armazenamento ou do tanque mecanizado, preferencialmente no
momento em que os suinocultores estivessem fazendo a aplicação ao solo.
Considerando que o DLS é um material com características de baixa
homogeneidade e com alta velocidade de decantação dos sólidos presentes, no
momento da coleta procedeu-se a homogenização do material dentro da lagoa de
armazenamento através da bomba existente no tanque tracionado por trator
agrícola. Foram retiradas várias amostras de 5 litros espaçadas de 5 em 5
minutos as quais foram colocadas em recipiente plástico de 50 litros, misturadas
46
sob agitação e foi coletado ao final um volume de 2,5 litros em frasco âmbar de
vidro, o qual por sua vez foi imediatamente colocado sob refrigeração em caixa de
isopor com gelo e assim foram mantidas até a chegada ao laboratório para
análise. Os critérios para conservação da amostra foram aqueles descritos no
Manual de Coleta de Águas e Efluentes da Cetesb (1977).
Os parâmetros analisados no DLS foram aqueles sugeridos pelo (IAP):
pH, condutividade elétrica; densidade; sólidos totais, fixos, voláteis e totais
dissolvidos, DQO, DBO, relação DQO/DBO e os teores totais dos nutrientes:
Nitrogênio, Fósforo, Potássio, Cobre, Ferro, Manganês, Zinco, Cromo;
Chumbo, Cálcio e Magnésio.
As análises de DQO e DBO foram executadas no IAP de Toledo,
devido o tempo de conservação recomendado para a amostra ser de no
máximo 24 horas. Essas determinações foram realizadas de acordo com
procedimentos padrões
segundo Standard Methods for Examination of Water
and Wastewater (1995). A primeira analise consiste em digestão em tubo
fechado, seguida de determinação espectrofotométrica e a segunda é feita
através de diluições e incubação das amostras a 20ºC por um período de 5
dias, sem a presença da luz.
Os demais parâmetros foram analisados no Laboratório de Química
Analítica Ambiental da UTF-PR Campus de Campo Mourão e no Laboratório de
Fertilidade do Solo do Departamento da Agronomia da UEM.
As leituras de pH, da amostra in natura foram feitas através de pHmetro. A
condutividade elétrica e os Sólidos Totais Dissolvidos foram lidos em
condutivimetro. As determinações de sólidos totais (ST) foram feitas por gravimetria
em estufa a 105º C e o de sólidos voláteis (STV) em mufla á 550ºC em um período
de 2 horas. O teor de sólidos fixos (STF) foi calculado pela fórmula STF = ST –
STV. Todas essas metodologias constam no Standard Methods (1995).
No laboratório, uma alíquota da amostra do dejeto líquido de suíno
(DLS), de volume pré-determinado (1,0 L) foi pesada para determinação da
densidade e logo após, colocada em estufa (65ºC) para desidratação até atingir
peso constante. Os sólidos obtidos foram raspados do fundo do béquer,
colocados em um almofariz e triturados para obtenção de amostra fina com
partículas pequenas e homogêneas. Na seqüência, foram realizadas as
47
determinações dos nutrientes conforme métodos utilizados na análise química
de tecido vegetal (EMBRAPA, 1997).
O material orgânico seco foi digerido em bloco digestor com solução
nitro-perclórica e lidos em Espectrofotometro de Absorção Atômica (EAA) para
a determinação de Ca, Mg, Cu, Zn, Mn, Fe, Cr e Pb totais. Potássio e sódio
totais neste estrato foram determinados por fotometria de emissão de chama.
Para os macronutrientes N e P do dejeto procedeu-se á digestão sulfúrica
e posterior determinação analítica através do método semimicro Kjedahl e
determinação colorimétrica pela redução com ácido ascórbico, respectivamente.
Dessa forma, por meio da caracterização dos aspectos físico químicos
dos dejetos líquidos de suínos, originadas das pocilgas e armazenados nas
bioesterqueiras e lagoas de armazenamento, após tratamento via biodigestor
pode-se apresentar subsídios para estimar as quantidades de nutrientes
aplicadas ao solo via adubação orgânica.
A Figura 14 apresenta esquema de granja de suínos destacando a
pocilga, tratamento de dejetos, lagoa de armazenamento e os pontos de coleta
do solo e das plântulas de milho.
Figura 14 – Esquema de uma granja de suínos evidenciando 1 = pocilga, 2 e 3
= tratamento de dejetos, 4 = lagoa de armazenamento, 5 = talhões
onde foram amostrados o solo e as plântulas de milho.
5
48
3.2.3 3ª etapa: caracterização química do solo das granjas submetidas à
aplicação do dejeto líquido de suínos (DLS)
A terceira etapa deste experimento constou da caracterização química
do perfil do solo sob aplicação intensiva do DLS. O solo local, classificado
como Latossolo Vermelho férrico, foi amostrado com uso de trado calador em
diferentes profundidades (0-20; 20-40, 40-80 e 80-120, 120-160 e 160-200 cm),
com quatro repetições e as amostras foram imediatamente colocadas em
caixas de isopor com gelo e posteriormente armazenadas em freezer e
mantidas congeladas até as determinações analíticas de N mineral. A Figura
15 evidencia detalhes do momento e do local da coleta do solo.
Figura 15 – Fotos evidenciando a coleta de solos (a) e (b) e do local (c).
A dinâmica do N no solo foi avaliada através da análise dos teores de
N mineral (N-
4
NH
e N-
2
NO
+ N-
3
NO
) das camadas de 0-20; 20-40, 40-80 e 80
- 120, 120-160 e 160-200 cm do solo em média de 84 dias após aplicação dos
dejetos, em função de cada granja. Para a determinação dos teores de N
mineral do solo foram utilizadas as metodologias descritas por Tedesco et al.
(1995), a qual preconiza a extração do solo úmido com KCl 1 M relação
solo:extrator 1:10 e agitação por 1 hora. Em uma alíquota de 25 ml do
sobrenadante adicionou-se MgO para a determinação de N-NH
4
+
por destilação
em semimicro Kjeldahl. Em outra alíquota de 25 ml, adicionou-se óxido de
magnésio +Liga de Devarda, para nova destilação e determinação do N
amoniacal +N nítrico (N-
2
NO
+ N-
3
NO
). As determinações foram feitas por
5
a
b
c
49
titulação com H
2
SO
4
0,025 M. Os teores do N nítrico foram calculados através
da fórmula N nítrico = (N amoniacal + N nítrico) – (N amoniacal).
Em todos os casos depois de feitas as análises de nitrato e amônia, as
amostras de solo foram secas ao ar, homogeneizadas, destorroadas e
passadas em peneira de 2 mm de malha, sendo a concentração de P
disponível, Na e K trocáveis determinada com extrator Mehlich 1 por
colorímetria e fotometria de chama, respectivamente, Ca, e Mg trocáveis com
extrato KCl 1 mol L
-1
, Fe, Mn, Cu e Zn trocáveis, com extrator Mehlich 1 e
determinados por espectrofotometria de absorção atômica, Al
3+
trocável em
extrato KCl 1 mol L
-1
por titulometria e o pH (H
2
O, KCl e CaCl
2
) e a acidez
potencial (SMP) determinados através de um potenciômetro (EMBRAPA,
1997). A soma de bases trocáveis e o índice de saturação por bases foram
obtidos por cálculo enquanto a CTC será obtida pelo método da soma de bases
trocáveis. O ∆ pH foi calculado pela diferença entre o pH em água e o pH em
KCl e para estimar o sódio trocável (P.S.T. – Percentagem de sódio trocável)
foi utilizada a equação:
PST= (teor de sódio trocável / CTC ) x 100
3.2.4 4ª etapa: determinação da massa seca do milho cultivado com
aplicação do dejeto liquido de suíno
Em 08 de dezembro de 2005, no período de enchimento dos grãos
efetuou-se a avaliação da produção da matéria seca das espécies da cobertura
do solo (milho). Para isso foram coletadas em parcela de 20 m
2
, 20 plantas de
forma aleatória, as quais foram pesadas no local e na seqüência calculados o
peso médio de cada planta. Nas parcelas selecionadas procedeu-se a
contagem do número de plantas e extrapolou-se os valores para se avaliar a
densidade em um hectare. Das 20 plantas frescas coletadas inicialmente,
foram selecionadas 3 plantas as quais foram levadas até o laboratório e
submetidas à secagem em estufa a 50ºC até peso constante para obtenção da
massa seca.
50
3.2.5 5ª etapa: análise estatística dos dados
Antes de submeter os dados de um experimento á análise de variância
o pesquisador deve verificar se os mesmos atendem as pressuposições
básicas (aditividade, independência, normalidade e homogeneidade
(homocedasticidade de variâncias)).
A análise estatística foi conduzida considerando um delineamento
inteiramente casualizado (DIC), com o efeito da Granja como a fonte de
variação principal. Dois procedimentos de análise foram considerados: 1)
Assumindo as profundidades como medidas repetidas no espaço, e, portanto a
variável resposta possui dependência (formação de clusters); dando origem a
um estudo longitudinal. 2) Considerando cada profundidade como um
experimento independente (análise por profundidade). Neste caso a variável
aleatória (resposta) possui independência.
3.2.5.1 Análise ou estudo longitudinal
Em uma análise previa dos perfis do solo das pressuposições da
análise de variância convencional detectou-se que a variável resposta não
apresentava uma distribuição normal. Este resultado foi confirmado através de
uma análise gráfica dos resíduos e por meio do teste de normalidade de
Shapiro-Wilk (1965). Ambas as análises foram conduzidas no programa
SAS/INSIGHT do software SAS® (SAS-INSTITUTE, 1996).
Na ausência do pressuposto de normalidade, para a análise estatística
optou-se pela metodologia de Equações Generalizadas (LIANG; ZEGER,
1986), da livre tradução de Generalized Estimating Equations (GEE). O
procedimento GEE é uma extensão dos Modelos Lineares Generalizados
definidos por Nelder e Wendderburn (1972), e leva em conta a correlação
existente na variável resposta (MYERS et al., 2002).
A metodologia de Equações Generalizadas foi conduzida no software
SAS, através do procedimento PROC GENMOD (Generalized Linear Model
Procedure), com a opção REPEATED, e utilizando uma estrutura de correlação
auto-regressiva (AR), de acordo com Myers et al. (2002). Especial atenção foi
dada ao valor da correlação entre dados contíguos (profundidades de solo
51
adjacentes), estimada através do comando CORRW, que permite a obtenção
da matriz de correlação, da livre tradução de Working Correlation Matrix, WCM
(MYERS et al., 2002). A estrutura de correlação foi considerada independente
quando o valor da correlação entre valores adjacentes da WCM foi menor que
0,3 de acordo com Liang e Zeger (1986).
Todas as medidas de solo apresentaram uma função de densidade de
probabilidade como o mostrado na Figura 16.
Figura 15 – As variáveis (características do solo) mostraram seguir uma
distribuição Gama, como o apresentado nesta figura geral da
função de densidade de acordo com diferentes valores do
parâmetro k.
As matrizes de correlação (WCM) apresentaram somente para as
variáveis Zn e P, inexistência de associação entre valores contíguos
(correlação < 0,3), e, portanto as análises destas variáveis foram realizadas
considerando uma matriz de independência (LIANG; ZEGER, 1986). Nas
outras variáveis a correlação foi encontrada ser alta variando de 0,4353 a
0,6983, para Mn e NO
3
-
, respectivamente (Tabela 8).
Densidade
Variável aleatória
52
Tabela 8 – Valores encontrados para as matrizes de correlação para cada
parâmetro baseado em GEE. Estatístico
Profundidade
Parâmetro
0-20 cm 20-40 cm 40-80 cm 80-120 cm 120-160 cm 160-200 cm
Ca 1,0000 0,5301 0,2810 0,1490 0,0790 0,0419
pH CaCl
2
1,0000 0,6138 0,3767 0,2312 0,1419 0,0871
Mg 1,0000 0,4758 0,2263 0,1077 0,0512 0,0244
H+Al 1,0000 0,4401 0,1937 0,0853 0,0375 0,0165
K 1,0000 0,6105 0,3727 0,2275 0,1389 0,0848
P 1,0000 0,0000 0,0000 0,0000 0,0000 0,0000
C 1,0000 0,4850 0,2352 0,1141 0,0553 0,0268
NO
3
-
1,0000 0,6983 0,4876 0,3405 0,2378 0,1660
NH
4
+
1,0000 0,6502 0,4227 0,2748 0,1787 0,1162
Cu 1,0000 0,6324 0,4000 0,2529 0,1600 0,1012
Zn 1,0000 0,0000 0,0000 0,0000 0,0000 0,0000
Mn 1,0000 0,4353 0,1895 0,0825 0,0359 0,0156
ÄpH 1,0000 0,6526 0,4259 0,2780 0,1814 0,1184
CTC
1,0000 0,5703 0,3253 0,1855 0,1058 0,0604
Os resultados da análise de significância para a fonte de variação granja
baseado em GEE estatístico evidenciou que todos os parâmetros se mostraram
significativos com exceção dos teores de Acidez potencial (H + Al) e os de potássio
(K), as probabilidades de significância podem ser visualizadas na Tabela 9.
Tabela 9 – Resultado da análise da significância para cada característica para
a fonte de variação granja, baseado em GEE. Estatístico escore
para análise Tipo 3 foi utilizado no PROC GENMOD do SAS (SAS-
INSTITUTE, 1996)
Característica GL (Ҳ)
2
Chi-quadrado Probabilidade
Cálcio 9 27,64 0,0011 *
pH CaCl2 9 20,17 0,0169 *
Mg 9 18,11 0,0339 *
H + Al 9 14,20 0,1156 ns
K 9 14,51 0,1054 ns
P 9 18,38 0,0310 *
C 9 20,24 0,0165 *
NO
3
-
9 22,28 0,0080 *
NH
4
+
9 17,79 0,0377 *
Cu 9 26,71 0,0016 *
Zn 9 23,82 0,0046 *
Mn 9 32,00 0,0002 *
ÄpH 9 32,94 0,0001 *
CTC 9 20,52 0,0150 *
* = Significativo a á=5%
ns = n
ão significativo a á=5%
3.2.5.2 Análises de experimentos por profundidade
Para as analises levando em consideração as diferentes profundidades
foram feitas analises prévias das pressuposições básicas da ANOVA, e quando
53
os erros apresentaram distribuição normal foram conduzidas através do
procedimento PROC ANOVA do SAS® (SAS-INSTITUTE, 1996), e quando foi
evidenciada a significância da fonte principal (efeito da Granja) procedeu-se à
utilização do Teste de médias para tratamentos controle: Dunnett (5% de
significância).
Na ausência de normalidade, procedeu-se a utilizar a metodologia dos
Modelos Lineares Generalizados (NELDER; WENDDERBURN, 1972),
considerando a adequação da distribuição correspondente através de
SAS/INSIGHT, e ajustando um modelo linear generalizado utilizando o
procedimento PROC GENMOD.
Os resultados das análises dos parâmetros do solo levando em
consideração as diferentes profundidades segundo o Teste de Normalidade de
Shapiro_Wilk (Tabela 10) evidenciaram que alguns dados apresentavam
distribuição normal e outros não.
Tabela 10 – Resultados da significância do teste de normalidade de Shapiro-
Wilk
Profundidade
Parâmetro
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200
Ca ns ns ns ns ns *
pH CaCl
2
ns ns ns ns ns ns
Mg ns * * ns ns ns
H+Al ns * * * * *
K * * * * * *
P * * * * * *
C ns * * ns ns *
NO
3
-
ns ns ns * * *
NH
4
+
* * * * * *
Cu ns ns ns ns * *
Zn * * * * * *
Mn *
* * * * *
ÄpH
NS NS * * NS NS
CTC
NS NS NS NS * NS
ns= É razoável supor que os erros apresentem distribuição normal.
* = N
ão é razoável supor que os erros apresentem distribuição normal.
54
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 CARACTERIZAÇÃO QUÍMICA DOS DEJETOS LÍQUIDOS DE SUÍNOS
(DLS)
a) Teor de sólidos no DLS
Em uma granja de suínos, a quantidade diária de efluentes produzidas
depende, dentre outros fatores do número e da idade dos animais e
principalmente da quantidade de água usada na higienização das baias. A
associação desses fatores, por sua vez, vai definir a concentração de sólidos
na água residuária.
As concentrações dos sólidos totais (ST) variaram de 0,71 a 2,22%
(Figura 17). A granja 8 foi aquela que apresentou maior ST (2,22%) o que pode
ser atribuído à forma de coleta do dejeto líquido para disposição ao solo, o qual
foi feita na caixa de separação de sólidos. Esta granja foi também aquela que
apresentou o dejeto com maiores sólidos voláteis (1,39%), evidenciando
grande concentração de material orgânico. Os altos teores de sólidos totais
(1,35%) e sólidos fixos (1,0%) na granja 2 podem ser atribuídos ao fato que a
coleta do dejeto para a disposição no solo foi feita no tanque de sedimentação,
no qual ocorre a separação sólido-líquido. Além disso, essa granja é a única
onde são criados somente leitões, o que pode ter interferido nos sólidos fixos,
em função do tipo de ração consumida pelos animais.
A participação dos sólidos fixos (matéria inorgânica) em relação aos
sólidos voláteis (matéria orgânica) foram maiores nos resíduos gerados nas
granjas 1, 2, 4, 5 e 6. Estes teores podem ser atribuídos nas granjas 2, 5 e 6
devido aos biodigestores existentes, pois neste sistema de tratamento os
sólidos voláteis são os substratos dos microrganismos produtores de biogás. O
gás na forma de metano e dióxido de carbono é capturado restando no lodo
que se forma, maiores teores de material inorgânico. Nas granjas 1 e 4 as
bioesterqueiras também ajudam na decomposição do material orgânico,
diminuindo os sólidos voláteis em relação aos sólidos fixos
55
1,32
1,35
0,71
0,81
0,73
0,73
0,95
2,22
0
0,5
1
1,5
2
2,5
Concentração de Sólidos
1 2 3 4 5 6 7 8
ST SF SV
Figura 17 – Sólidos Totais (ST%), Sólidos Fixos (SF%) e Sólidos Voláteis
(SV%) do DLS em função do manejo dos animais nas granjas (1,
5, 6 e 8 = ciclo completo, com produção de leitões e terminação;
3, 4 e 7 = terminação e 2 = produção de leitão).
A irrigação com resíduo que apresenta alta concentração de sólidos pode
provocar desuniformidade na aplicação, redução na eficiência da irrigação,
alteração na capacidade de infiltração e formação de crosta na superfície do solo.
De acordo com Detar (1980), líquidos contendo mais de 0,2 g L
-1
de sólidos totais
não terão o mesmo comportamento no que se refere à infiltração, quando
comparado com a água. O esterco líquido pode apresentar velocidade de
infiltração 10 vezes menor que a água.
Segundo Girotto (2004), o teor de sólidos totais (matéria seca) de dejeto
líquido bruto no Oeste Catarinense, em de sistemas de ciclo completo, foi de
1,6% o que equivale a 2,2 kg ton
-1
de N-total ; 0,6 kg ton
-1
de P
2
O
5
e 0,9 kg ton
-1
de K
2
O.
De acordo com Scherer (2005), a utilização de dejetos com menos de
1,15% de sólidos totais não se mostrou viável economicamente, pois seu valor
em nutrientes não cobre os gastos com sua distribuição na lavoura. Dejetos
com 3,0% de sólidos totais, valor médio encontrado nas esterqueiras na região
oeste de Santa Catarina, podem ser transportados e distribuídos até um raio de
30 Km. Este autor considerou também que, quando ocorre separação de
fases, o material líquido, com menor teor de nutrientes e carga orgânica,
poderá ser aplicado em maiores quantidades com equipamentos de aspersão.
Granjas
56
Segundo Oron et al. (1999), a capacidade de infiltração do resíduo e a
taxa de difusão de O
2
nos solos, são dependentes da quantidade e da
qualidade do efluente (quantidade de sólidos suspensos e sólidos dissolvidos).
Assim, quanto maior a quantidade aplicada e menos sólidos estiverem
presentes no resíduo, maior a capacidade de infiltração e menor a taxa de
difusão de O
2
. Apesar dos sólidos suspensos de origem orgânica presentes no
efluente (materiais fibrosos, algas, microorganismos, etc.) possuírem tamanho
reduzido, quando associados à ação de bactérias e mediante a produção de
polissacarídeos e outros compostos orgânicos, podem ocasionar entupimento
biológico da superfície do solo (BOUWER; CHANEY, 1974).
b) Densidade dos dejetos
A densidade do dejeto líquido de suíno (DLS) variou de 1,0027 a
1,0156 kg dm
-3
(Figura 18). Estudos de Galante (2005), em visitas a
suinocultores em Francisco Beltrão e Toledo encontrou valores de densidade
que variaram entre 1,006 até 1,034 kg dm
-3
. Quanto maior é a densidade do
dejeto melhor é a sua qualidade. Segundo o autor, a densidade de 1,034 é
considerada um bom resultado, em função de uma quantidade de sólidos mais
equilibrada no resíduo. O valor médio encontrado pelo autor foi de 1,016 kg dm
-3
.
Na avaliação da densidade foi utilizado um densímetro e segundo o autor o
maior número de amostras apresentaram valores abaixo da média, o que não
foi considerado como um bom resultado.
1,0092
1,0142
1,0032
1,0063
1,0027
1,0027
1,0094
1,0156
0,996
0,998
1
1,002
1,004
1,006
1,008
1,01
1,012
1,014
1,016
D
e
n
s
i
d
a
d
e
1 2 3 4 5 6 7 8
Densidade
Granjas
Figura 18 – Densidade do DLS em Kg dm
-3
em função do manejo dos animais
nas granjas 1, 5, 6 e 8 = ciclo completo, com produção de leitões e
terminação; 3, 4 e 7 = terminação e 2 = produção de leitão.
57
As granjas 5 e 6 foram aquelas que apresentaram dejetos com menor
densidade, isto pode ser atribuído ao fato dos mesmos passarem por etapas de
tratamento por biodigestão. Ressalta-se que os dejetos da granja 2, muito
embora o sistema de tratamento ser por biodigestão os dejetos são retirados
para aplicação ao solo em caixa separadora de sólidos, o que os tornam mais
densos.
O maior valor da densidade dos dejetos foi registrado na granja 8,
também pode-se inferir aqui que estes dejetos são retirados em caixa
separadora de sólidos. A comparação entre a densidade e os teores de sólidos
totais apresentados para os dejetos líquidos evidencia que há uma relação
entre os dois parâmetros, pois quanto maior a concentração de sólidos, maior a
densidade.
Segundo Galante (2005), os aspectos que podem contribuir para a
redução da densidade e qualidade do DLS com interesse agrícola são a
entrada de água dos telhados, de erosão, de bebedouros defeituosos ou com
vazamentos, os quais são escoados para a bioesterqueira.
c) Demanda química (DQO) e demanda bioquímica de oxigênio
(DBO) do dejeto.
A demanda química de oxigênio (DQO) em mg L
-1
de O
2
do resíduo
líquido variaram de 4.338 a 45.892 e a demanda biológica (DBO
5
em mg L
-1
de
O
2
)
de 1.000 a 21.320 (Figura 19). Os maiores valores desses parâmetros
(DQO e DBO) foram encontrados para a granja 8 (45.892 e 21.320 mg L
-1
de
O
2
), seguidos da granja 7 (39.842 e 18.250 mg L
-1
de
O
2
). Estes dados
corroboram com os altos valores de sólidos voláteis dos resíduos encontrados
nessas granjas (granjas 7 e 8).
As granjas 2, 5 e 6 possuem biodigestores, ou seja, o resíduo orgânico
gerado passa por processo de tratamento o qual visa a redução da DQO e
DBO, o que pode justificar os valores baixos encontrados e as granjas 3 e 4
apresentaram os mais baixos de DBO, provavelmente devido á presença do
menor número de animais e á diluição do resíduo produzido (conforme pode
ser visto em relação aos teores de sólidos totais que são baixos) ou á forma de
coleta, que foi mais superficial, não contemplando o material já decantado.
Os resultados relativos a DBO e DQO estão muito acima dos aceitáveis
pela legislação ambiental, a qual segundo Von Sperling et al. (1995), a
58
legislação ambiental vigente determina que, no caso do lançamento de
efluentes em cursos d’água, a DBO deve ser no máximo de 60 mg L
-1
e para a
DQO deve ser de no máximo 90 mg L
-1
. De acordo com a Resolução SEMA nº.
031, de 24 de agosto de 1998, os valores máximos admissíveis para o
lançamento de efluentes de suinocultura em corpos hídricos, são os seguintes:
DBO de 50 mg L
-1
e DQO de 125 mg L
-1
. Sendo assim em função dos altos
valores encontrados de DBO e DQO no DLS fica comprometido o lançamento
do efluente de qualquer etapa do sistema de tratamento em corpos d’água.
21832
10862
11834
5230
5916
2000
4338
1000
13845
6300
13845
6300
39842
18250
45.892
21320
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
35000
40000
45000
50000
DBO e DQO
1 2 3 4 5 6 7 8
DQO DBO
Figura 19 – DQO e DBO
5
(mg L
-1
de O
2
) em função do manejo nas *granjas 1,
5, 6 e 8 = ciclo completo, com produção de leitões e terminação; 3,
4 e 7 = terminação e 2 = produção de leitão.
Dartora et al. (1998), classificou os efluentes de suínos em função do
teor de matéria seca (MS) e considerou como muito diluídos os efluentes com
teores de MS menores que 2% e DBO
5
em torno de 15.000 mg L
-1
e efluentes
mais concentrados quando a MS estava em torno de 5-6% e a DBO
5
em
40.000 mg L
-1
.
A existência e magnitude da matéria orgânica não biodegradável, em
relação à parcela biodegradável, são avaliadas através do cálculo da relação
entre a Demanda Química de Oxigênio (DQO) e a Demanda Bioquímica de
Oxigênio (DBO) em concentração ou carga relativa ao mesmo período de
DBO E DQO
59
tempo. Um efluente terá mais características de não biodegradabilidade quanto
maior for sua relação DQO/DBO.
A maior relação se encontra no dejeto da granja 4 (4,34), seguida da
granja 3 (2,96), enquanto que nas outras granjas os valores encontrados
encontram-se próximos a 2: Granja 1 (2,01), Granja 2 (2,26), Granja 5 e 6
(2,20), Granja 7 (2,18) e Granja 8 (2,15).
Os limites apresentados para a caracterização da DQO/DBO para o
efluente doméstico variam de 1,7 a 2,4. A falta de normas referentes ao
efluente animal faz com que adotemos tais valores para possível efeito
comparativo. Sendo assim, a relação entre a DQO e a DBO, para as águas
residuárias da granja 3 e 4 possui valores que estão acima do máximo
aceitável demonstrando existir uma grande quantidade de material não
degradável, confirmando a ausência do sistema de tratamento, pois o que
existe nestas duas granjas são apenas sistemas de armazenamento
(bioesterqueiras) e as mesmas são de pequenas dimensões.
d) pH do DLS
O potencial da atividade de hidrogênio (pH) é um parâmetro importante
porque condiciona as reações químicas do meio. Os valores de pH
encontrados do resíduo coletado nas lagoas de armazenamento foram
ligeiramente alcalino com variação de 7,6 a 8,1 (Figura 20) e encontram-se
dentro das normas, no que se refere à qualidade da água para irrigação que é
de 6,5 a 8,4, segundo Ayers e Westcot (1991). Os resultados também
concordam com Oliveira et al. (1995) e Silva et al. (2003), os quais avaliaram o
pH do resíduo de suínos em lagoas de armazenamento e tratamento do
efluente. Da mesma forma, os valores de pH encontrados estão de acordo com
a normativa CONAMA 357 (2005), que estabelece o valor de pH variando entre
5,0 e 9,0 para o lançamento do efluente em corpos d’água.
Os dejetos gerados nas granjas 2,5 e 6 foram aqueles com menor
valores de pH, isto pode ser atribuído ao processo de biodigestão.
Segundo Cahn et al. (1997), a concentração de amônia nos dejetos é
um dos principais fatores que influenciam o pH dos dejetos. Usando uma dieta
de baixa proteína bruta, houve um menor pH dos dejetos, o qual estava
associado com maior teor de ácidos graxos voláteis e uma redução na emissão
de amônia.
60
7,85
7,64
8,12
7,99
7,58
7,58
7,91
7,94
7,3
7,4
7,5
7,6
7,7
7,8
7,9
8
8,1
8,2
pH
1 2 3 4 5 6 7 8
Granjas
Figura 20 – Valores de pH para o dejeto líquido de suíno (DLS) em função do
manejo avaliado nas granjas 1, 5, 6 e 8 = ciclo completo, com
produção de leitões e terminação; 3, 4 e 7 = terminação e 2 =
produção de leitão.
Konzen et al. (2003), observaram após cinco anos de pesquisa , que o
pH médio do DLS foi de 7,8. Segundo Diesel et al. (2002), o pH dos estercos
fermentados deve ser superior a 6,5 principalmente quando o material for
colocado em cobertura nas pastagens ou culturas anuais.
Bavaresco (1995), ao monitorar o pH durante o período de dezembro
de 1995 a agosto de 1997, evidenciou pequena influência sazonal do pH e
nenhuma correlação entre a concentração de sólidos no dejeto na lagoa de
decantação e o pH do resíduo.
e) Sólidos totais dissolvidos e condutividade elétrica do resíduo
O parâmetro sólido total dissolvido apresenta ligação direta com a
condutividade elétrica do resíduo aplicado via irrigação, a qual está diretamente
relacionada à salinidade do solo.
A maior concentração de sólidos totais dissolvidos (Figura 21),
integrando material orgânico e inorgânico, foi observada na granja 8 (8,9 g L
-1
)
seguida da granja 7 (8,7 g L
-1
) e da granja 1 (6,9 g L
-1
), possivelmente em
função dos altos teores de sólidos totais e DQO indicando baixas taxas de
mineralização dos resíduos. Tais resultados apresentam-se inferiores aos
encontrados por Perdomo (1996) cujos teores presentes no resíduo foram de
22.399 mg L
-1
e superiores aos obtidos por Gonçalves (2002) que variaram de
61
4.580 a 6.440 mg L
-1
, assim como os referidos por Pereira (2006), cujos valores
de sólidos totais dissolvidos no resíduo variaram de 1892 a 5046 mg L
-1
.
6
,
9
12,9
4
,
9
9,9
4
,
5
9,0
6
,
7
12,9
2
,
3
4,4
2
,
3
4,4
8
,
7
16,4
8
,
9
16,7
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
10,0
12,0
14,0
16,0
18,0
Sólidos Totais Dissolvidos
e Condutividade Elétrica
1 2 3 4 5 6 7 8
STD CE
Granjas
Figura 21 – Valores de sólidos totais dissolvidos (g L
-1
) e condutividade elétrica
(mS cm
-1
) no DLS, em função do manejo das granjas s 1, 5, 6 e 8 =
ciclo completo com produção de leitões e terminação; 3, 4 e 7 =
terminação e 2 = produção de leitão.
A condutividade elétrica (CE) do DLS esteve entre 4,4 a 16,66 mS,
resultados esses muito acima daqueles encontrados por Pereira (2006), os
quais variaram de 3,63 a 4,96 mS. O risco de salinização do solo parece ser
mais provável pela aplicação dos resíduos das granjas 8 (16,66 mS) e 7 (16,41
mS), pois possuem condutividade elétrica maiores, seguidos dos resíduos
gerados pelas granjas 1 (12,90 mS). A maior condutividade elétrica do resíduo
da granja 8 pode ser atribuída à coleta para a disposição no solo ser feita
diretamente na caixa separadora de sólidos, etapa preliminar no sistema de
tratamento por lagoas de estabilização, a qual continha altos teores de sólidos
totais dissolvidos.
Segundo Ayers e Westcot (1991), para que o valor de condutividade
elétrica não apresente restrições à culturas sensíveis, a salinidade das águas
de irrigação deve ser de 0,70 mS. Sendo assim, todos os resíduos líquidos
gerados nas diferentes granjas podem vir a provocar pela elevada
concentração de sais, o risco de acumulação progressiva no solo, caso este
não possua uma boa capacidade de percolação.
62
f) Nutrientes e metais no DLS
Os nutrientes e metais pesados encontrados nos resíduos, são
originados das condições nutricionais, como suplemento mineral e vitamínico,
antibiótico e compostos de cobre usados para crescimento, engorda e
problemas de saúde dos suínos. Dentre os metais pesados, o Cu e o Zn têm
sido motivo de maior preocupação, uma vez que são importantes componentes
do suplemento dietético de rações e de formulações de antibióticos,
aumentando, assim, os riscos de contaminação.
Pode-se observar que os dejetos das granjas 2 e 3 tiveram menores
teores de NPK e aqueles gerados nas granjas 3 e 7 foram aqueles que
apresentaram menores concentrações de micronutrientes. Em geral, as
concentração dos nutrientes (Tabela 11) estão dentro das faixas de variação
citadas por Queiroz (2000), em estudos relacionados com resíduos líquidos de
suinocultura.
Os teores de Ca , Mg, N e K encontrados na literatura têm uma
amplitude de variação muito grande. Estudos de Silva (1996) citado por Diesel
(2002), evidenciaram que os teores de N em dejetos de suínos foram de 1660
a 3710 mg L
-1
e o de K esteve entre 260 a 1140 mg L
-1
.
O teor de fósforo nos resíduos líquidos esteve entre 0,31 a 2,25 % o
que equivale a uma variação de 14,2 a 103,1 g kg
-1
de P
2
O
5
ou variação de 3,1
mg kg
-1
a 22,5 mg kg
-1
de P. A presença de elevada concentração de P no
efluente amostrado deve-se à ração consumida, já que os minerais constituem
parte das dietas desses animais. De modo geral, por meio do manejo dos
suínos, principalmente na fase creche, existe um desperdício de ração nas
baias que se juntam aos efluentes, compondo grande parte do volume
amostrado do resíduo líquido.
Silva (1996 apud DIESEL, 2002), evidenciou que os teores de P em
dejetos brutos de suínos variaram entre 320 a 1180 mg L
-1
, enquanto que Silva
et al. (2003), encontraram teores entre 6,5 a 21,3 mg L
-1
em dejetos brutos e
após tratamento os teores se apresentaram entre 0,4 e 1,2 mg L
-1
.
A variação no teor de nutrientes entre as granjas pode ser atribuída aos
diferentes manejos aplicados em cada granja, sendo o fator alimentação a
característica mais importante que condiciona a composição do resíduo líquido.
63
Tabela 11 – Caracterização química do dejeto líquido de suínos (DLS), para
teores totais dos nutrientes, caracterizados no resíduo seco em
função do manejo nas granjas 1, 5, 6 e 8 = ciclo completo, com
produção de leitões e terminação; 3, 4 e 7 = terminação e 2 =
produção de leitão.
Elementos
g kg
-1
Granja
1
Granja
2
Granja
3
Granja
4
Granja
5
Granja
6
Granja
7
Granja
8
V*
limite
V**
limite
N 24,0 7,5 2,7 14,7 16,1 16,1 20,6 25,66 -- --
P
2
O
5
94,4 48,6 14,2 70,1 92,1 92,1 86,6 103,1 --- ---
K
2
O 43,7 16,3 6,9 24,5 37,4 37,4 55,4 54,9 --- ----
CaO 34,4 41,2 42,8 41,0 45,2 45,2 44,8 45,1 -- --
MgO 51,7 56,2 57,2 54,1 63,3 63,3 56,5 53,4 --- ---
Na
2
O 232,9 216,8 185,3 189,9 167,6 167,3 195,0 239,9 --- ----
Elementos
mg kg
-1
Granja
1
Granja
2
Granja
3
Granja
4
Granja
5
Granja
6
Granja
7
Granja
8
V*
limite
V**
limite
Fe 1817,2 2167,5 163,0 1786,3 2597,8 2597,8 747,2 1925,3 5-20 15,0
Zn 1914,0 5439,6 759,0 1133,1 3024,8 3024,8 937,4 2373,6 2-10 5,0
Mn 431,8 802,3 230,2 270,3 508,4 508,4 235,3 458,8 0,2-10 1,0
Cu 827,8 1001,7 177,0 269,3 1538,3 1538,3 177,0 742,9 0,2-5 1,0
Cr 4,5 6,8 10,2 6,2 4,8 4,8 6,8 5,3 0,1-1 0,5
Pb 10,0 17,1 12,1 13,2 32,2 32,2 12,2 12,1 5- 10 0,5
V* LIm
- Limites para reuso da água para irrigação agrícola. Fonte: Usepa, 1999.
V** Lim
- Limite para lançamento de efluente em corpos receptores. Fonte: Conama 357, 2005.
USEPA - 2005 (US Environmental Protection Agency).
Os teores de Zn e Cu compreendem os limites instituídos pela
resolução da Secretaria do Meio Ambiente do Paraná (SEMA de agosto de
1998, a qual estabelece que a concentração máxima de metais pesados
admissíveis nos dejetos deverá seguir as seguintes concentrações em mg kg
-1
:
para o Cr de 1000, para o Zn de 2.500 e para o Cu de 1.000 mg kg
-1
quando os
dejetos tiverem valores de pH menores que 7,0. Enquanto que para valores de
pH maior que 7,0 os limites de concentração em mg kg
-1
permitidos no dejeto
são: para o Cr de 1.500, para o Zn 4.000 e para o Cu 1.750.
Os teores mais altos de Cu observado nas granjas 1, 2, 5, 6 e 8,
podem ser atribuídos a que estes resíduos líquidos são gerados em sistemas
de produção ciclo completo e unidade de produção de leitões. Sabe-se que o
Cu é adicionado aos alimentos para suínos como micro elemento essencial e
influencia o crescimento, ou seja, segundo Scherer e Baldissera (1994) o Cu é
um importante componente de suplementação mineral de rações e nas
formulações de antibióticos aos suínos.
Para as outras granjas que só trabalham com animais em terminação
(granjas 3, 4 e 7) os valores encontrados para este microelemento foram
menores. Esta tendência também se confirmou para o nutriente Zn. Trabalhos
de Pocojeski et al. (2004), em 12 propriedades do estado de Santa Catarina,
64
com histórico de aplicação de dejetos há vários anos, verificaram que os teores
médios de Cu total no solo com tendência a serem superiores nas unidades
produtoras de leitões em comparação com ciclo completo e unidade de
terminação e com áreas sem histórico de aplicação de dejetos. Na
interpretação foi considerado que os teores de Cu nas rações são,
normalmente, mais elevados nas unidade produtora de leitões do que na ciclo
completo que por sua vez, são mais elevados que nas unidades de terminação.
Vários autores (MENTEM et al., 1992; LIMA et al., 1993; BRITO et al.,
1994; CRISTANI, 1997) evidenciaram que dos micronutrientes, o zinco (Zn) é
utilizado em grandes quantidades na ração de leitões (2400 mg Kg
-1
) com o
objetivo de eliminar os distúrbios gastrointestinais provocados pelo desmame.
Grande parte desse Zinco não é absorvida pelos animais, sendo eliminado nas
fezes (CRISTANI, 1997). Ressaltam também o uso do cobre como promotor
de crescimento dos suínos para aumentar o ganho de peso e melhorar a
conversão alimentar nas fases de pós-desmame.
Comparando os valores exigidos pela USEPA, como pela resolução
CONAMA 357 de 2005, temos que os valores dos metais se encontram dentro
da classificação normal.
Os resultados obtidos na Tabela 11 foram utilizados para os cálculos
de nutrientes aplicados em cada propriedade, em kg ha
-1
(Tabela 12),
considerando uma taxa de aplicação de 100 m
3
há
-1
. Ressalta-se aqui que as
taxas de aplicação para cada propriedade são variadas, pois como já foi
discutido a quantidade do efluente gerado depende das condições do manejo.
Os valores calculados constam na Tabela 3.
Ressalta-se que as quantidade aplicadas de N P K Ca e Mg, em função
da composição do dejeto, foram semelhantes. Dos micronutrientes, destacam-
se o Fe e o Zn, como principais constituintes do resíduo. Os nutrientes farão
parte do solo, à medida que ocorrer a decomposição do material, enriquecendo
a sua fertilidade.
65
Tabela 12 – Quantidades totais de nutrientes aplicados através de adubação
orgânica (DLS) tomando como referência uma taxa de 100 m
3
ha
-1
do resíduo in natura, em função do manejo das granjas 1, 5, 6 e 8
= ciclo completo, com produção de leitões e terminação; 3, 4 e 7 =
terminação e 2 = produção de leitão
Quantidades
elementos totais
aplicados em ton ha
-1
Granja
1
Granja
2
Granja
3
Granja
4
Granja
5
Granja
6
Granja
7
Granja
8
N 2,4 0,75 0,27 1,47 1,61 1,61 2,06 2,56
P
2
O
5
9,44 4,86 1,42 7,01 9,21 9,21 8,66 10,31
K
2
O 4,37 1,63 0,69 2,45 3,74 3,74 5,54 5,49
CaO 3,44 4,12 4,28 4,10 4,52 4,52 4,48 4,51
MgO 5,17 5,62 5,72 5,41 6,33 6,33 5,65 5,34
Na
2
O 23,29 21,68 18,53 18,99 16,76 16,73 19,50 23,99
Fe 0,182 0,217 0,016 0,179 0,259 0,259 0,075 0,192
Zn 0,192 0544 0,076 0,113 0,302 0,302 0,094 0,237
Mn 0,043 0,080 0,023 0,027 0,051 0,051 0,023 0,046
Cu 0,083 0,100 0,017 0,027 0,154 0,0154 0,017 0,074
Cr X 10
-4
4,49 6,82 10,23 6,21 4,76 4,76 6,18 5,32
Pb X
10
-4
9,99 17,12 12,12 13,17 32,19 32,19 12,18 12,10
4.2 CARACTERIZAÇÃO DO SOLO APÓS A APLICAÇÃO DAS ÁGUAS
RESIDUÁRIAS DE SUÍNOS
4.2.1 Análise química do solo nas diferentes profundidades
Os atributos químicos do solo são influenciados por características
intrínsecas ao próprio solo como a sua textura, o conteúdo de matéria orgânica,
a capacidade de retenção e troca de cátions, a quantidade de poros totais, a
permeabilidade, bem como pode variar em função da quantidade e das
características do resíduo aplicado, como a concentração de sólidos totais, teor
de nutrientes e elementos poluentes, densidade, DQO, DBO ou o seu pH.
a) pH
A análise do solo, após 85 dias da aplicação do dejeto líquido de suíno
(DLS) mostrou que o pH permaneceu ligeiramente ácido (Tabela 13), muito
embora os dejetos das granjas tivessem condição alcalina, com pH entre 7,5 a
8,1. O pH na camada de 0-20 cm, onde foi aplicado o resíduo, esteve entre 4,6
a 5,3. Não se observou diferença significativa com a testemunha, exceto na
granja 7, cujo pH foi mais baixo, principalmente em superfície. Com a
profundidade do perfil, na maioria das granjas, o pH manteve-se praticamente
constante, embora geralmente o pH superficial seja mais ácido, em função da
66
aplicação dos fertilizantes nitrogenados, os quais possuem um efeito residual
ácido em função da reação de nitrificação. Trabalhos de Simione et al. (1984),
evidenciararam que a aplicação de efluentes de esgoto pode acidificar o solo,
sendo esta acidificação atribuída ás reações de nitrificação do nitrogênio
amoniacal, à oxidação de sulfitos e à produção de ácidos orgânicos durante a
degradação do resíduo. Da mesma forma outros autores atribuem aos adubos
nitrogenados a acidificação superficial dos solos (SANTOS et al., 1995;
SANTOS; SIQUEIRA, 1996).
Tabela 13 – Médias dos valores de pH
CaCl2
no perfil do solo, submetido à
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas, em Latossolo
Vermelho férrico
Prof (cm)
Granja
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200 X
1 5,22 4,77 4,91 4,65 4,37*** 4,42*** ns
2 5,26 5,38 5,55 5,46 5,48 5,54 ns
3 5,01 5,27 5,58 5,56 5,57 5,61 ns
4 4,95 5,00 4,95 5,05 5,00 4,95 ns
5 5,04 5,43 5,72 5,47 5,03 4,76 ns
6 5,08 5,06 5,19 5,41 5,23 4,97 ns
7 4,58 4,42*** 4,53*** 4,72 4,81 4,85 *
10 (Test ) 5,26 5,40 5,35 5,12 5,07 5,00
8 5,09ns 5,10ns 5,22ns 5,26ns 5,45 5,51ns ns
9 (Test) 4,85 4,86 5,22 5,26 5,31 5,40
As granjas 1, 2, 3, 4, 5, 6 e 7 são comparadas á sua testemunha (granja 10).
A granja 8 é comparada á sua testemunha (granja 9).
X = Resultados da signific
ância do estudo longitudinal.
* probabilidade de signific
ância a 5,0% através do teste de contrastes ortogonais (médias com distribuição não normal)
*** probabilidade de significância a 5,0%, através do teste de Dunnet (médias com distribuição normal)
O pH ligeiramente ácido em todo o perfil pode ser atribuído à ação
tampão da matéria orgânica do próprio resíduo e ao cultivo. Segundo Scherer
et al. (1994), a possibilidade de alteração do pH no solo com a aplicação de
esterco líquido de suínos é mínima, principalmente tratando-se de solos
altamente tamponados. Rodrigues (2001), utilizando-se de água residuária em
fertirrigação, não encontrou variações sensíveis no pH do solo, indicando que o
sistema água-solo-planta tem capacidade de tamponar variações de pH
originadas da mineralização bacteriana da matéria orgânica advinda dos
efluentes.
Estudos de Oliveira (2006), com o objetivo de avaliar os diferentes
efluentes do sistema de tratamento biológico de uma granja suinícola,
67
evidenciaram que houve uma elevação nos valores de pH do solo após a
aplicação do resíduo de suínos. O pH nos solos sob pastagem Brachiaria
decumbens, foram menores (pH < 5) que os da Grama Estrela (Cynodon
plesctostachyum), com pH 6. Estes resultados contradizem os de Queiroz et al.
(2004), que ao avaliarem o efeito da aplicação intensiva de esterco líquido de
suínos pelo método de escoamento superficial nas características químicas de
um solo cultivado com quatro espécies forrageiras evidenciou o aumento da
acidez, e redução na soma de bases, na CTC e na saturação de bases.
A análise do estudo longitudinal evidenciou que apenas o solo 7 foi
significativamente diferente do solo testemunha.
b) Acidez potencial
A acidez potencial do solo (H + Al) diminuiu com a profundidade,
independente das granjas avaliadas, possivelmente em função da matéria
orgânica, cuja concentração ocorre em superfície (Tabela 14 e Figura 22). Os
teores mais altos de acidez total foram encontrados entre 0 a 40 cm no perfil.
Podemos observar que os valores para as granjas com aplicação do resíduo e as
testemunhas foram próximos, exceto na granja 7, na qual a acidez potencial foi
alta, comparada à testemunha, o que pode estar relacionado ao seu baixo pH.
Tabela 14 – Médias dos valores de acidez potencial no perfil do solo (cmol
c
dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas, em
Latossolo Vermelho férrico
Prof (cm)
Granja
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200
1 4,39 5,09* 3,55 3,18* 3,66 3,78
2 4,36 3,50 3,24 3,25* 3,12 3,00
3 4,02 3,57 3,25 3,17* 3,10* 2,99
4 3,84 2,97 3,09 2,85* 2,74* 2,79*
5 3,94 3,19 2,86* 2,75* 2,92* 3,05
6 3,55 3,52 3,31 2,96* 3,18 3,38
7 6,61*** 6,86* 5,52* 4,53* 4,52* 4,35*
10 (Test) 4,35 3,64 3,62 3,86 3,82 3,60
8 3,97 6,70 3,14 2,80 2,66 2,60
9 (Test) 4,42 3,98 2,99 2,69 2,64 2,50
* probabilidade de significância a 5,0% através do teste de contrastes ortogonais
*** probabilidade de significância a 5,0%, através do teste de Dunnet (médias com distribuição normal
A análise da significância para a fonte de variação granja, baseado em GEE. Estatístico escore para análise Tipo 3 foi
utilizado no PROC GENMOD do SAS (SAS-Institute, 1996) e o resultado foi não significativo (Tabela 10).
68
Figura 22 – Médias dos valores de acidez potencial no perfil do solo (cmol
c
dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas, em
Latossolo Vermelho férrico.
Por outro lado, o acúmulo da matéria orgânica em superfície é um dos
aspectos importantes na semeadura direta, tendo sua aplicação preconizada
como alternativa para a neutralização do Al tóxico, e que estaria relacionado,
principalmente, ao potencial de complexação do Al com ácidos orgânicos
solúveis presentes nos restos culturais, como foi constatado por Miyazawa et
al. (1993), Franchini et al. (1999) e Rossielo e Jacob Neto (2006).
c) Teor de Ca
O uso crescente de adubos minerais e orgânicos traz um acúmulo de
nutrientes, mais particularmente em superfície (Mc DOWELL; Mc GREGOR,
1980; CASSOL et al., 2002; AMARAL, 2002).
A aplicação do dejeto de suíno proporcionou um aumento nos teores
de Ca trocável na camada superficial do solo, na profundidade de 0 a 20 cm
(Tabela 15 e Figura 23), a qual diminui gradativamente com a profundidade.
Isto pode ser atribuído a uma maior retenção do cátion superficialmente nos
colóides ou também pela contribuição do resíduo. Quando os resultados foram
analisados em profundidade foi observado que nas granjas 2 e 3 ocorreram
altos teores de cálcio, em pelo menos uma profundidade até 120 cm, enquanto
na 1 e 7 os teores foram mais baixos, quando comparados à testemunha. De
forma semelhante na camada superficial (0-20 cm) a participação da relação
0
40
80
120
160
200
2,4 3,4 4,4 5,4 6,4
Acidez Potencial no perfil do solo (cmol
c
dm
-3
)
Profundidade do solo (cm)
Granja 1 Granja 2 Granja 3 Granja 4 Granja 5
Granja 6 Granja 7 Granja 8 Granja 9 Granja 10
69
Ca/CTC nos solos 1 e 7 foram de 26% e 18%, bem diferentes das granjas 2 e 3
(47,4% e 47,7%). A quantidade do resíduo aplicada em cada granja, pode ter
sido o fator diferencial nos teores de Ca, uma vez que todos os resíduos
continham concentrações semelhantes. Características do solo que melhoram
a retenção do nutriente e dificultam as perdas por percolação podem ter
influenciado os resultados.
Tabela 15 – Média dos teores de Cálcio no perfil do solo (cmol
c
dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas,
em Latossolo Vermelho férrico
Prof (cm)
Granja
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200 X
1 3,84 1,98 1,25*** 1,74 1,15*** 0,77*** *
2 6,00 4,97 4,55*** 3,71 2,55 2,26 *
3 5,8 5,49 4,86*** 3,89*** 2,92 2,37 ns
4 4,99 4,31 3,46 3,15 2,52 1,58 ns
5 6,94 5,79 4,18 3,63 2,83 2,43 *
6 5,80 4,32 3,47 3,00 2,66 2,02 ns
7 2,72 1,68*** 1,29*** 1,20 0,91*** 0,61 *
10 (Test) 5,19 4,25 3,21 2,3 2,04 1,53 3,09
8 3,30 1,95 1,32 1,03 0,64 0,43 ns
9 (Test) 2,58 1,54 1,22 0,89 0,46 0,36 1,18
As granjas 1, 2, 3, 4,5,6 e 7 são comparadas á sua testemunha (granja 10).
A granja 8 é comparada á sua testemunha (granja 9).
X = Resultados do teste de contraste do estudo longitudinal .
* probabilidade de signific
ância a 5,0% através do teste de contrastes ortogonais
*** probabilidade de significância a 5,0%, através do teste de Dunnet.
ns= n
ão significativo
0
40
80
120
160
200
0,2 1,2 2,2 3,2 4,2 5,2 6,2
Cálcio no perfil do solo (cmol
c
dm
-3
)
Profundidade do solo (cm)
Granja 1 Granja 2 Granja 3 Granja 4 Granja 5
Granja 6 Granja 7 Granja 8 Granja 9
Granja 10
Figura 23 – Média dos teores de Cálcio no perfil do solo (cmol
c
dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas,
em Latossolo Vermelho férrico
70
Mesmo no solo sem a aplicação do dejeto líquido, a concentração de
Ca superficial foi alta (5,10 e 4,25 cmol
c
dm
-3
), demonstrando ter boa
fertilidade.
A análise longitudinal evidenciou que os solos 1, 2, 5 e 7 foram
significativamente diferentes do solo testemunha.
d) Teor de Magnésio
Os teores de Mg foram significativamente maiores que a testemunha
nos solos das granjas 4, 5 e 6 (Tabela 16 e Figura 23) com participação média
na CTC na camada superficial de 15,0%, comparativamente ao solo da granja
1 e 7, o qual o Mg participou em 9,5 e 9,7 % da CTC. Embora a composição
do resíduo tenha sido semelhante em Mg, a quantidade aplicada e a retenção
do Mg nas cargas negativas do solo podem ter contribuído para a diferença nos
teores entre os solos.
Tabela 16 – Média dos teores de Magnésio no perfil do solo (cmol
c
dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas, em
Latossolo Vermelho férrico
Prof
Granjas
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200 X
1 1,95 1,03 0,79 0,73 0,40 0,29 ns
2 1,50 0,84 0,84 0,70 0,60 0,39 ns
3 2,10 1,46 0,87 0,68 0,50 0,38 ns
4 2,52*** 1,93* 1,20* 0,77 0,61 0,47 *
5 2,32 1,82* 1,46* 0,95*** 0,77 0,59 *
6 2,14 2,00* 1,20* 0,96*** 0,83*** 0,42 *
7 1,28 0,84 0,72 0,69 0,54 0,43 ns
10 (Test) 1,45 1,22 0,85 0,53 0,50 0,41 0,83
8 1,56 0,99 0,71 0,55 0,28 0,21 ns
9 (Test) 1,66 0,98 0,66 0,46 0,30 0,24 0,72
As granjas 1, 2, 3, 4,5,6 e 7 são comparadas á sua testemunha (granja 10).
A granja 8 é comparada á sua testemunha (granja 9).
X = estudo longitudinal
* probabilidade de signific
ância a 5,0% através do teste de contrastes ortogonais (médias com distribuição não normal)
*** probabilidade de significância a 5,0%, através do teste de Dunnet (médias com distribuição normal)
ns = não significativo
O movimento de Ca e Mg, não se restringiram à camada superficial de
solo, havendo migração e aumento do teor do nutriente para camadas
inferiores (o Mg em uma das chegou até 160 cm de profundidade). Pode-se
atribuir a que a elevada precipitação que ocorreu no período (694 mm em três
meses), influenciaram a migração do cálcio e magnésio para a sub-superfície.
71
0
40
80
120
160
200
0,1 0,6 1,1 1,6 2,1 2,6
Magnésio no perfil do solo (cmol
c
dm
-3
)
Profundidade do solo (cm)
Granja 1 Granja 2 Granja 3 Granja 4 Granja 5
Granja 6 Granja 7 Granja 8 Granja 9
Granja 10
Figura 24 – Média dos Valores de Magnésio no perfil do solo (cmol
c
dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em
Latossolo Vermelho férrico.
Estudos de Ceretta et al. (2003), evidenciaram que a aplicação do
esterco líquido de suíno, durante quatro anos, proporcionou aumento no teor
de Ca e Mg trocável no solo até a camada 2,5-5,0 cm. Na camada 0-2,5 cm, o
aumento de Ca trocável foi de 50% e 49%, enquanto na camada 2,5-5,0 cm, o
aumento foi de 36% e 40% nas doses de 20 e 40 m
3
ha
-1
, respectivamente.
Segundo os autores, os teores de Mg aumentaram com o dejeto até 20 cm e
variou de 60% a 160% com 20 m
3
ha
-1
; os porcentuais elevaram-se para 207%
a 323% com a aplicação de 40 m
3
ha
-1
.
A movimentação de nutrientes no perfil do solo pode ocorrer por meio
de canais da decomposição de raízes, em função da maior atividade da
macrofauna, além da porosidade (CAIRES et al., 1998). Alguns autores têm
atribuído a movimentação de Ca no solo à formação de par iônico, com
compostos orgânicos provenientes de adubo verde (MIYAZAWA et al., 1996;
FRANCHINI et al., 2001).
A análise do estudo longitudinal evidenciou que os solos 4, 5 e 6 foram
significativamente diferentes em relação à testemunha.
72
e) Teor de Potássio
A analise do solo nas diferentes profundidades evidenciou uma tendência
de que os movimentos de K trocável não se restringiram ás camadas superficiais
dos solos. Pode-se notar que ocorreu uma migração e aumento do teor deste
nutriente para camadas inferiores (maior movimentação a partir de 40 cm até 120
cm no perfil). Pode-se atribuir a que á elevada precipitação que ocorreu neste
período deste estudo (694 mm em três meses), favoreceram a migração de K
trocável em subsuperfície. Pode ter contribuído para isto o fato do material vegetal
da cultura de milho implantada e aqueles residuais da cultura antecessora , como
também o fato de que o adubo orgânico é rico em potássio.
Os teores de K foram altos (Tabela 17 e Figura 25), tanto
superficialmente como em profundidade, com destaque para os solos das
granjas 1 e 3 até 80 cm, provavelmente em função da composição do dejeto,
da quantidade aplicada e de sua facilidade de movimentação no perfil
comparativamente ao Ca e Mg. A participação superficial (0-20 cm) de K na
CTC e na camada 20 a 40 cm foram altas; diferindo do encontrado por Durigon
et al. (2002) e Ceretta et al. (2003), os quais evidenciaram que o teor de K no
solo disponível, proveniente do esterco de suíno, foi baixo até 40 cm de
profundidade, resultado atribuído à absorção dos nutrientes pelas raízes da
pastagem natural, pois é acima de 40 cm a região onde ocorre a maior
concentração de massa de raízes.
Tabela 17 – Média dos Valores de Potássio no perfil do solo (cmol
c
dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas, em
Latossolo Vermelho férrico
Prof (cm)
Granja
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200
1 0,67* 0,6* 0,41* 0,15* 0,08* 0,06*
2 0,5 0,32 0,24* 0,15* 0,12* 0,08*
3 0,79* 0,4 0,21* 0,11* 0,08* 0,06*
4 0,41 0,3 0,23* 0,12* 0,07* 0,06*
5 0,46 0,34 0,21* 0,19* 0,12* 0,13*
6 0,38 0,34 0,16* 0,15* 0,11* 0,10*
7 0,48 0,32 0,13 0,06 0,05 0,04
10 (Test) 0,46 0,22 0,07 0,04 0,03 0,02
8 0,16 0,08 0,07 0,07 0,04 0,03
9 (Test) 0,13 0,08 0,06 0,05 0,04 0,03
* probabilidade de significância a 5,0% através do teste de contrastes ortogonais (médias com distribuição não normal)
A análise da significância para a fonte de variação granja, baseado em GEE. Estatístico escore para análise Tipo 3 foi
utilizado no PROC GENMOD do SAS (SAS-INSTITUTE, 1996) e o resultado foi não significativo (Tabela 10)
73
0
40
80
120
160
200
0 0,2 0,4 0,6 0,8
Potássio no perfil do solo (cmol
c
dm
-3
)
Profundidade do solo (cm)
Granja 1 Granja 2 Granja 3 Granja 4 Granja 5
Granja 6 Granja 7 Granja 8 Granja 9
Granja 10
Figura 25 – Média dos Valores de Potássio no perfil do solo (cmol
c
dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas, em
Latossolo Vermelho férrico.
Em profundidade, destacam-se teores médios de K (entre 0,10 a 0,20
cmol
c
dm
-3
), bem mais altos que a testemunha. Na granja 1 o K foi alto, tanto
em superfície como em profundidade, provavelmente porque as amostragens
foram feitas em local com grande quantidade aplicada do resíduo, o qual
continha elevada concentração de potássio (18,2 g kg
-1
). Na granja 3, embora o
dejeto líquido tivesse baixa concentração no nutriente (2,90 g kg
-1
), os altos
teores no solo podem ter sido devido à quantidade aplicada do resíduo. Por
outro lado, embora os teores no dejeto aplicado nas granjas 7 e 8, fossem altos
(23,1 e 22,9 g kg
-1
), não houve aumento do nutriente no solo, possivelmente
em função das doses aplicadas.
Os resultados corroboram com a afirmação de Franchini et al. (1999),
que enfatizam que a liberação de ácidos orgânicos da matéria orgânica, na
superfície do solo, permite um acúmulo de K nas primeiras camadas, em
sistemas com semeadura direta, com maior lixiviação cátions divalentes ou
trivalentes.
f) Teor de Fósforo
Os solos de todas as granjas apresentam teores de P elevados,
comparativamente à testemunha, principalmente a partir de 40 cm até 200 cm
o que vêm confirmar o P movimentando-se no perfil na forma de P orgânico
74
presente no dejeto líquido, inclusive na granja 8, provavelmente devido a alta
concentração de P no dejeto líquido (entre 3,1 a 22,5 g kg
-1
). Na camada
superficial, de 0 a 20 cm, os teores de P estiveram entre 39,0 a 42,26 mg dm
-3
(Tabela 18 e Figura 26), teores esses bastante acima dos teores considerados
médios para o nutriente (5 a 10 mg dm
-3
segundo MALAVOLTA, 1991),
concordando com Ceretta et al. (2003) os quais aplicaram esterco de suíno em
intervalos de 45 e 60 dias, em área de pastagem natural e evidenciaram um
aumento considerável no teor de P na camada até 10 cm (242 e 580%), para
as doses de 20 e 40 m
3
ha
-1
. Após 48 meses da aplicação do resíduo, o
incremento foi de 3.943 e 6.710% de aumento no P superficial, para as
mesmas doses aplicadas. Os autores evidenciaram também que houve
migração de P às camadas mais profundas do solo. O que corrobora com os
resultados aqui apresentados pois muito embora a concentração nas camadas
superficiais sejam altas observou-se valores significativos nas diferentes
profundidades em relação a testemunha.
Tabela 18 – Média dos Teores de Fósforo no perfil do solo (mg dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas
em Latossolo Vermelho férrico
Prof (cm)
Granjas
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200 X
1 39,88* 7,83* 2,24* 1,59* 1,11* 0,83* *
2 39,00* 3,71 2,92* 2,62* 2,10* 1,54* *
3 41,32* 8,67* 3,04* 2,01* 1,64* 1,34* *
4 10,80 4,38 1,59 1,46* 1,11* 0,77* ns
5 12,95 8,29* 4,82* 3,63* 2,31* 1,35* ns
6 8,70 4,15 1,55 1,63* 1,46* 0,85* ns
7 46,26* 6,01* 1,14 0,94 0,90 0,66* *
10 (Test) 15,91 2,65 1,05 0,8 0,6 0,31
8 13,42* 5,52* 1,21 0,81 1,10 0,51 *
9 (Test) 5,03 1,29 0,77 0,77 0,67 0,48
X = resultado do teste de contraste do estudo longitudinal.
* probabilidade de signific
ância a 5,0% através do teste de contrastes ortogonais (médias com distribuição não normal)
ns= não significativo
Cabe salientar também que as granjas 1, 2, 3 e 7 apresentam teores
de P “muito alto” na camada superficial um indicativo de aplicações massivas
de adubos fosfatados nesta camada. Isto pode ocasionar a saturação da
capacidade de retenção de P no solo, facilitando seu arraste com a água do
deflúvio, atingindo locais de acumulação, com forte possibilidade de
75
eutrofização (RHEINHEIMER et al., 2003; PELLEGRINI, 2005; LIMA, 2005).
Cabe aqui ressaltar que isto deverá interferir de forma positiva na
disponibilidade de P desses produtos para as plantas, refletindo diretamente
sobre a produção de matéria seca e sobre a produtividade das parcelas.
0
40
80
120
160
200
0,3 10,3 20,3 30,3 40,3
Fósforo no perfil do solo (mg dm
-3
)
Profundidade do solo (cm)
Granja 1 Granja 2 Granja 3 Granja 4 Granja 5
Granja 6 Granja 7 Granja 8 Granja 9
Granja 10
Figura 26 – Media dos Teores de Fósforo no perfil do solo (mg dm
-3
),
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em
Latossolo Vermelho férrico.
Cabe salientar também que as granjas 1, 2, 3 e 7 apresentam teores
de P “muito alto” na camada superficial um indicativo de aplicações massivas
de adubos fosfatados nesta camada. Isto pode ocasionar a saturação da
capacidade de retenção de P no solo, facilitando seu arraste com a água do
deflúvio, atingindo locais de acumulação, com forte possibilidade de
eutrofização (RHEINHEIMER et al., 2003; PELLEGRINI, 2005; LIMA, 2005).
Cabe aqui ressaltar que isto deverá interferir de forma positiva na
disponibilidade de P desses produtos para as plantas, refletindo diretamente
sobre a produção de matéria seca e sobre a produtividade das parcelas.
Na literatura tem sido relatada a movimentação de P aplicado
superficialmente (KANG; YUNUSA, 1977; DICK, 1983). A aparente contradição
entre o conceito de imobilidade do P no solo e sua distribuição no perfil se deve
em parte ao fato desse conceito estar relacionado somente à fração inorgânica
76
do P, enquanto que, segundo Pink et al. (1941), a lixiviação do P no solo ocorre
predominantemente em formas orgânicas. Enquanto o P inorgânico tem sua
mobilidade controlada pelo tipo e conteúdo de argilominerais e sesquióxidos de
ferro e alumínio, o P orgânico apresenta movimentação livre no solo como
constituinte de células microbianas e outros colóides orgânicos.
É necessário considerar que, nos solos de origem do basalto, na região
onde o trabalho foi desenvolvido, este tipo de adubo, na sua grande maioria, é
distribuído na superfície do solo, sem incorporação e, pelo menos parte dele é
aplicada na época que sucede a colheita da cultura de inverno, antecedente à
semeadura da cultura de verão. Por outro lado, na referida região, esta época
do ano coincide com a incidência de chuvas de elevada erosividade que podem
precipitar sobre solos parcialmente descobertos e parcialmente mobilizados
pela operação de semeadura. Em decorrência disso, e, ainda, considerando a
magnitude das perdas de água, os danos ambientais decorrentes das perdas
por escoamento superficial podem ser expressivas, em particular nas bacias
hidrográficas com rampas muito longas e/ou inclinadas e sem sistema de
terraceamento implantado. Esse efeito pode ser particularmente danoso no
caso do transporte de P, uma vez que esse elemento é o principal causador do
fenômeno de eutrofização das águas de superfície.
As granjas 4, 5 e 6 foram aquelas que apresentaram as menores
concentrações de P o que pode ter ocorrido em função do pouco tempo de
aplicação do dejeto líquido. O estudo longitudinal evidenciou que apenas essas
granjas não foram significativamente diferentes á testemunha.
g) Carbono orgânico
Os solos das granjas 1, 2, 3, 6, 7 e 8 tiveram mais carbono, do que a
testemunha, entre 160 a 200 cm de profundidade (Tabela 19 e Figura 27), o
que pode estar atribuído à quantidade de sólidos voláteis (material orgânico) do
dejeto, que foi mais alta nas granjas 3, 7 e 8; ou pela quantidade de sólidos
totais na granja 2 ou também pela quantidade aplicada (nas granjas 1 e 6), o
que sugere que a aplicação do dejeto líquido incrementou carbono ao solo,
principalmente superficialmente, o que corrobora com Girotto et al. (2006), os
quais avaliaram a matéria orgânica e os nutrientes provenientes de dejeto de
suíno, durante cinco anos.
77
Tabela 19 – Média dos Teores de Carbono no perfil do solo (g dm
-3
), submetido
a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico
Prof (cm)
Granjas
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200 X
1 18,78 12,25 10,35* 7,52*** 6,35*** 4,61* *
2 19,58 9,09 6,39 4,95 4,31 2,43* *
3 16,80 11,55 6,15 4,86 3,93 2,95* ns
4 20,93 15,95 10,30* 6,41 3,78 1,98 ns
5 18,10 11,60 7,80 3,75 2,58 1,90 ns
6 17,55 11,65 8,35* 5,15 3,70 2,75* ns
7 18,28 13,96 9,25* 6,65*** 5,81*** 4,23* *
10 (Test) 15,59 10,59 5,94 3,58 2,33 1,26
8 24,30 13,22 9,38 8,30 6,58*** 4,90* ns
9 (Test) 22,26 10,58 7,08 6,60 3,15 1,00
X = Resultados do teste de contraste do estudo longitudinal.
* probabilidade de signific
ância a 5,0% através do teste de contrastes ortogonais (médias com distribuição não normal)
*** probabilidade de significância a 5,0%, através do teste de Dunnet (médias com distribuição normal
ns= não significativo
0
40
80
120
160
200
0,8 5,8 10,8 15,8 20,8
Carbono no perfil do solo (mg dm
-3
)
Profundidade do solo (cm)
Granja 1 Granja 2 Granja 3 Granja 4 Granja 5
Granja 6 Granja 7 Granja 8 Granja 9 Granja 10
Figura 27 – Média dos teores de Carbono no perfil do solo (g dm
-3
), submetido
a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico.
O carbono superficial (0-20 cm) foi alto mesmo na testemunha, o que
se deve não somente à palha oriunda da parte aérea das culturas em plantio
direto, mas também, e talvez principalmente, devido ao sistema radicular
destas culturas e a biomassa microbiana (MATOS et al., 2006).
É importante destacar aqui que a distribuição dos dejetos líquidos nas
diferentes granjas é feito antes da semeadura e no solo sem cobertura. Isto
78
favorece quando na ocasião de chuvas neste período, perdas seja por
infiltração ou por escoamento superficial. Há de se considerar também que
carbono orgânico dissolvido pode ter migrado da superfície até camadas mais
profundas, o que favorece a presença de carga liquida negativa, como também
pode favorecer a migração de Ca, Mg, K e P na forma orgânica e que serão
posteriormente liberados no processo de mineralização.
h) ∆pH
Todos os solos das granjas pesquisadas apresentaram ∆pH negativo
em todo o perfil, o que indica a existência de carga elétrica liquida negativa no
complexo sortivo coloidal (Tabela 20 e Figura 28). Os valores de ∆pH na
camada superficial (0 a 20 cm) variou de -1,23 a -0,58. Os solos das granjas de
1, 2, 3, 4, 5 e 6 tiveram os valores mais negativos superficialmente e também
em todo o perfil, provavelmente porque o carbono estava alto. Além disso,
quantidade de sólidos fixos ou material coloidal inorgânico (média de 1,0%),
nesses solos, também pode justificar o valor negativo do seu ∆pH. Por outro
lado, os solos 7 e 8, embora tivessem mais carbono que a testemunha,
tiveram os valores menos negativos de ∆pH, em todo o perfil, o que não se
justifica, uma vez que o teor de Carbono apresenta alta relação com as cargas
negativas do solo. Possivelmente a textura do solo e a sua composição
mineralógica desses solos (presença de óxidos de Fe e Al, com predominância
de cargas positivas) podem justificar tais resultados.
Tabela 20 – Média dos valores de delta pH no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico
Prof (cm)
Granjas
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200 X
1 -0,95 -0,96*** -0,79* -0,32 -0,24*** -0,15*** *
2 -1,12 -0,95*** -0,97* -0,65* -0,42*** -0,32*** *
3 -1,23 -1,15*** -0,98* -0,72* -0,43*** -0,27*** *
4 -0,88 -0,74 0,50 -0,38* -0,30*** -0,18*** *
5 -1,06 -1,14*** -1,00* -0,73* -0,48*** -0,24*** *
6 -0,99 -0,97*** -0,87* -0,71* -0,66*** -0,56*** *
7 -0,58* -0,31*** -0,11* 0,02* 0,25*** 0,32 *
10 (Test) -0,88 -0,68 -0,45 -0,21 0,04 0,19
8 -0,67 -0,67 0,14 0,07 0,27 0,18 ns
9 (Test) -0,78 -0,58 -0,25 -0,01 0,24 0,19
X = Resultado do teste de contraste do estudo longitudinal.
* probabilidade de signific
ância a 5,0% através do teste de contrastes ortogonais (médias com distribuição não normal)
*** probabilidade de significância a 5,0%, através do teste de Dunnet (médias com distribuição normal)
ns = não significativo
79
-200
-180
-160
-140
-120
-100
-80
-60
-40
-20
0
-1,25 -1,05 -0,85 -0,65 -0,45 -0,25 -0,05 0,15 0,35
Profundidade do solo (cm)
Série1 Série2 Série3 Série4 Série5
Série6
Série7
Série8
Série9
Série10
∆pH
Carga
líquida
Carga
líquida
Figura 28 – Média dos valores de delta pH no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico.
Foi observado uma tendência de aumento no ∆pH, com a
profundidade, em função da menor concentração de matéria orgânica e da
presença de sexquióxidos de Fe, Al e Mn nos quais há predomínio de cargas
positivas e alto PCZ, as quais apontam a possibilidade de uma retenção de
anions em profundidade, entre eles o NO
3
-
que pode ficar retido no solo nas
cargas positiva, tornando-se menor o seu potencial poluidor.
Segundo Meurer et al. (2000), a adição de matéria orgânica ou de sais
como na adição de fertilizantes, pode deixar o ∆pH mais negativo, porque há
um aumento do pH em água. A matéria orgânica pode se ligar aos argilo-
minerais do solo, como, por exemplo, a caulinita e aos óxidos de ferro,
diminuindo as cargas positivas, o que resulta num aumento das cargas
negativas. A aplicação do efluente em grandes quantidades favoreceu o
aparecimento de cargas negativas em profundidade o que contribuiu para a
diminuição da CTC em detrimento da CTA.
i) CTC
Os solos apresentaram alta CTC em superfície (acima de 11,0 cmol
c
dm
-3
) como na Tabela 20 e Figura 29, mesmo sem o resíduo orgânico. Na
80
análise de todo o perfil a CTC foi semelhante entre os solos com e sem a
aplicação do dejeto, o que provavelmente pode ser conseqüência da
mineralogia e teor de argila. Com a profundidade a CTC diminuiu, em todos os
solos, sendo menor que 7,0 cmol
c
dm
-3
na profundidade de 160 a 200 cm. Os
valores da CTC no perfil acompanhou os valores de ∆pH, e variou em função
das cargas negativas do solo, o que justifica a diminuição da CTC em
profundidade acompanhando a menor quantidade de carga negativa não
concordando com Oliveira (2006).
Tabela 21 – Média dos valores da CTC no perfil do solo, submetido a aplicação
de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo Vermelho
férrico
Prof (cm)
Granjas
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200 X
1 10,85 8,70 6,00*** 5,80 5,29* 4,90 ns
2 12,36 9,63 8,87 7,81 6,39 5,73 ns
3 12,70 10,92 9,19*** 7,85 6,60 5,80 ns
4 11,76 9,51 7,98 6,89 5,94 4,90 ns
5 13,66 11,14 8,71 7,52 6,64 6,20 *
6 11,87 10,18 8,14 7,07 6,78 5,92 ns
7 11,09 9,70 7,66 6,48 6,02 5,43 ns
10 (Test) 11,45 9,33 7,75 6,73 6,39 5,56
8 8,99 9,72 5,24 4,45 3,62 3,27 ns
9 (Test) 8,79 6,58 4,93 4,09 3,44 3,13
X = Resultado do teste de contraste do estudo longitudinal.
* probabilidade de signific
ância a 5,0% através do teste de contrastes ortogonais (médias com distribuição não normal)
*** probabilidade de significância a 5,0%, através do teste de Dunnet (médias com distribuição normal)
ns= não significativo
-200
-180
-160
-140
-120
-100
-80
-60
-40
-20
0
3,10 5,10 7,10 9,10 11,10 13,10
Profundidade do solo (cm)
Série1 Série2 Série3 Série4 Série5
Série6 Série7 Série8 Série9 Série10
CTC no perfil do solo (cmol
c
.dm
-3
)
Figura 29 – Média dos valores da CTC no perfil do solo, submetido a aplicação
de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo Vermelho
férrico.
81
Estudos de Oliveira (2006), com aplicação de águas residuárias de
suinocultura em pastagem Brachiária Decumbens, e grama Estrela (Cynodon
lesctostachyum) evidenciaram que os valores de CTC das camadas de 0 a 40 cm
aumentaram, em todos os tratamentos, comparados ao tratamento sem o resíduo.
j) Saturação por bases
A saturação de bases foi mais alta em superfície (0-20 cm) sendo
maior que 65%, em comparação à testemunha, principalmente na granja 5
onde o V% foi maior em todas as profundidades exceto nos solos da granja 1,
7 e 8 (Tabela 22 e Figura 30), concordando com os valores de CTC e ∆pH.
Valores mais baixos de CTC e menos negativos de ∆pH, diminuíram a
saturação de bases em profundidade.
Tabela 22 – Média dos Valores da Saturação de bases (V%) no perfil do solo,
submetido a aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em
Latossolo Vermelho férrico
Prof (cm)
Granjas
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200 X
1 59,54 41,49* 40,83* 45,17 30,81* 22,86* *
2 64,72 63,66 63,47* 58,39* 51,17 47,64* ns
3 68,37 67,31 64,64 59,62* 53,03 48,45* ns
4 67,35 68,77* 61,28 58,64* 53,87 43,06 ns
5 71,16 71,36* 67,16* 63,43* 56,02* 50,81* *
6 70,09 65,42 59,34 58,13* 53,10 42,91 ns
7 40,40* 29,28* 27,94* 30,09* 24,92* 19,89* *
10 (Test) 62,01 60,99 53,29 42,64 40,22 35,25
8 55,84 31,07* 40,08 37,08 26,52 20,49 ns
9 (Test) 49,72 39,51 39,35 34,23 23,26 20,13
X = Resultado do teste de contraste do estudo longitudinal.
* probabilidade de signific
ância a 5,0% através do teste de contrastes ortogonais (médias com distribuição não normal).
ns= não significativo
A aplicação do efluente aparentemente favoreceu a criação de cargas
elétricas negativas o que pode ter contribuído para que o solo anteriormente
distroférrico passasse a ser eutroférrico nas profundidades de 20 a 160 cm,
com destaque para as granjas 2, 3, 4, 5 e 6 e exceção para as granjas 1, 7 e 8.
82
-200
-180
-160
-140
-120
-100
-80
-60
-40
-20
0
19,5 29,5 39,5 49,5 59,5 69,5
Profundidade do solo (cm)
Série1 Série2 Série3 Série4 Série5
Série6 Série7 Série8 Série9 Série10
Saturação Bases (V%) no perfil do solo (cmol
c
.dm
-3
)
Figura 30 – Saturação de bases (V%) no perfil do solo, submetido a aplicação
de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo Vermelho
férrico.
O solo da granja 1, 7 e 8 apresentaram baixa concentração de cálcio e
magnésio com a aplicação do resíduo e semelhante à concentração da
testemunha, que pode justificar as menores saturações de bases encontradas.
Em relação à disponibilidade de nutrientes nas várias camadas de
solos amostrados, pode-se inferir que na camada superficial há condições
satisfatórias ao crescimento e desenvolvimento das plantas, visto que, 75% das
amostras apresentam saturação por bases maior que 65%. Em profundidade a
saturação de bases ainda é considerada satisfatória, uma vez que foi maior
que 45%, nos 2,0 m de profundidade, para a maioria dos solos. Segundo
Kaminski et al. (2005) qualquer contribuição na elevação na saturação de
bases ou diminuição na atividade do alumínio em sub-superfície, é importante
para amenizar a possível barreira ao crescimento radicular.
k) Porcentagem de sódio trocável (PST)
A elevação do nível de nutrientes na superfície do solo decorre não
apenas pela não incorporação ao solo do material vegetal e dos fertilizantes,
mas também do tipo de fertilizante utilizado. É importante destacar aqui que o
83
dejeto líquido de suínos aplicados ao solo apresentaram altos valores de
concentração de Na total.
As granjas 1, 3, 7 e 8 tiveram maior tempo de aplicação do resíduo
orgânico ao solo (10, 20, 10 e 21 anos respectivamente) e, portanto, foram as
mais susceptíveis ao risco de salinização. Corroboram com esta afirmação, os
valores mais altos de percentagem de sódio trocável (PST) nas camadas
superficiais dos solos destas granjas (Figura 31). Porém, a percentagem de
sódio trocável no perfil do solo das granjas estudadas foram inferiores a 0,30%.
O solo da granja 1 foi o mais alto em PST em função do local amostrado, o
qual ocorreu onde havia alta descarga dos dejetos líquidos de suínos. Os
resultados de PST foram menores aos reportados por Freitas et al. (2005), os
quais coletaram amostras de água residuária em lisímetros, com o objetivo de
avaliar o efeito salino do resíduo. Os autores não observaram problemas de
excesso de sódio ou de salinidade, uma vez que a produtividade do milho foi
melhor nas áreas de aplicação do resíduo. A PST variou de 2,14 a 2,44%
quando o resíduo foi aplicado de forma bruta e de 1,38 a 3,43% quando
peneirado.
-200
-180
-160
-140
-120
-100
-80
-60
-40
-20
0
0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30
Profundidade do solo (cm)
Série1 Série2 Série3 Série4 Série5
Série6
Série7
Série8
Série9
Série10
PST no perfil do solo (%)
Figura 31 – Variação do Percentagem de Sódio Trocável (PST) nos perfis do
solo.
84
Podemos inferir aqui pelos altos valores de sódio total (Na)
apresentados nos Dejetos líquidos (variação de 62,3 a 89,2 g kg
-1
) e pela baixa
concentração apresentada nos solos que este cátion foi lixiviado para o lençol
freático aumentando o risco de salinização das águas deste compartimento.
l) Teor de amônio
A concentração de nitrogênio na forma amoniacal variou de 16,64 a
257,96 mg kg
-1
no perfil dos solos (Tabela 23 e Figura 32). Cabe ressaltar que
os valores de N-NH
4
+
no perfil da granja 1 foram muito superiores e variaram
entre 87,05 a 257,96 mg kg
-1
de solo, o que pode ser atribuído ao local de
amostragem do solo, no qual havia uma alta quantidade do dejeto líquido
aplicado. Os teores de amônio nessa granja, foram bem superiores à
testemunha, em cada profundidade ou em todo o perfil.
Tabela 23 – Média dos teores de amônio no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico
Prof (cm)
Granjas
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200 X
1 198,86* 257,96* 237,57* 231,80* 106,92* 87,05* *
2 30,49 33,96 36,76* 37,90* 42,99* 46,35* *
3 24,24 24,59 28,05 27,53 32,70 33,27 *
4 25,48 27,44 31,70 30,87 30,83 34,42 ns
5 22,87 16,64 19,81 26,40 31,48 35,57 ns
6 42,93* 68,28 95,44* 59,25* 70,57* 85,74* *
7 39,88* 45,18* 43,87* 48,20* 50,82* 54,7* *
10 (Test) 19,3 19,79 22,11 23,14 23,45 24,61
8 63,5* 60,69* 53,03 50,68 47,36 43,08 *
9 (Test) 30,08 31,63* 33,8 33,24 39,12 39,95
X = Resultado do Teste de contraste do estudo longitudinal.
* probabilidade de signific
ância a 5,0% através do teste de contrastes ortogonais (médias com distribuição não normal)
*** probabilidade de significância a 5,0%, através do teste de Dunnet (médias com distribuição normal)
ns = não significativo
Durante os processos de mineralização da matéria orgânica, o N é
transformado em N amoniacal e adsorvidos no complexo de troca. É importante
destacar a capacidade dos solos argilosos em influenciar no N remanescente,
pelo manejo da cobertura orgânica. Tal fato justifica os teores de amônio mais
altos que a testemunha, nos solos das granjas 1, 2, 6, 7 e 8. O teor de carbono
mais alto nas granjas 1, 7 e 8, aliado à quantidade do dejeto, justificam o teor
85
de amônio. Em destaque à granja 1, na qual o solo foi coletado exatamente
sobre o dejeto.
0
40
80
120
160
200
16,3 66,3 116,3 166,3 216,3
Amônio no perfil do solo (mg Km
-1
solo seco)
P r ofu ndida de do s o lo (c m )
Granja 1 Granja 2 Granja 3 Granja 4 Granja 5
Granja 6 Granja 7 Granja 8 Granja 9
Granja 10
Figura 32 – Média dos teores de amônio no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico.
m) Teor de Nitrato
Observou-se um movimento do N na forma amoniacal em profundidade
e podemos inferir que o risco de lixiviação para o lençol freático é muito grande,
o que vêm a contribuir também para o aumento de salinização das águas
subterrâneas.
A concentração de N-NO
3
-
nos solos avaliados, por profundidades,
tiveram uma grande variação, as quais podem ser atribuídas a diversos fatores
entre eles as doses da adubação orgânica, a qualidade do adubo (% de
matéria seca e da sua taxa de mineralização), às espécies antecessoras, ao
programa de rotação de culturas empregado, ao tempo de adoção do sistema
de plantio direto, à relação C/N da palhada predominante no sistema, ao
potencial biótico do sistema, ao tipo de solo, o regime pluviométrico da região,
dentre outros.
86
Em todos os solos o teor de nitrato foi maior que a testemunha, tanto
nas profundidades como em todo o perfil (Tabela 24 e Figura 33), exceto no
solo da granja 8, o que pode ter sido conseqüência da não aplicação do dejeto
nesta ultima safra. Podemos observar valores de concentração de nitrato
diferenciados para cada profundidade, o que pode ser atribuídos à percolação
da água de chuva e ação do sistema radicular das plantas de milho na
absorção do nitrogênio.
Tabela 24 – Média dos teores de nitrato no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico
Prof (cm)
Granja
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200 X
1 89,32*** 84,86*** 88,28 95,54* 152,83* 174,53* *
2 102,94*** 91,98*** 86,24 90,21* 99,12* 107,88* *
3 92,39*** 75,5 68,83 74,46* 84,99* 99,38* *
4 115,79*** 109,21*** 85,92 62,84* 80,31* 96,36* *
5 103,15*** 65,36 98,11*** 98,62* 126,95* 160,40* *
6 91,11*** 36,54 36,38 36,97 63,52* 67,60* *
7 118,68*** 107,89*** 106,92*** 119,58* 132,24* 141,76* *
10 (Test) 39,05 35,05 37,03 40,78 43,97 46,70
8 86,19 70,07 77,26 84,56 86,26 102,37 ns
9 (Test) 57,49 48,33 54,42 63,43 79,17 82,11
X = Resultado do teste de contraste do estudo longitudinal.
* probabilidade de signific
ância a 5,0% através do teste de contrastes ortogonais (médias com distribuição não normal)
*** probabilidade de significância a 5,0%, através do teste de Dunnet (médias com distribuição normal)
ns= não significativo
Segundo Ernani et al. (2002), a maior lixiviação de N é observada
quando há manutenção da palha em superfície, o pode ser explicada por
melhores condições de temperatura e umidade, as quais favorecem a atividade
microbiana que assim mineraliza mais matéria orgânica e transforma mais N-
NH
4
+
em N-NO
3
-
.
De forma geral, observou-se uma tendência de aumento do nitrato em
sub-superfície, o que pode ser explicado pela sua percolação no perfil, em
função das cargas negativas no NO
3
-
, que o colocam em solução, uma vez que
o ânion não tem preferência da adsorção interna dos óxidos de Fe e Al do solo.
Os fosfatos e sulfatos são preferencialmente adsorvidos e retidos no solo,
87
principalmente em ambiente mais ácido, como observado por Dynia e Camargo
(1998, 1999) e referido por Bissani e Tedesco (1988).
0
40
80
120
160
200
35 55 75 95 115 135 155 175
Nitrato no perfil do solo (mg Km
-1
solo seco)
P r o fu n d id a d e d o s o lo (c m )
Granja 1 Granja 2 Granja 3 Granja 4 Granja 5
Granja 6 Granja 7 Granja 8 Granja 9
Granja 10
Figura 33 – Média dos teores de nitrato no perfil do solo, submetido a aplicação
de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo Vermelho
férrico.
As altas intensidades de chuvas ocorridas nos meses de Setembro e
Outubro (Figura 34), teriam proporcionado a movimentação N-NO
3
-
para as
camadas subsuperficiais do solo. Além disso, há a possibilidade da taxa de
mineralização do N orgânico do resíduo ter sido intensificada, tendo em vista
que se trata de um processo microbiológico que seria favorecido no período de
primavera-verão, quando normalmente são observadas altas temperaturas e
altas ocorrências de chuvas.
88
Precipitações mensais (mm)
Agosto de 2005 a agosto de 2006
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
ago/05 set/05 nov/05 dez/05 fev/06 abr/06 mai/06 jul/06 set/06
Série1 Série2 Série3
Coleta
do
solo
período do estudo
Figura 34 – Precipitações mensais em mm. A série 1 refere-se á região de
Toledo, a série 2 a média da região sudoeste do Paraná e a série
3 á média da região do Estado do Paraná. A seta indica a época
da amostragem.
A precipitação mensal no período do estudo (região de Toledo) foram
de 76,4; 172,8; 407,2 e 114 mm nos meses de agosto setembro, outubro e
novembro de 2005 respectivamente (Figura 33).
Tendo em vista que a cultura do milho apresenta cerca de 80 % do seu
sistema radicular distribuídos na camada de solo de 0 a 0,6 m e que a quase
totalidade das raízes absorventes são distribuídas de 0 a 0,3 m
(BACCHI, 1983), pode-se considerar que o N-NH
4
+
e o N-NO
3
-
presente abaixo
de 0,6 m de profundidade está praticamente perdido para o aproveitamento da
cultura. Devido ao fato da precipitação local geralmente ser maior que a
evapotranspiração da cultura, a possibilidade de retorno deste N-NO
3
-
por
ascensão capilar da solução do solo é pequena, significando, portanto, que há
um risco potencial de contaminação de águas subterrâneas no caso do N-
NH
4
+
, pois em profundidade a atividade microbiana é praticamente inexistente.
É importante aqui destacar que os solos deste estudo são profundos
(Latossolos) e no caso do N-NO
3
-
em profundidade
a
sua retenção aumenta
devido ao aumento da carga liquida positiva e diminui portanto o risco de
contaminação das águas subterrâneas.
89
Os valores de N mineral nesse estudo foram superiores àqueles
encontrados por Liu et al. (1998) e Primavesi et al. (2006) quando trabalharam
com dejeto de suíno em pastagem. Konzen (2003) evidenciou que o N, tanto o
químico quanto o orgânico percolam para as camadas mais profundas do perfil,
oferecendo um risco ambiental acentuado. Para a dose equivalente a 50 m
3
ha
-1
de esterco líquido o teor de N-mineral foi de 10,0 em mg kg
-1
na camada
superficial alcançando valores próximos de 15,0, em 100 cm de profundidade,
durante dois anos. No ano de 2003 foram registrados teores de N-NH
4
+
entre
de 5 a 10 mg dm
-3
, enquanto que o N-NO
3
-
variou de 9 a 22 mg dm
-3
.
É importante destacar que poucos estudos têm sido feitos para
determinar os teores de N tanto amoniacal como nitrato no solo com aplicação
de dejetos de suínos. Alguns estudos foram realizados de forma a se avaliar os
lixiviados em coluna ou lisimetros (SEIDEL, 2005; BASSO et al., 2004), ou o
escoamento superficial (CERETTA et al., 2005).
Ceretta et al. (2005), evidenciou que com o aumento da dose de dejeto
ocorre incremento nas concentrações de nitrato na água percolada,
principalmente logo após a aplicação e que coincide com estádios iniciais de
desenvolvimento das culturas. A pesquisa destes autores registrou durante o
primeiro cultivo de milho que as concentrações de N-NO
3
-
na água percolada
aos 26, 35 e 57 dias após aplicação do dejeto estavam bem acima dos 10mg L
-1
,
principalmente para as doses de 40 e 80 m
3
ha
-1
. Na determinação feita 35 e
57 dias após a aplicação do dejeto os teores de N-NO
3
-
na água percolada
variaram de 30 a 35 mg L
-1
. Segundo estes autores, durante o segundo cultivo
de milho, mesmo com uma quantidade de N aplicado via dejeto quase quatro
vezes menor do que no primeiro ano, já aos oito dias após a aplicação do
dejeto, os teores de N-NO
3
-
na água percolada foram maiores do que os
observados no primeiro ano de cultivo do milho.
n) Teor de zinco
Os teores de Zn na camada superficial variaram de 4,61 a 20,60 mg kg
-1
,
teores considerados altos, segundo Malavolta (1987), comparativamente ao Zn
na testemunha (0,99 e 2,54 mg Zn kg
-1
),
como apresentado no Tabela 25 e
Figura 35. Teores acima de 5,0 mg dm
-3
ocorreram nos solos analisados, em
função provavelmente da alta concentração do nutriente no dejeto ou da
quantidade aplicada. De forma geral todos os locais analisados tiveram mais
90
Zn do que a testemunha. O Zn é um dos componentes principais presentes na
ração dos suínos, oferecida como suplementação mineral (SCHERER et al.,
1984), o que foi constatado pelas análises realizadas nas amostras do resíduo.
Tabela 25 – Média dos teores de zinco no perfil do solo, submetido a aplicação
de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo Vermelho
férrico
Prof
Granjas
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200 X
1 15,25* 2,47* 0,76* 1,05* 0,36 0,41 *
2 20,47* 2,67* 1,00* 0,64ns 0,64 0,46 *
3 15,07* 5,45* 1,50* 1,13* 1,05* 0,81 *
4 5,00* 1,05 0,46 0,36ns 0,38 0,38 *
5 20,60* 7,24* 1,61* 0,87* 0,69* 0,91* *
6 7,47* 3,77* 0,83* 0,45ns 0,87* 1,00* *
7 4,61* 0,93 0,62 0,44ns 0,46 0,41 *
10 (Test) 2,54 1,02 0,45 0,37 0,37 0,45
8 8,80* 0,78 0,31 0,23 0,27 0,12 *
9 (Test) 0,99 0,35 0,65 0,2 0,29 0,26
X = Resultados do teste de contraste do estudo longitudinal.
* probabilidade de signific
ância a 5,0% através do teste de contrastes ortogonais (médias com distribuição não normal)
*** probabilidade de significância a 5,0%, através do teste de Dunnet (médias com distribuição normal)
ns = não significativo
0
40
80
120
160
200
0 5 10 15 20
Zinco no perfil do solo (mg Kg
-1
)
Profundidade do solo (cm)
Granja 1 Granja 2 Granja 3 Granja 4 Granja 5
Granja 6 Granja 7 Granja 8 Granja 9
Granja 10
Figura 35
– Média dos teores de zinco no perfil do solo, submetido a aplicação
de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo Vermelho
férrico.
91
Por outro lado o nutriente apresentou queda acentuada a partir dos 20
cm do solo, ficando evidente que o resíduo orgânico e os argilo-minerais, com
predominância de cargas negativas retiveram o cátion principalmente na
superfície do solo, o que corrobora com os resultados descritos por Bertoncini e
Mattiazzo (1999) os quais confirmam a associação do Zn ao ácido húmico, na
forma quelatizada. Não foi evidenciada a presença do Zn em sub-superfície,
em colunas de solo originário do basalto (BERTOL, 2005), porque não ocorreu
a lixiviação do nutriente, indicando que o Zn ficou retido na matriz coloidal do
solo, evidenciando um efeito depurador importante do ponto de vista ambiental.
A movimentação do Zn em profundidade (até 80 cm) também foi
observada nos solos de algumas granjas (1, 2, 3, 5 e 6). Segundo Kabata-
Pendias e Adriano (1995) e Amaral Sobrinho et al. (1998), a mobilidade do Zn
está relacionada à sua presença no solo, predominantemente, em formas
trocáveis e, portanto, facilmente solúveis.
Pesquisas de Graber et al. (2005), em solos sob aplicação de dejetos
de suínos evidenciaram o acúmulo de Cu e Zn trocável e total nas camadas 0-
25 e 25 a 50 cm em apenas algumas propriedades. Discutiram a hipótese de
que o Cu e o Zn se combinam a diferentes tipos e tamanhos de partículas do
solo e podem assim serem transportados para as camadas mais profundas do
perfil do solo. Essas partículas diferentes poderiam ser por exemplo colóides
do solo (argila) ou combinações de ácidos orgânicos e fósforo. Segundo estes
autores, cátions Cu e Zn poderiam adsorver sobre as partículas de argila e
serem transportados através dos macroporos até as camadas mais profundas.
Experimentos de laboratório indicam que que os transportes de colóides
ligados ao Cobre e Zinco são facilitados em condições de alto pH, grandes
quantidades de matéria orgânica, baixa força iônica na solução do solo, como
também uma alta superficie carregada com coloídes. Este experimento
evidenciou que o Zn apresentou maior mobilidade do que o Cobre muito
embora os teores de Zn total na camada de 0-25 cm não se correlacionaram
positivamente com os teores de matéria orgânica, e os teores de Zn trocável na
camada de 25 a 50 cm se correlacionou negativamente com os teores
percentuais de silte.
Outro fator muito importante na adsor
ção do zinco em superfícies de
óxidos é a presença do íon fosfato no meio. Stanton e Burger (1967, 1970)
92
observaram que a presença de fosfato aumentou a adsorção de zinco por
óxidos de ferro e alumínio amorfos. A adsorção do íon fosfato negativamente
carregado na superfície da goetita aumenta a adsorção do zinco positivamente
carregado da solução.
Podemos inferir que o menor valor da concentração do Zn na granja 7 foi
devido aos baixos valores de pH, pois quanto menor ele for mais favorecida
será a sua mobilidade no perfil pois segundo Yong (1993), resultados obtidos
em testes de adsorção com metais pesados indicaram que a mudança no pH
da solução no solo resulta numa correspondente mudança no mecanismo de
retenção dos metais pesados nos solos. Para altos valores de pH, mecanismos
de precipitação (precipitação de hidróxidos e carbonatos) dominam o processo.
Para pH decrescente, a precipitação se torna menos importante e a troca
catiônica se torna predominante.
o) Teor de cobre
Em todos os solos, o Cu também concentrou-se mais em superfície,
acompanhando a distribuição da matéria orgânica, como observado por Basso
et al. (2006); porém a sua movimentação em profundidade foi mais acentuada
que a do Zn, uma vez que em todo o perfil foram encontrados teores de Cu
acima da média (Tabela 25 e Figura 36); teores maiores que 5,0 cmol
c
dm
-3
foram encontrados entre 160 a 200 cm de profundidade. Os resultados são
concordantes com Graber et al. (2005), os quais evidenciaram a retenção de
Cu e Zn até 50 cm no perfil, quando aplicaram dejeto de suíno. Os teores de Zn
e Cu foram menores aos citados por Basso et al. (2006), em solos com adição
de dejeto de suíno analisados até 10 cm, cujos resultados foram de 169 e 191
mg kg
-1
.
Todos os solos (Tabela 24) exceto na granja 7, tiveram mais cobre que
a testemunha, demonstrando a contribuição do dejeto no nutriente, em função
da presença na sua composição e na composição da ração utilizada. Os teores
de Cu no perfil foram semelhantes aos descritos por Pocojeski et al. (2004), em
doze locais de Santa Catarina, onde foi aplicado dejeto de suíno.
A movimentação do cobre no perfil pode ter ocorrido na forma
quelatizada, ou pela ligação química entre o metal e os ácidos fúlvicos, os
quais são solúveis em faixa de pH entre 5,4 a 6,8.
93
Tabela 26 – Média dos teores de cobre no perfil do solo, submetido a aplicação
de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo Vermelho
férrico
Prof (cm)
Granja
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200 X
1 14,85 10,23 8,84 6,52 5,12* 4,78 ns
2 23,17 22,21*** 13,90 10,43 8,50 6,17 *
3 27,13*** 25,55*** 17,01*** 9,80 6,71 5,28 *
4 22,77 19,53 15,28 11,77 10,61* 9,65* *
5 21,71 15,94 11,79 8,49 7,40 6,91 *
6 17,11 17,39 13,07 9,47 8,11 7,57* ns
7 6,95 6,96 6,01 5,05 5,57* 5,22 *
10 (Test) 15,68 13,08 11,07 8,68 8,00 6,09
8 14,68 12,24 10,59 9,78 7,08 5,98* *
9 (Test) 9,84 9,31 8,58 6,17 6,02 4,65
X = Resultados dos testes de contraste do estudo longitudinal.
* probabilidade de signific
ância a 5,0% através do teste de contrastes ortogonais (médias com distribuição não normal)
*** probabilidade de significância a 5,0%, através do teste de Dunnet (médias com distribuição normal)
ns= não significativo
0
40
80
120
160
200
4,5 9,5 14,5 19,5 24,5
Cobre no perfil do solo (mg Km
-1
)
P r o fu n d id a d e d o s o lo (c m )
Granja 1 Granja 2 Granja 3 Granja 4 Granja 5
Granja 6 Granja 7 Granja 8 Granja 9
Granja 10
Figura 36 – Média dos teores de cobre no perfil do solo, submetido a aplicação de
dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo Vermelho férrico.
p) Teor de manganês
Os teores de Mn no solo foram maiores até 20 cm, de acordo com a
composição do nutriente nas águas residuárias, como pode ser visualizado na
Tabela 26 e Figura 37, para os solos das granjas 1, 2, 5, 6 e 8, comparativamente
à testemunha. O solo 7 foi o que menor concentração de Mn apresentou, em
função da baixa concentração do nutriente no resíduo. O nutriente teve uma
94
diminuição marcante na sua concentração em profundidade, em todos os solos,
acompanhando a menor deposição do resíduo orgânico e a formação de
compostos insolúveis onde o Mn encontra-se ligado ao oxigênio, ao carbonato ou
ao sulfato, formando minerais e baixa solubilidade, tendo como exemplo a
pirolusita (MnO
2
), principal mineral que controla a disponibilidade do Mn, mesmo
em condição de potencial redox alto. Parte do Mn pode ter descido no perfil,
quelatizado aos ácidos fúlvicos solúveis componentes do húmus.
Tabela 27 – Média dos teores de manganês no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico
Prof (cm)
Granja
0-20 20-40 40-80 80-120 120-160 160-200 X
1 178,08* 82,90 79,28* 37,22* 19,68* 14,46 *
2 135,63* 47,50 24,75 13,11 10,75 9,12 ns
3 104,25 103,20* 23,59 13,39 9,41 7,49* ns
4 315,95* 146,30* 70,01* 48,49* 32,18* 27,73* *
5 238,19* 152,54* 66,2* 31,91* 18,57* 17,03* *
6 285,21* 181,13* 94,89* 41,37* 35,34* 24,45* *
7 45,83 23,50* 16,68 12,30 14,24 13,09 *
10 (Test) 102,26 51,25 19 12,60 11,24 11,26
8 96,35 49,74 30,73 21,75 14,55 11,25 *
9 (Test) 44,41 34,56 26,42 13,78 12,78 9,29
X = Resultado do teste de contraste do estudo longitudinal.
Pr = Probabilidade m
ínima de significância
0
40
80
120
160
200
7 57 107 157 207 257 307
Manganês no perfil do solo (mg Km
-1
)
Profundidade do s olo (c m )
Granja 1 Granja 2 Granja 3 Granja 4 Granja 5
Granja 6 Granja 7 Granja 8 Granja 9
Granja 10
Figura 37 – Média dos Teores de manganês no perfil do solo, submetido a
aplicação de dejeto líquido de suíno nas granjas em Latossolo
Vermelho férrico.
95
Estudos de Pocojeski et al. (2004), com 12 propriedades na microbacia
do Coruja/Bonito em Santa Catarina evidenciaram que os teores registrados de
manganês dos solos da microbacia mostraram-se extremamente variáveis.
Atribuíram essas variações ao material de origem e dos pH dos solos. Os
teores de Mn disponível encontrados foram bastante inferiores aos teores totais
evidenciando, portanto a capacidade do metal em promover ligações de alto
grau de energia com a M.O. e os argilominerais do solo. Ressalta-se que neste
estudo foram pesquisadas granjas com tempo de aplicação dos dejetos ao solo
de 8 a 15 anos.
4.3 CRESCIMENTO E PRODUÇÃO DE MASSA SECA DO MILHO
Os resultados obtidos na produção de massa seca do milho (Figura 38)
evidenciam uma maior massa seca na granja 7, com uma produção de 12
760,9 kg ha
-1
, o que pode ser justificado ao teor de carbono no perfil, maior que
testemunha, como também pela contribuição do dejeto em N mineral, P, K e
Zn. As outras granjas produziram mais massa seca que a testemunha, onde
não foi aplicado o dejeto, o que pode ter sido função das características
químicas favoráveis no perfil, como CTC, V% e delta pH, os quais se
diferenciaram do tratamento sem a aplicação do dejeto e contribuíram para a
absorção dos nutrientes. O milho, nas granjas 3 e 4, apresentou um menor
crescimento e menos produção de massa seca, provavelmente devido a baixa
concentração de NPK no dejeto, respectivamente para N de 2,7 e 14,7 g kg
-1
;
para P de 3,1 e 15,3 g kg
-1
e para K de 2,9 a 10,2 g kg
-1
ou a baixa quantidade
aplicada do resíduo, comparativamente aos outros resíduos. A quantidade
produzida de massa seca pelo milho nas granjas 3 e 4 foram de 7783,2 e
7719,6 kg ha
-1
, semelhantes a Konzen (2002), em MG, o qual aplicou DLS na
dose de 180 m
3
ha
-1
, com efeito, residual até três anos.
Em nenhum dos locais onde o milho recebeu o dejeto líquido de suíno
foi encontrada uma correlação significativa, entre a produção de massa seca e
o teor de carbono superficial do solo (0 a 20 cm), o que pode ser atribuído à
semelhança dos resultados, nos locais onde não foi aplicado o resíduo.
96
10201
9237
7783
7711
10209
10934
12.760
10174
8578
7829
0
2.000
4.000
6.000
8.000
10.000
12.000
14.000
Matéria seca
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Granjas
ns
ns
*
*
*
*
*
*
* *
Figura 38 – Produção de matéria seca do milho submetido á aplicação de
dejeto líquido de suíno, em Latossolo Vermelho distroférrico, na
profundidade de 0 a 20 cm, em função do manejo nas granjas 1,
5, 6, 8 = ciclo completo, com produção de leitões e terminação; 3,
4 e 7 = terminação e 2 = produção de leitão.
De forma semelhante, o efeito significativo da aplicação do dejeto líquido
de suíno em relação à produção de matéria seca, foi evidenciado por Evans et
al. (1977), em milho, Fauvel e Morvan (1998), em milho silagem, Ceretta et al.
(2005) com milho e Drumond et al. (2006), em pastagem de Tifton 85. Ceretta
et al. (2005), registraram que a utilização do dejeto líquido de suínos promoveu
incremento na produção de matéria seca em todas as espécies da rotação. Os
aumentos foram de 128, 223 e 331% na matéria seca, com as doses de 20, 40
e 80 m
3
ha
-1
.
A grande concentração de P e Zn no solo onde foi aplicado o dejeto
líquido, e o sistema de produção, pode ser um dos principais responsáveis pelo
acréscimo na produção de massa seca na cultura do milho, visto que a maioria
dos solos brasileiros apresenta disponibilidade de fósforo naturalmente baixa,
potencializada pela acidez (DURIGON et al., 2002).
Segundo Ceretta et al. (2005), o milho é uma das plantas que mais
responde positivamente à aplicação de zinco no solo, com ganhos na produção
de matéria seca e grãos.
Elevadas concentrações de K, P, Ca e Mg no solo, aplicado com
efluente do sistema de produção afetaram a produção da cultura, elevando seu
teor em massa verde e evidenciando o seu potencial como fertilizante.
97
Resultados semelhantes foram obtidos por Azevedo (1991 apud DRUMOND,
2003) na utilização de resíduo suinícola, aplicado à pastagem de capim-
gordura (Melinis minutiflora Beauv.).
98
5 CONCLUSÃO
a) Os dejetos líquidos de suíno apresentaram um pH maior que 7,5 e
um máximo de 2,2 % de sólidos totais sendo que 75% das granjas
tiveram uma composição de mais sólidos fixos (material inorgânico)
do que voláteis (material orgânico)
b) Os teores de nutrientes totais nos dejetos das diferentes granjas
avaliadas variaram de 2,7 a 25,66 g kg
-1
para o nitrogênio, de 3,1 a
22,5 g kg
-1
para o fósforo, de 2,9 a 22,9 g kg
-1
para o potássio, de
759,0 a 5.439,6 mg kg
-1
para o zinco, de 177,0 a 1.538,3 mg kg
-1
para o cobre e de 230,2 a 802,3 mg kg
-1
para o manganês.
c) O efeito favorável do dejeto no crescimento do milho ocorreu em
seis das granjas avaliadas em função da contribuição em carbono e
fornecimento de nutrientes, principalmente N, P e K.
d) A mobilidade do nitrato ocorreu em profundidade, embora as
cargas positivas do solo apontem para retenção do ânion em
profundidade.
e) Em todas as granjas avaliadas houve acumulo de Zn na camada
superficial enquanto que a distribuição do Cu no perfil do solo foi
mais uniforme.
f) Granjas (1, 3, 7 e 8) com tempo de aplicação igual ou superior a 10
anos apresentaram elevados teores de P disponível na camada
superficial .
g) A baixa saturação de bases em profundidade pode favorecer o o
risco de salinização das águas subterrâneas, em função da
lixiviação do Na e K do DLS.
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