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UNIVERSIDADE FEDERAL DE SANTA MARIA
CENTRO DE CIÊNCIAS RURAIS
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIA DO SOLO
DEJETOS LÍQUIDOS DE SUÍNOS AFETAM A
DECOMPOSIÇÃO DE PALHA DE AVEIA?
DISSERTAÇÃO DE MESTRADO
Fabiana Trevisan Silva
Santa Maria, RS, Brasil
2009
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DEJETOS LÍQUIDOS DE SUÍNOS AFETAM A
DECOMPOSIÇÃO DE PALHA DE AVEIA?
por
Fabiana Trevisan Silva
Dissertação de Mestrado apresentada ao Curso de Mestrado do Programa de
Pós-Graduação em Ciência do Solo, Área de Concentração em
Biodinâmica e Manejo do Solo, da Universidade Federal de Santa Maria (UFSM, RS), como
requisito parcial para obtenção do grau de
Mestre em Ciência do Solo
Orientador: Prof. Dr. Celso Aita
Santa Maria, RS, Brasil
2009
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Universidade Federal de Santa Maria
Centro de Ciências Rurais
Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo
A Comissão Examinadora, abaixo assinada,
aprova a Dissertação de Mestrado
DEJETOS LÍQUIDOS DE SUÍNOS AFETAM A DECOMPOSIÇÃO DE
PALHA DE AVEIA?
elaborada por
Fabiana Trevisan Silva
como requisito parcial para obtenção do grau de
Mestre em Ciência do Solo
COMISSÃO EXAMINADORA:
Celso Aita, Dr.
(Presidente/Orientador)
Clenio Nailto Pillon, Dr. (EMBRAPA CLIMA TEMPERADO)
Sandro José Giacomini, Dr. (UFSM)
Santa Maria, 21 de agosto de 2009
AGRADECIMENTOS
Esta dissertação é o resultado do trabalho de várias pessoas que contribuíram com
sua atenção, sua dedicação e seu entusiasmo.
Desta maneira, quero deixar aqui registrado o meu reconhecimento e agradecimento
pelas suas contribuições.
Ao Professor Dr. Celso Aita pela sua orientação, amizade, ajuda e críticas sempre
pertinentes que tanto enriqueceram o trabalho.
Ao Professor Dr. Sandro José Giacomini pela montagem do experimento e pela
colaboração em todos os momentos.
Aos Professores do Curso de Pós-Graduação em Ciência do Solo da UFSM, por
terem compartilhado conhecimentos, que muito contribuíram para o meu crescimento
profissional.
Aos Colegas do mestrado, amigos e incentivadores, pelas palavras de apoio e
companheirismo nas horas difíceis, em especial ao Stefen Pujol, Fabiana Dorneles, Elisandra
Pocojesck, Gabriel Franchesci e Eduardo Souza.
Aos bolsistas do Laboratório de Microbiologia do Solo que participaram da condução
desse trabalho.
Aos meus pais Ivan e Claudete e aos meus irmãos Camila e Marcos, companheiros
queridos, sempre presentes durante os críticos meses de conclusão desta dissertação.
A todos os demais que contribuíram comigo nesta tarefa, seja com trabalho,
encorajamento ou conhecimento.
RESUMO
Dissertação de Mestrado
Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo
Universidade Federal de Santa Maria
DEJETOS LÍQUIDOS DE SUÍNOS AFETAM A DECOMPOSIÇÃO DE
PALHA DE AVEIA?
AUTOR: FABIANA TREVISAN SILVA
ORIENTADOR: CELSO AITA
Data e Local da Defesa: Santa Maria, 21 de agosto de 2009
No sistema de plantio direto a aplicação dos dejetos de animais é feita na superfície do
solo, sem incorporação. Nessa condição, é comum aplicar os dejetos sobre resíduos culturais
de aveia, os quais variam quanto a sua relação C/N, em função do estádio em que a cultura é
manejada. Poucos estudos foram conduzidos até o momento para avaliar o efeito da aplicação
dos dejetos líquidos de suínos, ricos em N amoniacal, sobre a decomposição de resíduos
culturais com diferenças na sua relação C/N. A avaliação desse aspecto, variando-se a
localização no solo das fontes de carbono (resíduos culturais de aveia) e de nitrogênio (dejetos
de suínos) constituiu o objetivo do presente trabalho, o qual foi conduzido durante 123 dias,
em condições de laboratório, a uma temperatura de 25ºC. Foram avaliados doze tratamentos
com quatro repetições. Um tratamento (testemunha) continha apenas o solo enquanto os
outros onze tratamentos eram constituídos pela aplicação ao solo dos dejetos líquidos de
suínos e da palha de aveia, isoladamente ou em conjunto, variando a localização no solo (com
e sem incorporação) dos dois resíduos orgânicos e a relação C/N da palha (31/1 e 61/1). A
decomposição dos dejetos e da palha foi avaliada através da liberação de C-CO
2
. A
incorporação ao solo não favoreceu a mineralização do C da palha de aveia,
independentemente da sua relação C/N. A mineralização acumulada do C da palha ao final do
experimento não foi afetada pela aplicação dos dejetos líquidos de suínos, independentemente
da localização da palha e dos dejetos no solo e da relação C/N da palha. Com a incorporação
conjunta dos dejetos e da palha no solo houve redução na mineralização do C da palha, em
relação à manutenção de ambos na superfície, sendo que a magnitude da redução foi
semelhante entre as palhas com C/N de 31/1 e 61/1. A aplicação dos dejetos na superfície do
solo favoreceu a emissão de C-CO
2
em relação à incorporação dos dejetos no solo.
Palavras-chaves: mineralização do C da palha, dejetos líquidos de animais, emissão de CO
2.
ABSTRACT
Master Dissertation in Soil Science
Graduate Program in Soil Science
Federal University of Santa Maria
DOES PIG SLURRY AFFECT OAT STRAW DECOMPOSITION?
AUTHOR: FABIANA TREVISAN SILVA
ADVISER: CELSO AITA
Santa Maria, august 21, 2009
In no-tillage system the application of animal wastes is made on the soil surface, without
incorporation. As such, a common practice is the application of the wastes on oat residues
which vary in their C/N ratio, depending on which stage the crop is managed. Few studies
have been carried out to assess the effect of applying ammonia-rich pig slurry over the
decomposition of crop residues differing in their C/N ratio. The evaluation of this aspect,
varying the location of the carbon (oat residue) and nitrogen (pig slurry) sources in soil was
the objective of this study, which was conducted during 123 days under laboratory conditions
at 25 °C. We evaluated twelve treatments with four replications in a completely randomized
design. One treatment (control) contained only the soil while the other eleven treatments
contained the soil plus pig slurry and oats straw, either alone or together, varying the soil
location (with or without incorporation) of both organic residues and the C/N ratio of the oats
straw (31/1 and 61/1). The pig slurry and straw decomposition were measured by the C-CO
2
release. The incorporation into the soil not favored the C straw mineralization, regardless the
C/N ratio of straw. The cumulated C straw mineralization at the end of the experiment was
not affected by the pig slurry addition, regardless the location of straw and slurry in soil and
the C/N ratio of straw. The incorporation of the mixture of straw and slurry into the soil
promoted a reduction of C straw mineralization, and the magnitude of this reduction was
similar between the straw with C/N of 31/1 and 61/1. The application of pig slurry on the soil
surface favored the C-CO
2
emission in relation to the incorporation of slurry into the soil.
Keywords: C straw mineralization, animal slurry, CO
2
emission.
LISTA DE FIGURAS
FIGURA 1 – Dispositivo usado para avaliar a evolução do CO
2
. (a) frascos de vidro contendo
a solução de NaOH para captar o CO
2
; (b) frasco de acrílico com os tratamentos; (c)
incubadora utilizada, com os tratamentos no seu interior.........................................................28
FIGURA 2 – Mineralização acumulada do C do solo (S), da palha de aveia com relação C/N
alta (PA) e C/N baixa (PB) e dos dejetos líquidos de suínos (D), com os materiais orgânicos
utilizados isoladamente ou em mistura e mantidos na superfície (sup) ou incorporados (inc) ao
solo. As barras verticais em cada amostragem indicam a diferença mínima significativa pelo
teste de Tukey a 5%..................................................................................................................30
FIGURA 3 – Velocidade de mineralização aparente (a) e mineralização acumulada do C (b)
dos dejetos líquidos de suínos (D) mantidos na superfície (sup) ou incorporados (inc) ao solo.
As barras verticais em cada amostragem indicam a diferença mínima significativa pelo teste
de Tukey a 5%...........................................................................................................................32
FIGURA 4 – Velocidade de mineralização (a) e mineralização acumulada (b) do C da palha
com relação C/N alta (PA) e com C/N baixa (PB), com (Inc) e sem (Sup) incorporação ao
solo............................................................................................................................................37
FIGURA 5 – Velocidade de mineralização (a) e mineralização acumulada (b) do C das palhas
com relação C/N alta (PA) e com C/N baixa (PB) adicionadas na superfície do solo (Sup) sem
e com dejetos (D), mantidos na superfície (Sup) ou incorporados (Inc) no solo......................42
FIGURA 6 – Velocidade de mineralização (a) e mineralização acumulada (b) do C das palhas
com relação C/N alta (PA) e com C/N baixa (PB) incorporadas no solo (Inc), sem e com
dejetos (D) incorporados (Inc) no solo.....................................................................................46
FIGURA 7 – Velocidade de mineralização (a) e mineralização acumulada (b) do C da palha
com relação C/N baixa (PB) incorporada (Inc) ou mantida na superfície (Sup) do solo, sem e
com dejetos (D) incorporados (Inc) ou mantidos na superfície
(Sup)..........................................................................................................................................48
FIGURA 8 – Velocidade de mineralização (a) mineralização acumulada (b) do C da palha
com relação C/N alta (PA) incorporada (Inc) ou mantida na superfície (Sup) do solo, sem e
com dejetos (D) incorporados (Inc) ou mantidos na superfície (Sup) do solo.........................51
FIGURA 9 – Velocidade de mineralização (a) e mineralização acumulada (b) do C das palhas
com relação C/N alta (PA) e com C/N baixa (PB) incorporadas (Inc) ou mantidas na
superfície (Sup) do solo, com dejetos (D) incorporados (Inc) ou mantidos na superfície (Sup)
do solo......................................................................................................................................53
LISTA DE TABELAS
TABELA 1 – Composição dos dejetos líquidos e da palha de aveia com alta e baixa relação
C/N e quantidades adicionadas ao solo de matéria seca (MS), carbono (C) e nitrogênio (N)
com os materiais orgânicos..................................................................................................... 24
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO .................................................................................................................................1
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA.........................................................................................................4
2.1 Utilização de dejetos líquidos de suínos na agricultura..........................................................4
2.2 Decomposição dos materiais orgânicos........................................................................................5
2.2.1 Fatores que afetam a decomposição...................................................................................... 7
2.2.1.1 Composição dos materiais orgânicos.................................................................................. 7
2.2.1.2 Fatores abióticos.............................................................................................................11
2.2.2 Efeito da disponibilidade de nitrogênio sobre a decomposição..................................................13
2.2.3 Decomposição da palha em função da sua localização no solo..................................................15
2.2.4 Avaliação da mineralização do C dos materiais orgânicos...................................................18
3 MATERIAL E MÉTODOS....................................................................................................23
3.1 Solo.................................................................................................................................................23
3.2 Características da palha e dos dejetos líquidos de suínos ....................................................23
3.3 Tratamentos e condições experimentais ..............................................................................25
3.4 Incubação............................................................................................................................26
3.5 Avaliações ...........................................................................................................................27
3.5.1 Mineralização do C ............................................................................................................27
3.5.2 Mineralização aparente do C e dos dejetos.................................................................................28
3.6 Análise estatística..........................................................................................................................29
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO ....................................................................................................30
4.1 Liberação de C-CO
2
dos tratamentos..................................................................................30
4.2 Mineralização do C dos dejetos ...........................................................................................31
4.3 Mineralização do C da palha em função da sua localização no solo e da relação C/N..........36
4.4 Mineralização do C da palha na superfície do solo em função da adição de N e da
relação C/N...................................................................................................................................41
4.5 Mineralização do C da palha incorporada ao solo em função da adição de N e da
relação C/N...................................................................................................................................45
4.6 Mineralização do C da palha com relação C/N baixa em função da adição de N e da
localização no solo........................................................................................................................47
4.7 Mineralização do C da palha com relação C/N alta em função da adição de N e da
localização no solo........................................................................................................................50
4.8 Mineralização do C da palha em função da localização no solo, da adição de N e da
relação C/N...................................................................................................................................52
5 CONCLUSÕES ...............................................................................................................................55
6 REFERÊNCIAS ..............................................................................................................................56
1 INTRODUÇÃO
A suinocultura constitui importante fonte de renda no meio rural, especialmente na
região sul do Brasil, sendo caracterizada como uma atividade que emprega alto nível
tecnológico na criação dos animais. Na sua maioria, as criações ocorrem em regime de
confinamento total dos animais até o momento do abate e o manejo dos dejetos (mistura de
fezes, urina, sobras de água dos bebedouros e de ração, pêlos, poeira, etc.) é feito na forma
líquida, com o seu armazenamento em esterqueiras ou lagoas anaeróbias.
Essa forma de criação e de manejo dos dejetos proporciona o acúmulo destes em áreas
próximas às criações representando, de um lado, uma fonte potencial de nutrientes às culturas,
principalmente de nitrogênio (N) na forma amoniacal e, de outro, um passivo ambiental de
grande relevância. O valor dos dejetos de suínos na ciclagem de nutrientes é relativamente
melhor conhecido pela pesquisa brasileira do que o seu potencial poluidor do ambiente
representado, principalmente, pela emissão de maus odores, pela presença de microrganismos
patogênicos e pela emissão de gases poluidores da atmosfera, como amônia (NH
3
), dióxido de
carbono (CO
2
), metano (CH
4
) e óxido nitroso (N
2
O). Além disso, dependendo das condições,
o uso agrícola dos dejetos pode resultar no transporte, por escoamento, de N e fósforo (P) para
as águas de superfície, causando a eutrofização dos mananciais. Combinando a aplicação de
doses elevadas de dejetos e a ocorrência de pluviometria intensa pode ocorrer inda a
contaminação do lençol freático através da lixiviação de N na forma de nitrato (NO
3
-
).
Com a aplicação dos dejetos de suínos na presença de resíduos culturais ocorre forte
interação entre as dinâmicas do carbono (C) e do N no solo, uma vez que a assimilação de C
pelos microrganismos decompositores é acompanhada pela assimilação simultânea de N. A
incorporação conjunta dos dejetos e dos resíduos culturais, como é feito no preparo
convencional, ou a manutenção desses materiais orgânicos na superfície, como é feito no
plantio direto, resulta em variação na localização das fontes de N (dejetos) e de C (resíduos
culturais) no solo, o que pode condicionar a disponibilidade de N aos microrganismos
decompositores. Com isso, processos importantes relativos aos ciclos do C e do N, como a
mineralização do C dos resíduos culturais e a imobilização microbiana do N, podem ser
afetados. Apesar disso, o efeito da disponibilidade de N sobre a decomposição de resíduos
culturais ainda é relativamente pouco estudado, especialmente para as condições do sul do
2
Brasil onde, na maior parte das situações, os dejetos são aplicados na superfície do solo, em
plantio direto.
Quando dejetos líquidos de suínos foram incorporados ao solo juntamente com palha
de trigo em laboratório (SAVIOZZI et al., 1997) e de cevada sob condições de campo
(CHANTIGNY et al., 2001), os dejetos aumentaram a mineralização do C dos resíduos
culturais em aproximadamente 23%. Esse sinergismo foi atribuído pelos autores ao estímulo
proporcionado pelo N amoniacal dos dejetos à população microbiana responsável pela
decomposição da palha. Em plantio direto, Chiapinotto (2003) verificou que as doses de 40 e
80 m
3
ha
-1
de dejetos de suínos não afetaram a decomposição da palha de aveia, o que foi
atribuído ao fato de as chuvas ocorridas logo após a aplicação dos dejetos terem carregado o
N mineral destes para além da zona de decomposição ativa da palha de aveia. Além disso, o
contato deficiente da palha com o solo, em função da sua manutenção na superfície do solo,
pode ter dificultado o acesso dos microrganismos ao C da palha e, portanto, diminuído a
demanda microbiana pelo N aplicado com os dejetos.
Para avaliar a justificativa de Chiapinotto (2003) quanto à ausência de efeito dos
dejetos sobre a decomposição da palha, Giacomini (2005) conduziu uma incubação sob
condições de laboratório em que os dejetos líquidos de suínos e a palha de aveia foram
uniformemente incorporados ao solo para facilitar o contato entre ambos. Além disso, na
incubação não havia o efeito das chuvas, o que pode provocar, sob condições de campo, a
transferência do N amoniacal dos dejetos para além da zona de decomposição ativa da palha.
Mesmo sob tais condições, consideradas ótimas à decomposição, o autor também não
encontrou aumento na mineralização do C da palha com a aplicação dos dejetos, o que foi
atribuído ao fato da relação C/N da palha, de 46,5/1, não ter sido alta o suficiente para que os
microrganismos decompositores necessitassem de uma fonte externa de N, além daquele
contido na própria palha. Esse conjunto de resultados contraditórios indica que diversos
fatores podem estar influenciando a decomposição da palha e dos dejetos quando aplicados
conjuntamente, evidenciando a necessidade de intensificar os estudos nessa área.
A importância em conhecer melhor a dinâmica do carbono durante a decomposição de
dejetos de suínos e resíduos culturais se deve ao fato de que os dois principais produtos finais
desse processo biológico são o CO
2
e o húmus do solo. Portanto, o conhecimento da
velocidade de decomposição dos materiais orgânicos tem implicações ambientais, pela
contribuição do CO
2
ao aquecimento global por ser o principal gás de efeito estufa, e também
implicações agronômicas e econômicas, em função da importância da matéria orgânica
(húmus) na melhoria da capacidade produtiva do solo. Além desses dois aspectos, o período
3
de tempo de permanência dos resíduos culturais na superfície do solo, protegendo-o do efeito
erosivo da chuva, também depende diretamente da velocidade de decomposição dos mesmos.
Por isso, a necessidade de conhecer melhor o efeito da aplicação dos dejetos líquidos de
suínos, ricos em N amoniacal, sobre resíduos culturais pobres em N.
Esse trabalho foi conduzido com o objetivo principal de avaliar o efeito da aplicação
de dejetos líquidos de suínos sobre a mineralização do C de palha de aveia com relação C/N
contrastante, variando o contato das fontes de N (dejetos) e de C (palha) com o solo e as
condições de disponibilidade de N.
4
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 Utilização de dejetos líquidos de suínos na agricultura
A suinocultura é uma das principais atividades econômicas de diversas regiões
agrícolas do Sul do Brasil, estando ligada, principalmente, às pequenas propriedades rurais.
De acordo com o IBGE (2006), o rebanho nacional de suínos é de aproximadamente 35,2
milhões de cabeças, sendo que os três estados da Região Sul, juntos, concentram
aproximadamente 40% da produção nacional.
Aproximadamente 82% das unidades de produção de suínos no Brasil envolvem os
sistemas de confinamento total ou de semi-confinamento (PERDOMO et al., 2001). Esse
sistema de criação intensivo leva à geração de grandes volumes de dejetos, os quais são
constituídos basicamente por fezes, urina e restos de ração e água, em pequenas áreas. O
manejo dos dejetos na forma líquida tem sido o mais utilizado, pela lavagem freqüente das
instalações para a sua higienização. Por esse fato, a utilização de esterqueiras anaeróbicas
predomina sobre as demais estruturas de armazenamento dos dejetos (GIACOMINI ; AITA,
2006).
O uso agrícola de dejetos líquidos de suínos já é relativamente bem documentado na
literatura brasileira. Em sua maioria, os resultados indicam que os dejetos possibilitam a
ciclagem de nutrientes e de matéria orgânica em sistemas agrícolas contribuindo
significativamente à produção de culturas comerciais, com destaque para gramíneas como o
milho (BARCELLOS, 1991; ALMEIDA, 2000; FRANCHI, 2001; PORT, 2002,
GIACOMINI, 2005; CERETTA et al., 2005a; PANDOLFO ; CERETTA, 2008).
Os dejetos líquidos de suínos se caracterizam pelo baixo teor de matéria seca (MS) e
pelo teor elevado de nitrogênio (N) amoniacal (40 a 70% do N total) (SCHERER et al.,1996).
A disponibilidade de N no solo será condicionada pelo destino dessa fração amoniacal, a qual
está suscetível às perdas por volatilização de amônia, e, também, às transformações
microbianas de nitrificação e imobilização (MORVAN ; LETERME, 1998). Com a aplicação
5
dos dejetos no solo, o N amoniacal presente nos mesmos é rapidamente oxidado até nitrato
pelas bactérias nitrificadoras (WHITEHEAD, 1995).
Apesar desse elevado potencial fertilizante dos dejetos de suínos, a situação mais
comumente observada é aquela em que os dejetos são aplicados anualmente nas mesmas áreas
da propriedade, caracterizadas pela topografia mais favorável. Isso em função do elevado
volume de dejetos, resultante do seu manejo na forma líquida, o que implica na inviabilidade
de transportá-los a longas distâncias. Além desse fator, soma-se o fato de que, na maioria das
regiões dedicadas á suinocultura a topografia não favorece o acesso de distribuidores de
dejetos líquidos tracionados mecanicamente. Essa aplicação freqüente dos dejetos nas mesmas
áreas pode contribuir para o aumento da poluição do solo e do ar, além da significativa
degradação da qualidade das águas superficiais e profundas.
A poluição das águas de superfície com a aplicação dos dejetos decorre do transporte,
por escoamento, de nutrientes como o N e o fósforo (P), o que provoca a eutrofização dos
mananciais (GANGBAZO et al., 1995; CERETTA et al., 2005b). Já a água do lençol freático
poderá ser contaminada com nitrato (NO
3
-
), quando o fornecimento de N pelos dejetos
superar a demanda em N das culturas e as condições ambientais forem propícias à lixiviação
desta forma de N no perfil do solo, juntamente com a água de percolação (ZEBARTH et al.,
1996, FEDER ; FINDELING, 2007).
Os dejetos de suínos são utilizados na agricultura do sul do Brasil em preparo
convencional do solo, com incorporação dos dejetos por aração e gradagens e, principalmente,
em plantio direto, em que os dejetos são aplicados sobre os resíduos culturais de plantas de
cobertura de solo ou da vegetação espontânea. Essas duas modalidades de uso dos dejetos
podem ter implicações diferentes sobre a dinâmica do carbono (C) e do N no solo, com
reflexos tanto no potencial fertilizante como no seu potencial poluente. Esse é um aspecto
ainda relativamente carente de informações de pesquisa.
2.2 Decomposição de materiais orgânicos
A decomposição de materiais orgânicos é complexa, podendo ser resumidamente
definida como a modificação do estado inicial de um material orgânico, através da influência
de fatores bióticos e abióticos interativos, segundo três processos principais: lixiviação,
6
fracionamento e degradação. Através disso, ocorre uma diminuição da massa orgânica e uma
modificação na composição química dos materiais orgânicos (HEAL et al., 1997).
O processo biológico de decomposição dos resíduos culturais condiciona a ciclagem
de nutrientes em sistemas agrícolas e o conhecimento de sua dinâmica é fundamental ao
fornecimento adequado de nutrientes às culturas.
A decomposição é um processo ligado essencialmente à população microbiana do
solo, o qual inicia pela quebra enzimática dos polímeros do material orgânico. A
despolimerização dessas moléculas ocorre pela ação de enzimas extracelulares dos
microrganismos, resultando na formação de monômeros ou dímeros solúveis, tais como
açúcares, dissacarídeos, ácidos aminados e dipeptídeos, os quais são absorvidos pelas células
microbianas. Após passarem pela membrana celular, uma parte desses compostos servirá à
síntese microbiana, sendo assimilada, enquanto outra parte será utilizada para a produção de
energia, sendo mineralizada e transformada na forma mais oxidada de C que é o CO
2,
o qual é
liberado da célula. A proporção entre a quantidade de C que é mineralizada e a quantidade de
C assimilada depende do rendimento de assimilação do C pelos microrganismos. Quanto mais
eficiente for o microrganismo envolvido na decomposição, maior será a quantidade de C
usado na síntese microbiana e menor será a liberação de C na forma de CO
2
(SYLVIA et al.,
1998).
A presença de C e de energia nos materiais orgânicos em decomposição no solo
aumenta a população microbiana e a sua atividade, o que implica no aumento da demanda dos
demais nutrientes, principalmente de N, pelos microorganismos decompositores. Além disso,
a taxa de liberação de CO
2
do solo aumenta rapidamente. Dessa forma, nutrientes minerais
como os íons amônio e nitrato, são absorvidos pelos microorganismos, ficando indisponíveis
(imobilizados) às plantas. Portanto, os ciclos do C e do N no solo, durante a decomposição,
estão intimamente relacionados, já que a assimilação de C deverá ser acompanhada da
assimilação simultânea de N (MARY et al., 1996).
Estudos recentes evidenciam que a decomposição de materiais orgânicos no solo,
especialmente daqueles pobres em nitrogênio como palhas de cereais, está intimamente
relacionada à disponibilidade de nitrogênio no solo (RECOUS et al., 1995). Essa conexão
existente entre os ciclos do carbono e do nitrogênio indica que a velocidade de decomposição
da palha de cereais é controlada, principalmente, pela disponibilidade de nitrogênio.
7
2.2.1 Fatores que afetam a decomposição
A taxa de decomposição dos materiais orgânicos é controlada pelas suas
características qualitativas, principalmente pela relação C/N e o teor de lignina e, no caso dos
resíduos de origem vegetal, pelo manejo do solo, já que o mesmo definirá o tamanho dos
fragmentos (BORTOLUZZI ; ELTZ, 2000). Tais características, em conjunto com a ação do
clima, principalmente temperatura do ar e precipitação pluvial (HOLTZ, 1995; ESPÍNDOLA
et al., 2006; TORRES et al., 2007), influenciam a atividade dos organismos decompositores,
podendo acelerar ou reduzir o processo de decomposição.
2.2.1.1 Composição dos materiais orgânicos
Na sua maioria, os trabalhos envolvendo o estudo da decomposição de resíduos
orgânicos evidenciam que a velocidade desse processo depende da relação C/N dos materiais,
com aqueles pobres em N (alta relação C/N) apresentando maior resistência à decomposição
microbiana (AULAKH et al., 1991).
A importância da relação C/N na taxa de decomposição foi claramente demonstrada
no trabalho realizado por Ajwa & Tabatabai (1994) ao avaliarem, em condições controladas e
através da liberação de C na forma de CO
2
, a decomposição de diferentes resíduos orgânicos
no solo. Os autores constataram que, após 30 dias de incubação, a mineralização do C
orgânico adicionado aumentou de 27% nos resíduos culturais de milho (C/N de 58/1) para
56% nos resíduos culturais de alfafa (C/N de 14/1). Ao compararem a decomposição de
diferentes resíduos orgânicos de origem animal, esses mesmos autores encontraram resultados
semelhantes, com a maior liberação de C-CO
2
ocorrendo durante a decomposição de dejetos
de suínos (62% do C orgânico adicionado), com relação C/N de 14/1, e a menor em dejetos de
eqüinos (21 % do C orgânico adicionado), com relação C/N de 16/1. Tais resultados
evidenciam que materiais orgânicos com elevada relação C/N poderão ter seu potencial de
decomposição limitado pela disponibilidade de N no solo.
Apesar da velocidade de decomposição estar diretamente ligada à relação C/N dos
materiais orgânicos na maioria das situações, alguns estudos demonstraram que a relação
8
C/N, como fator isolado, não permite caracterizar adequadamente a biodegradabilidade dos
resíduos vegetais (HEAL et al., 1997; TRINSOUTROT et al., 2000a). Atributos como as
relações lignina/N, polifenóis/N e lignina + polifenóis/N, também podem ser bons indicadores
da decomposição (VANLAUWE et al., 1997).
A composição bioquímica afeta a velocidade de decomposição dos materiais
orgânicos, já que os constituintes carbonados precisam ser atacados inicialmente por enzimas
extracelulares da microflora. Algumas destas enzimas são produzidas por um grande número
de microrganismos, enquanto outras são produzidas por um número restrito de espécies
microbianas. Para Saviozzi et al. (1995), variações na velocidade inicial de decomposição dos
resíduos culturais estão relacionadas às diferenças na composição bioquímica dos mesmos,
em especial, às concentrações da fração solúvel, celulose, hemicelulose e lignina. Tem sido
demonstrado que a velocidade inicial de mineralização do C é proporcional à quantidade de C
solúvel em água, a qual, por sua vez, é proporcional ao teor inicial de N dos resíduos culturais
(REINERTSEN et al., 1984; CHRISTENSEN, 1986). Em trabalho realizado sob condições de
campo, Aita; Giacomini (2003) constataram que, em 30 dias, a redução na quantidade de
massa seca de resíduos culturais, foi de 43% na ervilhaca, 25 % no nabo forrageiro e 19 % na
aveia, sendo essas diferenças atribuídas à composição bioquímica distinta entre os resíduos
culturais das plantas avaliadas.
A maioria dos microrganismos possui enzimas para degradar amido, celulose e
proteína, utilizando-os como fonte de C e energia, porém, compostos orgânicos com grandes
concentrações de lignina na sua composição permanecerão mais tempo no solo, até serem
completamente mineralizados (MOREIRA ; SIQUEIRA, 2006). Mesmo dentro de uma
mesma espécie, existem variações consideráveis na velocidade de decomposição entre os
diferentes órgãos em função da sua composição bioquímica. As raízes, por exemplo, são mais
lentamente decompostas pelo fato de serem mais pobres em carboidratos solúveis e
apresentarem maior concentração de lignina e polímeros fenólicos do que os constituintes da
parte aérea (GALLET ; LEBRETON, 1995; HEAL et al., 1997).
Os substratos adicionados ao solo podem ser classificados em função do grau de
resistência à assimilação e decomposição em: prontamente assimiláveis, prontamente a
moderadamente assimiláveis ou de assimilação lenta (MOREIRA ; SIQUEIRA, 2006). A
fração composta por substratos prontamente decomponíveis se transforma rapidamente em
CO
2
e biomassa; em seguida são transformados os componentes químicos mais resistentes e a
própria fração da biomassa microbiana que morre. O processo prossegue podendo durar
meses ou anos até a completa degradação e mineralização dos constituintes orgânicos, com a
9
produção de grande quantidade de CO
2
, formação de húmus e biomassa (MOREIRA ;
SIQUEIRA, 2006).
De acordo com Cochran et al. (1988), a decomposição de resíduos culturais no solo é
realizada por dois tipos de biomassa. Uma que utiliza a fração solúvel do substrato (biomassa
A) e a outra que utiliza a fração considerada mais recalcitrante (biomassa B). A biomassa A
utiliza rapidamente o C e o N presente na fração solúvel da palha. Após a utilização da fração
solúvel, a biomassa A sofre uma limitação em C e inicia a fase de morte onde o C e o N
presente nesta biomassa são reciclados pela biomassa ainda viva. A biomassa B apresenta
uma velocidade de crescimento mais lenta e possui uma capacidade de se desenvolver e de
sustentar o crescimento em função da habilidade que possui em sintetizar as enzimas capazes
de solubilizar hemicelulose e celulose. Tal biomassa cresce a partir de compostos não solúveis
e possui necessidade de N adicional, utilizando o N mineral presente no solo ou o N que é
mineralizado da biomassa A. Quando o N está disponível em quantidades suficientes para
atender a demanda em N da biomassa B, o N que é mineralizado da biomassa A permanece
no solo. Tal proposição explica porque a quantidade de N imobilizada por unidade de C
mineralizado na fase inicial da decomposição pode ser elevada.
De acordo com Potthoff et al. (2001) existem duas diferentes frações de
microrganismos envolvidas na decomposição de resíduos culturais no solo: uma fração,
usualmente limitada pela disponibilidade de C, corresponde à comunidade microbiana
autóctone do solo a qual é relativamente independente dos resíduos culturais; a outra fração
microbiana, usualmente limitada pela disponibilidade de N, corresponde à comunidade
microbiana zimogênea, a qual coloniza os resíduos culturais. Esta segunda fração é
provavelmente composta, em menor proporção, de microrganismos provenientes do solo, e,
em maior proporção, de microrganismos já presentes nos resíduos culturais antes destes
entrarem em contato com o solo. Ao avaliarem a decomposição de palha de milho no solo,
Potthoff et al. (2005) verificaram que 75% do C contido na biomassa microbiana do solo
foram derivados do C da palha, indicando que, após a chegada da palha de milho no solo, a
microbiota de origem filosférica tem forte participação na comunidade microbiana total dos
decompositores.
Em relação aos dejetos de suínos, o armazenamento dos mesmos em esterqueiras
anaeróbicas predomina sobre as demais formas de armazenamento. Em condições
anaeróbicas, a fermentação de compostos nitrogenados por bactérias, principalmente do
gênero Clostridium, conduz ao acúmulo de amônia (MADIGAN et al., 1997), a qual não é
oxidada para NO
3
-
em função da ausência de O
2
para a nitrificação. Por isso, os dejetos de
10
suínos das esterqueiras são caracterizados pela elevada proporção de N amoniacal, perfazendo
de 50 a 60% do N total dos dejetos (SCHERER et al., 1996). Quanto ao C, é referenciado que
o armazenamento dos dejetos em condições anaeróbicas resulta na oxidação dos compostos
orgânicos mais facilmente decomponíveis e na sua conversão em CO
2
e ácidos graxos
voláteis, com predominância de acetato, o qual perfaz de 50 a 69% da quantidade total de
ácidos presentes nos dejetos (KIRCHMANN ; LUNDVALL, 1993). O CO
2
e o acetato
constituem os principais precursores de metano (CH
4
), através da ação de bactérias
metanogênicas. Com isso, durante o processo fermentativo em esterqueiras, os dejetos
acumulam N na forma amoniacal e compostos orgânicos gradativamente mais resistentes
(recalcitrantes) à decomposição microbiana. Quando adicionados ao solo, os dejetos devem
contribuir ao aumento nos teores de matéria orgânica em função da sua lenta decomposição.
Na sua maioria, os trabalhos realizados para avaliar a decomposição dos dejetos de
suínos, são conduzidos em laboratório através de incubações em condições controladas de
umidade e temperatura, em que os dejetos são uniformemente incorporados ao solo. Nessas
condições, Ajwa & Tabatabai (1994) avaliaram a decomposição de diferentes materiais
orgânicos de origem animal e vegetal, através da medição do CO
2
evoluído. Os autores
constataram que, após 30 dias de incubação aeróbica a 20°C, 62% do carbono adicionado com
os dejetos de suínos foi liberado como CO
2
contra apenas 27% nos resíduos culturais de
milho. Para todos os materiais orgânicos avaliados, mais de 50% do total de CO
2
produzido
evoluiu nos primeiros 6 dias de incubação.
Também em condições de laboratório e em amostras intactas de solo coletadas e
incubadas em cilindros de PVC, Dendooven et al. (1998), compararam a emissão de CO
2
aplicando os dejetos de suínos na superfície do solo e injetando os mesmos a diferentes
profundidades. Mesmo incubando as amostras a 25°C os autores encontraram, após 15 dias,
uma mineralização de apenas 5% do C adicionado com os dejetos não havendo diferenças
entre as duas modalidades de aplicação dos mesmos. Essa baixa taxa de mineralização do C
foi atribuída ao estado avançado de decomposição dos dejetos quando os mesmos foram
adicionados ao solo. Já a mineralização similar do carbono com e sem incorporação foi
atribuída à ausência de interferência de fatores espaciais do solo e/ou à participação
preponderante na decomposição da população microbiana adicionada com os próprios dejetos.
Em uma incubação a 25°C, KIRCHMANN ; LUNDVALL (1993) verificaram que,
após 70 dias, 65% do C adicionado com dejetos de suínos, os quais foram armazenados
anaerobicamente antes da adição ao solo, foi emitido na forma de CO
2
. Nesse estudo, os
autores constataram que a decomposição de ácidos graxos voláteis presentes nos dejetos,
11
principalmente acetato, butirato e propionato, foi responsável pelas elevadas taxas de emissão
de CO
2
nos primeiros dois dias após a incorporação dos dejetos ao solo.
Com base nessas informações, é possível inferir que a taxa de decomposição dos
dejetos de suínos no solo, após o seu armazenamento em esterqueiras anaeróbicas, dependerá
do tempo de permanência dos mesmos nas esterqueiras. Além disso, é de se esperar que o tipo
de alimentação fornecida aos animais também afete a composição final dos dejetos após a
fermentação e, por conseqüência, a taxa de mineralização do C contido nos mesmos.
2.2.1.2 Fatores abióticos
A temperatura, a umidade e o tipo de solo, são considerados os principais fatores
abióticos que influenciam a decomposição dos materiais orgânicos (HEAL, et al., 1997,
RODRIGO, et al., 1997).
A temperatura exerce um efeito dominante sobre a atividade biológica do solo e,
portanto, sobre a taxa de decomposição dos materiais orgânicos. O efeito do aumento da
temperatura sobre a velocidade dos processos biológicos é geralmente descrito por duas leis: a
lei de Van’t Hoff e a de Arrhénius, as quais são praticamente equivalentes para a gama de
valores de temperatura observados em condições de campo (SULEMAN, 1993). Os valores
de Q
10
(constante que representa na lei de Van’t Hoff ou aumento na taxa de determinado
processo biológico para um aumento de 10
º
C na temperatura) habitualmente encontrados para
o processo de decomposição se situam entre 2 e 3 (KLADIVKO ; KEENEY, 1987). Tomando
como exemplo um valor de Q
10
de 2, indica que, para cada 10
°
C de aumento na temperatura, é
duplicada a velocidade do processo biológico considerado.
Um aspecto a destacar é que os valores de Q
10
são relativamente variáveis entre
experimentos, tipos de solo e gama de temperatura considerada, indicando que outros fatores
desempenham um papel preponderante nessa relação entre temperatura e velocidade dos
processos. Alguns aspectos ainda são pouco considerados nos estudos envolvendo a relação
entre temperatura e decomposição, com destaque para:
a) A disponibilidade de N (este nutriente deveria permanecer em níveis não limitantes à
decomposição);
b) A gama de valores de temperatura estudada: é provável que os valores de Q
10
não são os
mesmos segundo a gama de temperatura para as quais eles são estabelecidos (KLADIVKO ;
12
KEENEY, 1987). Isso poderia resultar tanto da modificação simultânea da atividade e do
número de microrganismos como também da existência de faixas de temperatura fora das
quais ocorre uma modificação qualitativa das populações microbianas dominantes que
participam da decomposição;
c) As datas de avaliação: num mesmo estudo, a freqüência em que as avaliações da
decomposição são realizadas é, normalmente, a mesma independentemente dos valores de
temperatura. Portanto, o efeito das diferentes temperaturas avaliadas é calculado sobre um
dado intervalo de tempo, o qual corresponde a diferentes estágios do processo de
decomposição dos materiais orgânicos. Por isso, o tempo de incubação não é adequado à
comparação entre as diferentes temperaturas. É mais adequado relacioná-las à evolução do
processo de decomposição, a qual pode ser medida segundo a perda de massa de C (% C
remanescente) ou à proporção do C mineralizado (% C mineralizado) (HOWARD ;
HOWARD, 1979).
Na maioria dos casos, a influência da umidade sobre a decomposição tem sido
estudada isoladamente ou em interação com a temperatura. Os resultados obtidos evidenciam
a complexidade existente entre o efeito da umidade sobre a atividade dos microrganismos já
que a mesma é condicionada pelos fluxos de entrada e saída de gases e de solutos (nutrientes,
ecxudatos, etc.) dos sítios de atividade biológica onde ocorre a decomposição (RODRIGO et
al., 1997).
Em valores de potencial hídrico situados na faixa de – 0,3 a – 15 bars, a oxidação
biológica do C orgânico ocorre em condições aeróbicas, resultando exclusivamente em CO
2
e
H
2
O como produtos finais. Nessas condições, a decomposição é rápida e a velocidade do
processo diminui rapidamente (SAVIOZZI et al., 1995). Com baixos teores d’água no solo,
ocorre uma diminuição na difusão de solutos com conseqüente diminuição da atividade
daqueles microrganismos que não são móveis ou que não têm hifas, como por exemplo, as
bactérias. Embora os actinomicetos e os fungos possam sobreviver em valores extremamente
baixos de potencial hídrico (-40 a -100 bars) eles tornam-se metabolicamente inativos nessa
condição (SULEMAN, 1993).
Em valores elevados de potencial hídrico (próximos à saturação), a porcentagem de
poros preenchidos pelo ar diminui. Com isso, há uma limitação na difusão de O
2
e das trocas
entre CO
2
/O
2,
resultando no desenvolvimento de condições de anaerobiose e no surgimento
do processo metabólico de fermentação. Nessas condições, diminui-se a velocidade de
decomposição, sendo que o CO
2
não é mais o único produto final. Há uma intensa produção
de ácidos orgânicos e de gases como CH
4
, NO, N
2
O e N
2
(SWERTS et al., 1996).
13
O tipo de solo pode afetar a taxa de mineralização, tanto da matéria orgânica nativa do
solo como do C adicionado (CHAUSSOD et al., 1986) e, também, a mineralização e
imobilização de nitrogênio. Esse efeito ocorre pela ação direta e indireta de algumas
propriedades físicas e químicas do solo sobre a atividade microbiana. Entre estas, pode-se
destacar o efeito do teor de argila sobre a dinâmica da matéria orgânica do solo. Diversos
estudos como, por exemplo, aquele realizado por Thomsen ; Olesen, (2000), têm demonstrado
que existe uma relação inversa entre teor de argila e taxa de mineralização do C. Ao avaliar a
decomposição de celulose marcada com
14
C, Sorensen (1981) constatou que, após quatro
anos, ainda restava 25% do C adicionado num solo argiloso contra apenas 12% num solo com
menor teor de argila. Essa menor decomposição nos solos argilosos foi atribuída,
principalmente, à capacidade da argila em proteger o carbono do ataque microbiano.
2.2.2 Efeito da disponibilidade de nitrogênio sobre a decomposição
A disponibilidade de N mineral do solo também afeta diretamente a decomposição de
substratos carbonados, pois durante esse processo os microrganismos têm necessidade de
assimilar este elemento para garantir seu crescimento (MOREIRA ; SIQUEIRA, 2006). O N
utilizado pelos microrganismos do solo, para garantir a decomposição dos resíduos vegetais,
provém essencialmente do N contido nos próprios resíduos, do N mineral presente no solo no
momento da adição dos resíduos, do N mineral proveniente da mineralização da matéria
orgânica do solo e do N microbiano reciclado durante a decomposição. A proporção dessas
diferentes fontes de N assimiladas pelos microrganismos varia significativamente de acordo
com o tipo de resíduo orgânico (MARY et al., 1993).
Por ser constituinte de enzimas extracelulares e intracelulares, ácidos nucléicos e
membranas lipoprotéicas, o N é requerido pelos microrganismos decompositores, sendo
assimilado na sua forma mineral, principalmente de NH
4
+
. Por isso, é esperado que a
aplicação de dejetos de suínos, ricos em N na forma amoniacal, estimule a decomposição de
resíduos culturais de cereais, os quais possuem elevado teor de C facilmente decomponível e
baixo teor de N (AITA et al., 2006).
Dependendo da relação C/N do material adicionado ao solo, pode ocorrer o
esgotamento do N do sistema ou a liberação para o solo do elemento mineralizado. Assim, a
disponibilidade global de N pode controlar a cinética de decomposição de resíduos culturais,
14
particularmente daqueles com relação C/N elevada, como a dos cereais, quando a necessidade
de N dos microrganismos do solo não for suprida pelo N do resíduo ou pelo N mineral do solo
(RECOUS et al., 1995).
À medida que o C é liberado, na forma de CO
2
, a concentração relativa de N no
material é aumentada, o que resulta na redução da sua relação C/N e, esta relação, controla o
balanço entre os processos de mineralização e imobilização de N. Tais processos ocorrem
simultaneamente no solo, o que sugere a morte de microrganismos durante o processo de
decomposição. Desta forma, esses processos seguem o conceito de sucessão de organismos
responsáveis pela decomposição de resíduos culturais. As dinâmicas de mineralização e
imobilização do N, após a adição dos resíduos no solo, são controladas pela presença de N
orgânico ou pela relação C/N destes resíduos (TRINSOUTROT et al., 2000b).
Apesar da estreita relação existente entre a dinâmica de C e N durante a decomposição
de materiais orgânicos no solo poucos foram os estudos realizados até o momento para avaliar
o efeito dos dejetos de suínos, contendo teores elevados de N amoniacal, sobre a taxa de
decomposição dos resíduos culturais de cereais, pobres em N. A fim de avaliar esse aspecto,
alguns trabalhos foram desenvolvidos em condições de campo em plantio direto de milho por
Almeida (2000), Franchi (2001) e Port (2002), aplicando dejetos líquidos de suínos, contendo
aproximadamente 50% do N na forma amoniacal. Nesses trabalhos, os dejetos foram
aplicados em doses de 0, 20, 40 e 80 m
3
ha
-1
, sobre resíduos culturais de aveia preta (C/N
média de 38/1) e também no solo sem resíduos culturais. O efeito dos tratamentos sobre a
dinâmica do N foi avaliado através de determinações periódicas dos teores de N mineral (N-
NH
4
+
+ N-NO
2
-
+ N-NO
3
-
) do solo, em diferentes profundidades, durante o desenvolvimento
do milho. A expectativa dos autores desses trabalhos era de que o N mineral aplicado ao solo
com os dejetos estimulasse a população e a atividade dos microrganismos decompositores da
palha de aveia reduzindo as quantidades de N mineral do solo, em relação ao tratamento em
que os dejetos foram aplicados no solo sem palha. Porém, mesmo nas camadas superficiais, e
em praticamente todas as avaliações realizadas, as quantidades de N mineral entre os
tratamentos não diferiram. Para justificar tais resultados, a principal hipótese sugerida pelos
autores foi de que a localização dos resíduos culturais, que estavam na superfície do solo,
estaria limitando o contato entre o solo e os resíduos culturais, diminuindo a sua
decomposição e, conseqüentemente, a demanda em N pela população microbiana de
decompositores.
Em experimento conduzido em laboratório, durante 230 dias, a fim de avaliar a
mineralização do C de dejetos de suínos e palha de trigo (relação C/N de 79,6/1), utilizados
15
isoladamente ou em mistura, Saviozzi et al. (1997) comprovaram essa hipótese de que o
aporte adicional de N pelos dejetos aumenta a velocidade de mineralização do C da palha. A
palha de trigo foi finamente moída a fim de garantir uma mistura uniforme com o solo e, ao
mesmo tempo, facilitar o acesso dos microrganismos ao substrato. Os autores observaram que
os dejetos de suínos, ricos em N amoniacal, aumentaram em 23% a decomposição da palha de
trigo. Esse acréscimo foi atribuído ao estímulo proporcionado pelo N amoniacal aplicado com
os dejetos de suínos à população microbiana responsável pela decomposição da palha.
Em experimento semelhante, porém em condições de campo, Chantigny et al. (2001)
chegaram à mesma conclusão de Saviozzi et al. (1997), ao incorporarem ao solo palha de
cevada (relação C/N de 47,3/1) e dejetos de suínos, que apresentavam 69,9% do N total na
forma amoniacal. Após 28 dias, 26 % a mais de C na forma de CO
2
foi liberado nesse
tratamento, em comparação à soma do CO
2
liberado nos tratamentos com adição isolada de
palha e de dejetos.
Os resultados desses dois experimentos evidenciam que o aumento nas taxas de
decomposição das palhas de cereais ocorreu pelo estímulo à população microbiana de
decompositores, proporcionado pelo N amoniacal aplicado com os dejetos. Todavia, é
importante destacar que, em ambos os experimentos, tanto os dejetos quanto os resíduos
culturais foram incorporados ao solo, o que teria facilitado o acesso dos microrganismos ao C
da palha e ao N dos dejetos.
Quando dejetos líquidos de suínos foram aplicados, em plantio direto, sobre resíduos
culturais de aveia, Aita et al. (2006) não observaram esse efeito dos dejetos sobre o aumento
na mineralização do C da palha. Os autores atribuíram essa ausência de efeito sinérgico entre
dejetos de suínos e palha de aveia, em que o N mineral dos dejetos não estimulou a
mineralização do C da palha, à saída do N amoniacal da zona de decomposição ativa pela
ação da chuva e também ao pequeno contato entre o C da palha e o N dos dejetos com os
microrganismos do solo.
A existência de resultados contraditórios evidencia que a decomposição da palha e
dos dejetos, quando aplicados conjuntamente, pode estar sendo influenciada por diversos
fatores, o que comprova a necessidade de aprofundar os estudos nesta área.
2.2.3 Decomposição da palha em função da sua localização no solo
16
As práticas de manejo afetam diversos atributos do solo, como o conteúdo de matéria
orgânica, pH, disponibilidade de água, entre outros, além de afetar a taxa de decomposição
dos resíduos orgânicos. Isso, porque o manejo adotado afeta o tamanho das partículas dos
resíduos e a sua localização no solo (em superfície ou incorporados), o que condiciona as
possibilidades de colonização do substrato pelos microrganismos, a disponibilidade de N para
a decomposição e as condições abióticas, como umidade e temperatura (ANGERS ;
RECOUS, 1997).
Diversos estudos têm demonstrado que os resíduos culturais incorporados são
decompostos mais rapidamente do que quando localizados na superfície do solo (SULEMAN,
1993; ROCHETTE et al., 1999; POTTHOFF et al., 2005), devido o maior contato dos
resíduos com os organismos responsáveis pela decomposição. Citando diversos autores
Potthoff et al. (2005) mencionam três funções exercidas pela presença do solo no
favorecimento da decomposição de resíduos vegetais: a) o solo é uma importante fonte de
organismos decompositores, os quais colonizam o tecido vegetal morto tão logo ele atinja o
solo; b) o solo fornece os nutrientes, com destaque para o N, permitindo aos microrganismos
atuarem na decomposição de resíduos qualitativamente pobres; c) a incorporação dos resíduos
vegetais ao solo cria um microclima, protegendo-os da secagem rápida ou de amplitudes
elevadas na temperatura.
O sistema de preparo convencional do solo, com aração e gradagem, é considerado
aquele que ocasiona maior redução do teor de matéria orgânica e aumento na taxas de
decomposição dos resíduos culturais, o que deixa o solo descoberto e susceptível às perdas
por erosão. O preparo convencional, além de favorecer o contato entre os resíduos culturais e
o solo, facilita o acesso dos microrganismos ao N disponível que, na maioria dos casos, é um
fator limitante à decomposição. Também há uma melhor aeração, ou seja, uma melhor difusão
do O
2
no solo, o que propicia uma condição favorável aos microrganismos aeróbicos, que
possuem um metabolismo mais eficiente do que os anaeróbicos, liberando maiores
quantidades de CO
2
para a atmosfera.
Avaliando a decomposição da palha de aveia em função da sua localização no solo,
Giacomini (2005) observou que a incorporação (preparo reduzido) provocou um aumento na
emissão de CO
2
para a atmosfera em relação ao plantio direto, onde a palha permaneceu na
superfície do solo. O autor constatou que esse aumento se deu já nas primeiras quatro horas
após a incorporação da palha, onde o preparo reduzido superou em 2,04 kg de CO
2
ha
-1
h
-1
o
plantio direto. Todavia, esse CO
2
evoluído inicialmente não foi atribuído apenas à
decomposição microbiana dos compostos carbonados da palha, já que, durante o revolvimento
17
do solo, o CO
2
aprisionado no interior deste é liberado para a atmosfera. O autor observou,
também, uma redução gradativa na diferença de emissão de CO
2
entre os dois sistemas. Após
80 dias e até o final da avaliação, aos 126 dias, a diferença média a favor do preparo reduzido
diminuiu para 0, 17 kg de CO
2
ha
-1
h
-1
, sendo esse fato atribuído à redução dos compostos
facilmente decomponíveis da palha e à lixiviação da fração solúvel pela ocorrência de chuvas.
Ao estudarem o efeito da localização no solo de palha de trigo, marcada com o isótopo
14
C, sobre a sua decomposição, Holland; Colemann (1987) verificaram que a maior proporção
de
14
C estava retida nos tratamentos cuja palha foi deixada na superfície do solo, em relação
aos tratamentos com palha incorporada, independente da adição ou não de N. Os autores
evidenciaram ainda que a população e a diversidade de fungos podem ser afetadas pela
localização dos resíduos no solo, já que a abundância de fungos foi significantemente maior
nos tratamentos com palha em superfície. A biomassa de fungos aumentou com a adição de N
nos tratamentos com palha na superfície, o que foi atribuído às hifas dos fungos que
possibilitaram o uso de ambos, o C da palha na superfície e o N disponível no solo, através da
assimilação de nutrientes pelas hifas.
Avaliando, durante 35 dias, as transformações do C durante a decomposição de palha
de trigo, sob condições de temperatura e umidade controladas, Cogle et al. (1989) constataram
que a palha incorporada foi decomposta rapidamente nos primeiros 15 dias de incubação e no
período seguinte teve sua taxa de decomposição similar à da palha deixada em superfície. As
taxas de decomposição atingiram valores máximos entre os dias 4 e 15. A presença da fração
solúvel da palha foi um importante substrato durante os estágios inicias de decomposição,
porém, esta fonte de C foi esgotada rapidamente.
O tamanho das partículas dos resíduos culturais, antes de serem adicionados ao solo,
pode afetar a taxa de decomposição dos mesmos. A moagem dos resíduos culturais, como
normalmente é feito nos estudos sob condições de laboratório, facilita o acesso dos
microrganismos do solo ao substrato, em função do aumento da área superficial e da redução
na proteção dos compostos ricos em C (SWIFT et al., 1979). No trabalho de Bremer et al.
(1991) a moagem não afetou a evolução de CO
2
do tratamento com resíduos culturais de
lentilha, porém aumentou a evolução de CO
2
do tratamento com palha de trigo. Esse aumento
foi atribuído ao maior acesso ao C moderadamente disponível ao ataque microbiano como,
por exemplo, celulose e hemicelulose, sugerindo a existência de interação entre qualidade do
material orgânico com o grau de moagem, sobre a velocidade de decomposição.
Ao avaliarem o efeito da incorporação ou não ao solo de resíduos culturais de
diferentes culturas sobre a sua decomposição, Aulakh et al. (1991) constataram que as
18
emissões de CO
2
foram relativamente altas nos tratamentos com a incorporação durante a fase
inicial de incubação, sendo que o pico de liberação de CO
2
ocorreu entre 2 e 3 dias na
ervilhaca (55 mg C kg
-1
d
-1
), aos 3 dias na soja (36 mg C kg
-1
d
-1
), aos 5 dias no milho (33 mg
C kg
-1
d
-1
) e aos 8 dias no caso do trigo (20 mg C kg
-1
d
-1
).
Na região sul do Brasil, a adoção do sistema plantio direto associado a sistemas de
rotação e/ou sucessão de culturas tem promovido incremento da matéria orgânica do solo com
uma importante contribuição na remoção do CO
2
atmosférico (BAYER ; MIELNICZUK,
1999). Nesse sistema, devido a menor fragmentação dos resíduos e ao não revolvimento do
solo, há uma redução nas taxas de decomposição dos materiais orgânicos. Isso porque, os
nutrientes, com destaque para o N, podem limitar localmente a população e atividade dos
microrganismos decompositores, em função do contato deficiente dos resíduos com o solo
(DA LUZ, 2007).
Em experimento de longa duração, Bayer (1996), evidenciou a importância da
adequação dos sistemas de manejo de culturas e de preparo do solo na redução da emissão de
CO
2
para a atmosfera. O autor constatou que o sistema aveia/milho, associado ao preparo
convencional fixou, via fotossíntese, anualmente 3,2 t CO
2
ha
-1
e liberou, através da
decomposição da matéria orgânica do solo, aproximadamente, 5,3 t de CO
2
ha
-1
para a
atmosfera, representando uma liberação líquida de 2,1 t ha
-1
ano. Por outro lado, no sistema
aveia+vica/milho+caupi em plantio direto, a fixação anual total de CO
2
atmosférico foi de
5,83 t ha
-1
e a liberação de 4,04 t ha
-1
, resultando numa fixação líquida de 1,79 t de CO
2
ha
-1
.
É importante salientar que o efeito dos sistemas de manejo sobre as taxas
decomposição dos resíduos culturais e, principalmente, da matéria orgânica do solo depende
do tipo de solo, especialmente de sua textura e mineralogia, o que evidencia a necessidade de
estudar esse aspecto sob diferentes condições de solo.
2.2.4 Avaliação da mineralização do C de materiais orgânicos
A avaliação da mineralização do carbono de materiais orgânicos no solo, através da
medição do CO
2
evoluído, é um método bastante empregado, principalmente em laboratório,
sob condições controladas de umidade e temperatura (SAVIOZZI et al., 1997). Nessas
condições, o CO
2
evoluído é freqüentemente armazenado em câmaras estáticas (SULEMAN,
1993; AITA, 1996) e captado continuamente em soluções alcalinas ou medido através da
19
análise periódica da atmosfera interna das câmaras por cromatografia gasosa. A quantificação
da mineralização do C de resíduos culturais pela medição do CO
2
em condições de campo é
menos freqüente pelo fato de ser muito trabalhosa.
Ao contrário das incubações feitas em laboratório, os estudos feitos diretamente no
campo representam, de forma mais realista, a interação entre o processo de decomposição e a
qualidade dos materiais orgânicos (VANLAUWE et al., 1997). Isto porque no campo a
decomposição é afetada pelas condições climáticas (VANLAUWE et al., 1995) e pela
atividade da fauna (TIAN et al., 1992; TIAN et al., 1997). Assim, a lixiviação dos polifenóis
sob condições de campo, diminui o efeito da interação entre a concentração destes e os
compostos nitrogenados, a qual pode reduzir a taxa de decomposição dos resíduos orgânicos
(HANDAYANTO et al., 1997). Além da lixiviação dos polifenóis, o N mineralizado dos
resíduos também poderá ser lixiviado no campo diminuindo a disponibilidade de N à
comunidade de decompositores, em relação às condições de laboratório (VANLAUWE et al.,
1997).
A utilização de resíduos marcados (
14
C e
13
C), medindo-se a evolução de CO
2
e a
traçagem isotópica, permite quantificar a mineralização real do carbono e um balanço preciso
da decomposição (AITA, 1996). Todavia, o seu emprego em condições de campo, apresenta
um custo relativamente elevado, em função das maiores quantidades de resíduos marcados
necessários, em relação aos estudos de laboratório.
A decomposição de dejetos líquidos de suínos e a influência dos mesmos sobre a
velocidade de decomposição de palha de aveia preta foram avaliadas em condições de campo
por Aita et al. (2006), ao aplicarem as doses de 0, 40 e 80 m
3
ha
-1
de dejetos em solo
descoberto e em solo com palha de aveia em superfície (plantio direto). Avaliando a
decomposição dos materiais orgânicos através da medição contínua da liberação de CO
2
,
utilizando câmaras estáticas e uma solução de NaOH para captar o CO
2
, conforme proposto
por Aita (1996), os autores observaram que a cinética de decomposição da palha de aveia e
dos dejetos de suínos foi diferente. Nos dejetos, houve uma fase inicial de rápida liberação de
CO
2
, seguida de outra mais lenta, enquanto, na palha de aveia, a liberação de C-CO
2
foi mais
constante. Aproximadamente um terço do C adicionado com os dejetos de suínos e com palha
de aveia foi liberado à atmosfera na forma de CO
2
em 67 dias. Os resultados deste estudo
mostraram que a velocidade de decomposição da palha de aveia preta não foi alterada pela
aplicação de dejetos de suínos, em plantio direto.
A medida da liberação de CO
2
também foi utilizada em condições de campo por
Marques (2005) para avaliar a decomposição de resíduos culturais de milho em função da
20
aplicação ou não de dejetos líquidos e cama sobreposta de suínos, sem incorporação ao solo.
Após 62 dias, o autor concluiu que a decomposição foi maior nos dejetos líquidos do que na
cama sobreposta de suínos, revelando o maior grau de recalcitrância dos compostos
carbonados da cama sobreposta. Além disso, a decomposição dos resíduos culturais de milho,
com elevada C/N (C/N=83), aumentou em 21% com a aplicação dos dejetos líquidos de
suínos, em relação ao tratamento sem o uso de dejetos.
Em um experimento conduzido no campo, Giacomini (2005) avaliou através da
emissão de CO
2
, a decomposição de dejetos de suínos na forma líquida e sólida (cama
sobreposta) e da palha de aveia, incorporados ao solo através de gradagem (preparo reduzido)
e sem incorporação ao solo (plantio direto). Os mesmos materiais orgânicos foram utilizados
pelo autor em laboratório, sob condições experimentais que simulavam o plantio direto e o
preparo convencional do solo. A conclusão do trabalho foi que a aplicação de dejetos de
suínos juntamente com a palha de aveia, tanto incorporados como na superfície do solo, não
aumentou a decomposição da palha, tanto em condições de campo como de laboratório.
Na maioria dos estudos realizados, a estimativa da decomposição dos materiais
orgânicos é feita através do C mineralizado, ou seja, da emissão de CO
2
, dividindo-se o
resultado da diferença entre as quantidades de CO
2
emitidas nos tratamentos com a adição de
materiais orgânicos e a quantidade de CO
2
emitida no solo sem adição de materiais orgânicos
pela quantidade de C adicionada ao solo pelos mesmos. Nesta forma de cálculo, assume-se
que os materiais orgânicos adicionados ao solo não afetam a taxa de decomposição da matéria
orgânica do solo (efeito “priming”). Todavia, a adição de materiais orgânicos pode aumentar a
decomposição da matéria orgânica do solo, conforme relatado por Robin (1994), ao adicionar
palha de trigo em condições de laboratório. Por essa razão, o valor resultante do cálculo, é
frequentemente denominado de mineralização aparente do carbono dos materiais orgânicos.
Para acompanhar precisamente o destino do C dos materiais orgânicos estes devem ser
enriquecidos com os isótopos
14
C ou
13
C antes de serem adicionados ao solo. A medição da
emissão de
14
C-CO
2
ou
13
C-CO
2
e o uso do princípio de diluição isotópica permite calcular a
mineralização real do C, conforme efetuado por Aita (1996) ao estudar a decomposição de
palha de trigo cujo C continha 2% de
13
C em excesso. Através da determinação das
quantidades remanescentes de
14
C ou
13
C também é possível inferir sobre a velocidade de
decomposição dos materiais orgânicos e sobre a incorporação de C na matéria orgânica do
solo.
No caso dos dejetos de animais, uma estratégia que vem sendo empregada nos últimos
anos para acompanhar o destino do C dos dejetos consiste no uso da técnica de traçagem do
21
13
C em abundância natural (BOL et al., 2000; BOL et al., 2003a). Nesse caso, os animais são
alimentados com silagem de plantas C
4
(ex. milho) ou C
3
[(ex. Lolium perenne (L.)]. A
técnica baseia-se na diferença isotópica natural
13
C existente entre a vegetação C
4
e C
3
. Em
função dessa diferença, os dejetos dos animais que se alimentaram da vegetação C
4
apresentam uma concentração em
13
C mais próxima da vegetação C
4
(δ
13
C ~ - 13‰) e vice-
versa para os dejetos dos animais alimentados com a vegetação C
3
(δ
13
C ~ - 27‰). Após a
adição ao solo dos dejetos C
4
e C
3
em solo com vegetação C
3
, a determinação da concentração
de δ
13
C no solo e de δ
13
C-CO
2
informa sobre o destino do C aplicado com os dejetos.
Utilizando essa técnica, Bol et al. (2000) constataram que o C de dejetos de bovinos foi
rapidamente detectado no solo, porém não abaixo de 5 cm. Após 150 dias, apenas 16,6 % do
C aplicado com os dejetos foi recuperado, com 12,6% do C recuperado no solo na camada 1-5
cm e 4,0 % na água lixiviada, coletada em lisímetros instalados a uma profundidade de 30 cm.
No trabalho de Bol et al. (2003b) o C adicionado com dejetos de bovinos foi seqüestrado na
biomassa microbiana em duas fases, sendo a primeira (0-48 horas) dominada pela
incorporação do C lábil dos dejetos, contido na fração líquida, e a segunda (após 48 horas), do
C da fração particulada e menos móvel dos dejetos.
A taxa de decomposição de resíduos culturais marcados com
14
C ou
13
C tem sido
estudada tanto em condições de laboratório como de campo (JENKINSON, 1977;
VORONEY et al., 1989; AITA et al., 1997; FU et al., 2000; TRINSOUTROT et al., 2000b;
BOL et al., 2000; BOL et al., 2003; PERELO ; MUNCH, 2005). Essencialmente, esta
metodologia consiste na adição prévia dos resíduos marcados com
14
C ou
13
C no solo e na
determinação do C derivado do resíduo (emissão de
14
C-CO
2
ou
13
C-CO
2
e/ou quantidades de
14
C
e
13
C remanescentes nos resíduos culturais e no solo) após um dado período. O uso de
substratos marcados com isótopos do C pode facilitar a compreensão dos mecanismos do
efeito “priming” e do papel da biomassa microbiana como acumuladora e fonte de nutrientes.
O efeito “priming”, definido inicialmente por Bingeman et al. (1953), tem sido
atribuído ao aumento da mineralização basal do carbono do solo, principalmente quando
resíduos orgânicos facilmente decomponíveis, como adubos verdes e palha, são adicionados
ao solo (KUZYAKOV et al., 2000). Este efeito se deve ao estímulo da população microbiana
do solo a qual é reativada pela adição de materiais orgânicos e acelera a decomposição da
matéria orgânica do solo (MOS). Trabalhando com
13
C em abundância natural e comparando
dois tipos de solo Bol et al. (2003a) verificaram que os dejetos de bovinos induziram efeito
“priming”, mais pronunciado no solo com maior conteúdo de matéria orgânica.
22
Evidência de efeito “priming” com a aplicação de dejetos líquidos de suínos e sem o
emprego de análises isotópicas de C foi encontrada no trabalho de Plaza et al. (2004) ao
incorporarem diferentes doses de dejetos na camada 0-15 cm de um solo sob condições semi-
áridas da Espanha. Após quatro anos de adição anual de dejetos líquidos na dose de 150 m
3
ha
-1
, totalizando 4.860 kg de C ha
-1
, os autores constaram que o teor de C na camada 0-15 cm
(12,3 g kg
-1
) foi inferior à testemunha sem adição de dejetos (13,2 g kg
-1
). Essa redução no
teor de C foi atribuída pelos autores ao fato dos dejetos terem adicionado ao solo N para a
síntese protéica dos microrganismos, mas não ter fornecido suficientemente C facilmente
decomponível para a produção de energia e à síntese celular. Com isso os microrganismos
oxidaram o C da matéria orgânica nativa, provocando o efeito “priming” observado.
23
3 MATERIAL E MÉTODOS
O trabalho iniciou com a coleta do solo em 07 de março de 2008 e consistiu em uma
incubação conduzida durante 123 dias, no período de 18 de março a 21 de julho de 2008, no
Laboratório de Microbiologia do Solo e do Ambiente do Departamento de Solos, na
Universidade Federal de Santa Maria.
3.1 Solo
O solo foi coletado na área experimental do Departamento de Solos da Universidade
Federal de Santa Maria, localizada na depressão central do estado do Rio Grande do Sul. Ele é
classificado como Argissolo Vermelho Distrófico arênico (EMBRAPA, 2006) e foi coletado
na camada de 0-10 cm. Na área em que o solo foi coletado vinha sendo cultivado milho em
plantio direto desde 1998, sendo que a coleta foi realizada em parcela onde nunca havia sido
utilizada adubação nitrogenada. Após a retirada dos resíduos culturais remanescentes na
superfície, o solo foi coletado e transportado ao laboratório para homogeneização e
peneiramento em malha de 4 mm, permanecendo armazenado úmido em sacos plásticos, em
temperatura ambiente, até o momento da incubação, em 18 de março de 2008.
3.2 Características da palha e dos dejetos líquidos de suínos
Os dejetos líquidos de suínos foram coletados no dia 12 de março de 2008 em uma
esterqueira anaeróbica de uma granja localizada no município de Restinga Seca – RS (Vila
Rosa), dedicada à terminação de suínos. Uma amostra dos dejetos foi mantida em estufa à
65°C até peso constante a fim de se determinar a matéria seca desses dejetos. Em outra
24
amostra foram determinados os teores de N total e N amoniacal segundo metodologia descrita
por Tedesco et al. (1995). Além dessas características, foram analisados o teor de C da
amostra seca em estufa a 65
o
C por combustão seca (DUMAS) em um analisador elementar
CHNS modelo FlashEA 1112 marca THERMO ELECTRON e o pH, que foi determinado
diretamente em uma alíquota de aproximadamente 60 ml de dejetos.
A palha de aveia, com dois valores contrastantes da relação C/N (31/1 e 61/1) foi
coletada dia 24 de novembro de 2007, no estádio de maturação fisiológica. As principais
características dos dejetos e da palha, bem como as quantidades adicionadas ao solo de
matéria seca, carbono e nitrogênio com estes materiais orgânicos encontram-se na Tabela 1.
Tabela 1 – Composição dos dejetos líquidos e da palha de aveia com alta e baixa relação C/N
e quantidades adicionadas ao solo de matéria seca (MS), carbono (C) e nitrogênio (N) com os
materiais orgânicos.
Resíduo orgânico
MS C N total
N
amoniacal
N nítrico N orgânico C/N pH
————————— g kg
-1
—————————
Dejetos líquidos 34,4
9,5 2,72 1,33
1,39 3,4 7,89
Palha alta C/N
Palha baixa C/N
905,7
876,7
429
419
6,90
13,5
61,5
31,0
———————— mg kg
-1
solo seco ———————
Dejetos líquidos 1.284
354,5 100,8 49,6
51,2
Palha alta C/N
Palha baixa C/N
5.000
5.000
2145
2095
34,5
67,5
No momento da coleta, os grãos da planta foram descartados a fim de minimizar a
variabilidade entre as amostras a serem incubadas e manter as características químicas desse
material o mais próximo possível dos resíduos culturais que permanecem no campo após a
25
colheita da aveia para grãos. As duas palhas foram colhidas na mesma área, sendo que a de
menor relação C/N foi colhida em parcela que havia sido adubada com N e a de maior relação
C/N em parcela sem adubação nitrogenada. Após a secagem ao ar, as duas palhas foram
cortadas manualmente em fragmentos de 1 a 3 cm. Após a determinação da matéria seca (MS)
em estufa a 65°C até massa constante procedeu-se a moagem do material e a determinação
dos teores de carbono (C) e de nitrogênio (N) por combustão seca em um analisador
elementar CHNS modelo Flash EA 1112 marca THERMO ELECTRON. A quantidade de
palha utilizada foi de 3 Mg ha
-1
, que deve se aproximar da produção média de palha da aveia
preta quando a cultura é manejada para implantação das culturas de verão, em plantio direto.
3.3 Tratamentos e condições experimentais
O delineamento experimental usado foi o inteiramente casualizado com quatro
repetições dos seguintes tratamentos:
T1 – Solo (S) (testemunha);
T2 – Solo + palha de aveia com C/N de 61/1 incorporada (S + PA inc);
T3 – Solo + palha de aveia com C/N de 61/1 em superfície (S + PA sup);
T4 – Solo + palha de aveia com C/N de 61/1 incorporada + dejetos incorporados (S
+PA inc + D inc);
T5 – Solo + palha de aveia com C/N de 61/1 em superfície + dejetos em superfície (S
+ PA sup + D sup);
T6 – Solo + palha de aveia com C/N de 31/1 incorporada (S + PB inc);
T7 – Solo + palha de aveia com C/N de 31/1 em superfície (S + PB sup);
T8 – Solo + palha de aveia com C/N de 31/1 incorporada + dejetos incorporados (S +
PB inc + D inc);
T9 – Solo + Palha com C/N de 31/1 em superfície + dejetos em superfície (S + PB sup
+ D sup);
T10 – Solo + dejetos em superfície (S + D sup);
T11 – Solo + dejetos incorporados (S + D inc);
T12 – Solo + palha de aveia com C/N de 61/1 em superfície + dejetos incorporados (S
+ PA sup + D inc).
26
3.4 Incubação
A instalação do experimento ocorreu dia 18 de março de 2008. Os tratamentos foram
aplicados ao solo em recipientes de acrílico, com 5,0 cm de altura e 5,0 cm de diâmetro, com
capacidade de 110 mL. Cada recipiente de acrílico foi acondicionado em frasco de vidro com
capacidade de 800 mL (Figura 1). Para evitar a deficiência de O
2
, o que limitaria a
decomposição aeróbica dos materiais orgânicos, os frascos permaneciam abertos durante 15
minutos para aeração dos tratamentos. Essa operação era realizada em cada avaliação do CO
2
liberado.
A quantidade de solo colocada em cada recipiente de acrílico foi de 135 g com 15% de
umidade, o que equivaleu a uma quantidade de 117,8 g de solo seco. Com exceção dos
tratamentos com adição de dejetos líquidos de suínos, nos demais tratamentos (T1, T2, T3, T6
e T7), foram aplicados 4,4 ml de água destilada a fim de manter a umidade desse solo
próximo à capacidade de campo. Nos tratamentos com adição de dejetos (T4, T5, T8, T9,
T10, T11 e T12), o umedecimento do solo ocorreu através da fração líquida dos mesmos, com
aplicação de 4,4 ml de dejetos. Após a homogeneização, o solo foi adicionado nos recipientes
de acrílico em duas etapas. Na primeira, foram adicionados 67,5 g de solo, compactando-o até
a altura de 2,5 cm no frasco de acrílico. Na segunda, adicionou-se o restante do solo (67,5 g),
compactando-o até a altura de 5 cm. Desta forma, o solo do frasco atingiu uma densidade de
1,2 g cm
-3
.
Nos tratamentos com materiais orgânicos, a montagem variou conforme a localização
da palha e dos dejetos. A quantidade de dejetos líquidos de suínos foi estabelecida a fim de
evitar a saturação do solo pelos mesmos e proporcionar uma adição de N mineral de 50 mg
kg
-1
de solo que, segundo Recous et al., (1995), assegura uma condição onde a
disponibilidade de N é considerada não limitante à decomposição de resíduos culturais de
cereais.
A palha seca ao ar foi cortada manualmente com auxílio de tesoura, em pedaços cujo
comprimento variou de 1 a 3 cm e, após, adicionada ao solo na quantidade de 0,59 g (2.145
mg de C orgânico para a palha com alta relação C/N e 2.109 mg de C orgânico para palha
com baixa relação C/N) por frasco, equivalendo a 3 Mg ha
-1
de palha. Nos tratamentos em
que a palha foi colocada na superfície do solo (T3, T5, T7, T9 e T12), ela foi adicionada após
todo solo ter sido colocado no recipiente de acrílico. Nos tratamentos com palha incorporada
(T2, T4, T6 e T8), ela foi misturada ao solo antes da amostra ser acondicionada no recipiente.
27
Nos tratamentos com dejetos de suínos incorporados (T4, T8, T11 e T12), ele foi adicionado
ao solo no momento da homogeneização, sendo que a palha foi adicionada conforme sua
localização no solo, em superfície ou incorporada. Nos tratamentos T5, T9 e T10 a adição dos
dejetos de suínos foi feita na superfície do solo (T10) ou da palha (T5 e T9), somente após o
acondicionamento do solo nos frascos de acrílico. Para todos os tratamentos, a
homogeneização do solo com a água, a palha de aveia e os dejetos de suínos foi feita com
auxílio de espátula.
Todas as unidades experimentais foram acondicionadas em uma incubadora a 25
o
C,
na ausência de luminosidade por um período de 123 dias. A umidade do solo foi mantida
próxima à capacidade de campo pela pesagem das amostras e quando necessário, foi
adicionada água destilada com auxílio de uma pipeta na superfície de cada frasco de acrílico.
Além destes tratamentos, foram incubados mais três frascos contendo apenas a solução de
NaOH (prova em branco), para capturar o CO
2
presente na atmosfera interna dos frascos de
todos os tratamentos.
3.5 Avaliações
3.5.1 Mineralização do C
A mineralização do C em cada tratamento foi avaliada através da determinação da
liberação de CO
2
aos 2, 4, 6, 9, 15, 27, 38, 54, 64, 95 e 123 dias após o início da incubação,
sempre nos mesmos frascos. O CO
2
liberado foi captado em 10 mL de uma solução de NaOH
1 M colocada num frasco de vidro com capacidade de 37 mL, suspenso na parte superior de
cada frasco (Figura 1). O excesso de NaOH em cada intervalo de coleta foi titulado com uma
solução de HCl 1 M, após precipitação do carbonato com uma solução de BaCl
2
1 M.
28
Figura 1 – Dispositivo usado para avaliar a evolução do CO
2
. (a) frascos de vidro contendo a
solução de NaOH para captar o CO
2
; (b) frasco de acrílico com os tratamentos; (c) incubadora
utilizada, com os tratamentos no seu interior.
3.5.2 Mineralização aparente do C da palha e dos dejetos
A mineralização aparente do C da palha de aveia e dos dejetos líquidos de suínos foi
calculada com base nos dados de C-CO
2
medidos em cada data de avaliação. O cálculo da
mineralização do C, em cada data de amostragem, variou conforme o tratamento.
a) Nos tratamentos com a adição isolada de palha e de dejetos a fórmula utilizada foi a
seguinte:
Cmap = CO
2
ro – CO
2
s x 100
Cad
Sendo, Cmap a mineralização aparente do C da palha ou dos dejetos (% do C
adicionado); CO
2
ro e CO
2
s as quantidades de C-CO
2
emitidas (mg kg
-1
) nos tratamentos com
uso isolado de resíduos orgânicos (palha e dejetos) (S + PA inc; S + PA sup; S + PB inc; S +
PB sup; S + D sup; S + D inc) e no tratamento testemunha, apenas com solo (S),
respectivamente; e Cad o C adicionado (mg kg
- 1
) com a palha ou com os dejetos.
(a)
(b)
(c)
29
b) Nos tratamentos em que a palha e os dejetos foram aplicados conjuntamente ao solo, o
cálculo da mineralização do C foi realizado como segue:
Cmap = CO
2
cpd – CO
2
cd x 100
Cadp
Sendo, Cmap a mineralização aparente do C da palha (% do C adicionado); CO
2
cpd e
CO
2
cd as quantidades de C-CO
2
emitidas (mg kg
-1
) nos tratamentos com uso conjunto de
palha + dejetos (S +PA inc + D inc; S + PA sup + D sup; S + PB inc + D inc; S + PB sup + D
sup; S + PA sup + D inc) e nos tratamentos com uso exclusivo de dejetos (S + D sup; S + D
inc), respectivamente; e Cadp o C adicionado (mg kg
-1
) com a palha.
3.6 Análise estatística
Os resultados foram submetidos à análise da variância e as médias de cada tratamento
foram comparadas entre si pelo teste de Tukey a 5% de probabilidade.
30
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Liberação de C-CO
2
nos tratamentos
A adição ao solo de C e de nutrientes, através de palha de aveia e dos dejetos de
suínos, aumentou o metabolismo respiratório da população microbiana, resultando em
aumento na liberação de C-CO
2
em relação ao solo do tratamento testemunha (Figura 2).
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
C
m
i
n
e
r
a
l
i
z
a
d
o
(
m
g
d
e
C
-
C
O
2
k
g
-
1
)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130
Tempo (dias)
PA Inc
PA Sup
PA Inc + D Inc
PA Sup + D sup
PB Inc
PB Sup
PB Inc + D inc
PB Sup + D Sup
D Sup
D Inc
PA Sup + DInc
S
Figura 2 – Mineralização acumulada do C do solo (S), da palha de aveia com relação C/N
alta (PA) e C/N baixa (PB) e dos dejetos líquidos de suínos (D), com os materiais orgânicos
utilizados isoladamente ou em mistura e mantidos na superfície (sup) ou incorporados (inc) ao
solo. As barras verticais em cada amostragem indicam a diferença mínima significativa pelo
teste de Tukey a 5%.
31
Esse aumento na atividade microbiana do solo e, portanto, na quantidade de C-CO
2
liberado variou significativamente entre os tratamentos avaliados. Observa-se na figura 3 a
existência de três grupos de tratamentos. No primeiro grupo, com os menores valores de
liberação de C-CO
2
, encontram-se o tratamento testemunha (S), em que o solo não recebeu a
adição de materiais orgânicos, e os dois tratamentos com o uso exclusivo de dejetos, com (S +
D inc) e sem incorporação ao solo (S+ D sup). As maiores emissões cumulativas de C-CO
2
ao
final do experimento (123 dias) ocorreram nos dois tratamentos em que as duas palhas (com
relação C/N de 31/1 e 65,5/1) permaneceram na superfície do solo, juntamente com os dejetos
de suínos (S+ PB sup + D sup e S+ PA sup + D sup, respectivamente). Com valores
intermediários de liberação de C-CO
2
aparece o grupo constituído pelos outros sete
tratamentos avaliados. Esses resultados se devem, principalmente, a diferenças entre os
tratamentos quanto às quantidades de C adicionadas ao solo, à localização da palha e dos
dejetos no solo e à disponibilidade de N. O efeito de cada um desses fatores sobre a
decomposição dos materiais orgânicos será discutido posteriormente.
A liberação de C-CO
2
no tratamento testemunha aumentou lentamente e de forma
linear durante todo o experimento (Figura 2), o que pode ser atribuído ao fato do húmus
constituir a principal fonte de carbono e de energia aos microrganismos nesse tratamento. Em
função das características químicas das substâncias húmicas, elas constituem uma fração
recalcitrante da matéria orgânica do solo, sendo lentamente decompostas pela população
microbiana autóctone do solo.
4.2 Mineralização do C dos dejetos
A velocidade de liberação de C-CO
2
dos dejetos de suínos nos dois tratamentos com
uso exclusivo dos mesmos foi rápida na fase inicial do experimento (Figura 3a). Os valores
máximos, de 1,39 mg C-CO
2
kg
-1
hora
-1
no tratamento em que os dejetos permaneceram na
superfície do solo e de 0,82 mg C-CO
2
kg
-1
hora
-1
no tratamento com a incorporação dos
dejetos, foram encontrados na avaliação realizada aos dois dias após a aplicação dos dejetos.
32
0
1
2
3
4
5
6
C
m
i
n
e
r
a
l
i
z
a
d
o
(
%
d
o
C
a
d
i
c
i
o
n
a
d
o
d
i
a
-
1
)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130
D Sup
D Inc
(a)
0
10
20
30
40
50
60
C
m
i
n
e
r
a
l
i
z
a
d
o
(
%
d
o
C
a
d
i
c
i
o
n
a
d
o
)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130
Tempo (dias)
(b)
Figura 3 – Velocidade de mineralização aparente (a) e mineralização acumulada do C (b) dos
dejetos líquidos de suínos (D) mantidos na superfície (sup) ou incorporados (inc) ao solo. As
barras verticais em cada amostragem indicam a diferença mínima significativa pelo teste de
Tukey a 5%.
33
Esse pico inicial na liberação de C-CO
2
nas primeiras horas após a aplicação dos
dejetos tem sido observado em diversos trabalhos, tanto em condições de campo
(CHIAPINOTTO, 2003; CHANTIGNY et al., 2001) como de laboratório (GIACOMINI
2005) e se deve, principalmente, à liberação química de C-CO
2
resultante da dissociação de
carbonatos no solo. No trabalho de Chiapinotto (2003), a liberação de C-CO
2
24 horas após o
início do experimento, foi duas vezes maior nos tratamentos com aplicação de dejetos (40 e
80 m
3
ha
-1
) do que no solo sem dejetos. Tais carbonatos são gerados pela hidrólise da uréia e
pela decomposição de ácidos orgânicos voláteis durante o armazenamento dos dejetos em
esterqueiras, sob condições de anaerobiose (SOMMER & HUSTED, 1995). A existência
dessa fonte de C-CO
2
de origem não biológica foi comprovada por Chantigny et al. (2001), os
quais verificaram que a quantidade de C-CO
2
liberada nas 10 primeiras horas após a aplicação
dos dejetos líquidos de suínos foi da mesma ordem de grandeza que a quantidade de C na
forma de carbonatos presente inicialmente nos dejetos.
Observa-se na figura 3a que esse pico ocorrido na liberação de C-CO
2
na primeira
avaliação realizada
foi cerca de 70% maior com a aplicação dos dejetos na superfície do que
com a sua incorporação ao solo, corroborando resultados de Da Luz (2007) e evidenciando
que a aplicação dos dejetos em plantio direto pode resultar em maior emissão inicial de C-
CO
2
para a atmosfera do que a sua incorporação ao solo no sistema de preparo convencional,
com aração e gradagem. Na figura 3a observa-se ainda que, enquanto a taxa de liberação de
C-CO
2
do tratamento com dejetos na superfície do solo diminui constantemente até os 38
dias, no tratamento em que os dejetos foram incorporados ao solo houve um aumento na
liberação de C-CO
2
da primeira para a segunda amostragem. Isso indica que a incorporação
dos dejetos ao solo, além de reduzir a liberação de C-CO
2
retardou também o pico inicial de
emissão desse gás. Todavia, em trabalhos futuros, é importante confirmar e identificar as
causas dessas diferenças na emissão de C-CO
2
proveniente dos carbonatos presentes nos
dejetos de suínos, em função do sistema de preparo de solo utilizado.
Logo após a aplicação dos dejetos no solo a população microbiana irá atuar na
decomposição dos compostos de baixo peso molecular presente nos dejetos, tais como os
ácidos graxos voláteis, os quais foram gerados durante a fermentação dos dejetos em
esterqueiras (KIRCHMANN & LUNDVALL, 1993). Portanto, a oxidação desses compostos
orgânicos pelos microrganismos e a dissociação química dos carbonatos devem ter sido as
duas principais fontes do C-CO
2
liberado nos dois tratamentos com dejetos nos primeiros
15
dias do experimento (Figura 3a).
34
Na figura 3b, onde é mostrada a mineralização acumulada do C dos dejetos, observa-
se que a quase totalidade da mineralização do C encontrada durante o experimento ocorreu
durante os primeiros 15 dias. Nesse período, a liberação de C-CO
2
, proveniente dos
carbonatos e da respiração microbiana, foi equivalente a 83 e 80% da quantidade total de C-
CO
2
liberada nos 123 dias nos tratamentos com e sem incorporação dos dejetos no solo,
respectivamente. Após esse período inicial houve pequena liberação de C-CO
2
proveniente
dos dejetos, confirmando resultados de outros trabalhos (GIACOMINI, 2005; DA LUZ,
2007). Em um trabalho feito em laboratório, Giacomini (2005) verificou que, nos primeiros
nove dias de incubação, a quantidade de C mineralizado dos dejetos líquidos de suínos
correspondeu a 30% da quantidade total de C mineralizado em 80 dias, sendo que 11% da
quantidade total de C-CO
2
proveniente dos dejetos, foi liberada durante o primeiro dia de
incubação.
Essa cinética de mineralização do C dos dejetos líquidos de suínos, com rápida
liberação de C-CO
2
na fase inicial da decomposição e com pequena diferença em relação ao
solo sem dejetos no período seguinte (Figuras 3a e 3b), evidencia a elevada recalcitrância de
uma fração significativa (superior a 50%) dos constituintes presentes nos dejetos. Isso ocorre,
provavelmente, pelo fato dos dejetos terem permanecido em esterqueira anaeróbica antes de
serem aplicados no solo. Nesse ambiente, com elevado grau de anoxia, ocorre um consórcio
de diferentes populações bacterianas anaeróbicas, as quais retiram energia dos compostos
orgânicos mais facilmente oxidáveis presentes nos dejetos, convertendo-os, principalmente,
em ácidos orgânicos e em gases como CO
2
e metano (CH
4
). A fração orgânica dos dejetos,
remanescente da fermentação, apresenta concentrações mais elevadas em compostos
aromáticos, como a lignina, do que os dejetos não fermentados (MARCATO et al., 2009), já
que a dieta dos animais é baseada em produtos de origem vegetal. De acordo com Sylvia et al.
(1998) a lignina é um polímero com elevada estabilidade cuja capacidade de degradação no
solo é restrita a poucos microrganismos, especialmente alguns fungos. Ao compararem a
mineralização no solo do C de dejetos líquidos de suínos submetidos à digestão anaeróbica
em reator e dos dejetos não fermentados (in natura) Marcato et al. (2009) verificaram que os
primeiros foram mais estáveis, com uma mineralização do C em 49 dias de 12,0 g C-CO
2
100g
-1
C
org
contra 17,6 g C-CO
2
100g
-1
C
org
nos dejetos in natura. Os autores atribuíram essa
maior estabilidade dos dejetos digeridos anaerobicamente à biodegradação dos compostos
mais lábeis, ocorrida durante a permanência dos dejetos no reator.
Na figura 3b observa-se que a quantidade de C-CO
2
liberada na primeira avaliação do
tratamento em que os dejetos permaneceram na superfície do solo e nas duas primeiras
35
avaliações do tratamento em que os dejetos foram incorporados corresponde a
aproximadamente 12% do C adicionado com os mesmos (Tabela 1). Assumindo que o C-CO
2
liberado nesse período tenha sido originado, principalmente, pela dissociação dos carbonatos
e que, após esse pico inicial, não haja mais contribuição dessa fonte inorgânica de C, pode-se
descontar esses valores iniciais de C-CO
2
na figura 3b para acessar à mineralização do C dos
dejetos, realizada exclusivamente pela atividade microbiana. Com isso, os valores de
mineralização de C dos dejetos ao final do experimento, de 57,1% para o tratamento com os
dejetos em superfície e de 37,5% com a sua incorporação ao solo, diminuiriam para 45,1 e
25,5%, respectivamente. Essa mineralização, relativamente baixa do C dos dejetos líquidos de
suínos, evidencia que aplicações repetidas dos mesmos podem contribuir ao acúmulo de
matéria orgânica do solo. Todavia, isso é difícil de ocorrer na prática em função dos baixos
teores de matéria seca dos dejetos de suínos quando manejados na forma líquida. No presente
trabalho, a concentração de matéria seca (MS) e de carbono dos dejetos aplicados foi de 34,4
mg kg
-1
de dejetos (Tabela 1), respectivamente, o que implicaria em uma adição de apenas
1.376 kg de MS ha
-1
e de 380 kg de C ha
-1
.
A aplicação dos dejetos na superfície do solo resultou em maior mineralização
microbiana do C dos dejetos do que quando os mesmos foram incorporados ao solo (Figura
3b). Essa ausência de efeito positivo da incorporação dos dejetos sobre a mineralização do C
ou mesmo a diminuição na emissão de CO
2
com a incorporação dos dejetos foi observada em
outros estudos (DENDOOVEN et al., 1998; FLESSA ; BESSE, 2000; GIACOMINI, 2005;
DA LUZ, 2007). Conforme MOREIRA ; SIQUEIRA (2006) qualquer interferência que
melhore a aeração do solo, como o revolvimento causado por aração e gradagem, resulta em
aceleração da decomposição de materiais orgânicos. Desta forma, era de se esperar que nos
tratamentos com a incorporação dos dejetos no solo, a quantidade de C mineralizado fosse
maior do que nos tratamentos com a manutenção deste em superfície, seja pela melhor
aeração do solo quanto pelo maior contato do material orgânico com os microrganismos
decompositores.
O fato de a incorporação não ter aumentado a mineralização dos dejetos de suínos no
trabalho de Giacomini (2005) foi atribuído pelo autor a três aspectos principais: 1) com a
pequena quantidade de C aplicada ao solo com os dejetos líquidos é provável que o contato
entre o C e o solo não tenha limitado o processo de decomposição; 2) a baixa relação C/N dos
dejetos, principalmente daqueles manuseados na forma líquida, também pode contribuir para
diminuir o efeito da incorporação sobre a decomposição dos mesmos; 3) a natureza dos
compostos carbonados nos dejetos também pode resultar em que a sua decomposição
36
independa da forma como os mesmos são distribuídos no solo. Em trabalhos futuros, é
importante investigar as causas desse efeito, contrário ao esperado, da localização dos dejetos
sobre a mineralização do C adicionado pelos mesmos.
A mineralização do C dos dejetos que, ao final do presente trabalho, situou-se na faixa
de 25,5 a 41,5 % do C adicionado (descontando-se o C-CO
2
dos carbonatos) nas duas
modalidades de aplicação dos mesmos no solo (em superfície e incorporado), é bastante
variável na literatura (CHANTIGNY et al., 2001; BERTORA et al., 2008; ANGERS ;
RE$COUS, 2007). Tais diferenças podem ser atribuídas, às características de solo e clima de
cada estudo e, principalmente, às características intrínsecas dos dejetos. Essas características,
com destaque para a quantidade e qualidade do C disponível aos microrganismos do solo,
dependerão de aspectos como o tipo de alimentação fornecida aos animais e o período de
tempo de fermentação dos dejetos nas esterqueiras. Quanto mais tempo os dejetos
permanecerem armazenados, maior deverá ser a resistência à decomposição dos constituintes
carbonados remanescentes.
4.3 Mineralização do C da palha em função da sua localização no solo e da relação C/N
O efeito da localização no solo e da relação C/N da palha sobre a mineralização do C
da mesma pode ser avaliado comparando-se os tratamentos em que a palha foi adicionada ao
solo e permaneceu na superfície (PA Sup e PB Sup) ou foi incorporada (PA Inc e PB Inc),
sem a aplicação de dejetos. Observa-se nas figuras 4a e 4b que as maiores diferenças entre os
tratamentos ocorreram durante os primeiros 64 dias. Nesse período, o tratamento com a palha
de relação C/N mais elevada (61/1) e mantida na superfície do solo (PA Sup) apresentou os
menores valores de mineralização do C enquanto o tratamento com a palha de relação C/N
mais baixa (31/1) e incorporada ao solo (PB Inc) apresentou os maiores valores.
Considerando a amostragem realizada aos 27 dias, observa-se que no tratamento PB Inc
aproximadamente 41% do C da palha foi mineralizado contra apenas 25 % no tratamento PA
Sup (Figura 4b).
Para avaliar o efeito da localização da palha no solo sobre a mineralização do C da
mesma é preciso comparar, em cada uma das duas palhas (C/N 31/1 e 61/1), os tratamentos
com e sem incorporação das mesmas ao solo. Percebe-se que a incorporação favoreceu a
37
mineralização do C independentemente da relação C/N da palha, sendo que esse efeito existiu
apenas durante os primeiros 64 dias (Figura 4).
0
1
2
3
4
C
m
i
n
e
r
a
l
i
z
a
d
o
(
%
d
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C
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d
i
c
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a
d
o
d
i
a
-
1
)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130
PA Inc
PA Sup
PB Inc
PB Sup
(a)
0
10
20
30
40
50
60
C
m
i
n
e
r
a
l
i
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d
o
(
%
d
o
C
a
d
i
c
i
o
n
a
d
o
)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130
Tempo (dias)
(b)
Figura 4. Velocidade de mineralização (a) e mineralização acumulada (b) do C da palha com
relação C/N alta (PA) e com C/N baixa (PB), com (Inc) e sem (Sup) incorporação ao solo.
38
Considerando a amostragem realizada aos 9 dias, a mineralização do C da palha com
C/N de 61/1 aumentou de 8,7% do C adicionado no tratamento com a palha em superfície
para 16,0% no tratamento com a palha incorporada no solo. Ao avaliar em laboratório o efeito
da incorporação no solo sobre a decomposição de uma palha de trigo com relação C/N de
65/1, Da Luz (2007) constatou que a incorporação da palha aumentou em 19% a quantidade
acumulada de C mineralizado em 95 dias de incubação, em relação ao tratamento com a palha
em superfície. No presente trabalho, esse efeito da incorporação ao solo sobre o aumento na
mineralização do C da palha foi menos intenso na palha com C/N de 31/1 já que, na mesma
amostragem (9 dias), aproximadamente 18 % do C da palha foi convertido em C-CO
2
quando
ela foi adicionada na superfície do solo e 23 % quando ela foi incorporada.
A incorporação aumenta a superfície de contato entre as partículas dos materiais
orgânicos e a fração mineral coloidal do solo, o que favorece a decomposição dos mesmos,
conforme demonstrado em inúmeros trabalhos como, por exemplo, naquele realizado por
Niklasch ; Joergensen (2001). Todavia, a magnitude desse efeito do contato com o solo sobre
a decomposição depende do tipo de resíduo orgânico. Trabalhos realizados com resíduos
vegetais ricos em N (BREMER et al., 1991) mostram que eles são rapidamente decompostos
pelos microrganismos que colonizam os próprios resíduos (população microbiana filosférica
zimogênea) e as taxas de mineralização não aumentam pelo contato dos resíduos com os
microrganismos do solo (população microbiana autóctone). No caso das duas palhas
utilizadas no presente trabalho e que permaneceram na superfície do solo a decomposição das
mesmas deve ter sido efetuada principalmente pela população zimogênea. O aumento
verificado na taxa de mineralização do C, com a incorporação da palha (Figura 4a), mostra a
importância do solo como fonte de microrganismos colonizadores.
No presente trabalho a expectativa era de que a incorporação ao solo tivesse maior
efeito no aumento da mineralização do C da palha com maior relação C/N, já que o solo
fornece os nutrientes necessários aos microrganismos que atuam na decomposição daqueles
resíduos de baixa qualidade (MARY et al., 1996). O fato desse efeito da incorporação ter sido
de intensidade relativamente próxima entre as duas palhas pode ser atribuído a uma razão
principal. É provável que, mesmo na palha com relação C/N menor (31/1), o N da própria
palha não foi suficiente para atender a demanda desse nutriente por parte dos microrganismos
responsáveis pela decomposição dos compostos orgânicos da palha, e que a população e
atividade de tais microrganismos aumentaram utilizando o N mineral derivado do solo.
39
O efeito da relação C/N da palha sobre a mineralização do C da mesma pode ser
avaliado comparando-se a liberação de C-CO
2
entre os dois tratamentos com a palha (baixa e
alta C/N), em cada uma das duas modalidades de uso da palha (em superfície ou incorporada
no solo). Considerando os dois tratamentos em que a palha permaneceu na superfície do solo,
observa-se que a liberação de C-CO
2
do tratamento com a palha com relação C/N de 31/1 (PB
Sup) foi maior do que aquela verificada no tratamento com a palha de relação C/N de 61/1
(PA Sup). Aos 27 dias, aproximadamente 36% do C da palha com C/N de 31/1 foram
liberados na forma de C-CO
2
contra 25% da palha com C/N de 61/1. Com a incorporação da
palha ao solo esse efeito da relação C/N da palha sobre a mineralização do C não foi alterado
e a magnitude da diferença na mineralização do C, em favor da palha com relação C/N menor,
foi semelhante aos tratamentos com a palha na superfície do solo. Aos 27 dias, a quantidade
de C da palha que foi mineralizado aumentou de 32 % na palha com C/N de 61/1(PA Inc)
para 42% na palha com C/N de 31/1 (PB Inc).
Esses resultados, mostrando que a decomposição da palha com relação C/N menor
(31/1) foi mais rápida do que a palha com C/N maior (61/1), independentemente da
localização da palha no solo, evidenciam a relação existente entre a qualidade do substrato,
especialmente a concentração em N, e sua taxa de decomposição pela população microbiana
do solo. Ao comparar, durante 80 dias, a decomposição de uma palha de aveia com relação
C/N de 46/1, mantida na superfície ou incorporada no solo, Giacomini (2005) encontrou 51%
de mineralização do C da palha em superfície e 60% para a palha incorporada. Essa diferença
observada na mineralização do C da palha nas duas modalidades de uso desta não foi
significativa, o que foi atribuído pelo autor à baixa relação C/N da palha utilizada. Para o
presente trabalho, é importante destacar que, embora a aveia que originou a palha com C/N
alta e baixa tenha sido semeada no mesmo dia e também colhida no mesmo dia, não se pode
descartar a existência de outras diferenças na composição bioquímica das duas palhas, além
da sua relação C/N. Podem ter diferido também entre as duas palhas atributos importantes na
decomposição de resíduos culturais como, por exemplo, os teores de C solúvel em água, de
lignina e de polifenóis.
Através dos resultados da figura 4b percebe-se que as diferenças na mineralização do
C da palha em função da sua localização no solo e da sua relação C/N só existiram durante os
primeiros 64 dias do experimento. Ao final do experimento, a mineralização média do C da
palha em superfície e incorporada foi de 56% naquela com maior relação C/N e de 59% na
palha com menor relação C/N. É provável que, à medida que avança a decomposição, a
adaptação e/ou a sucessão de populações microbianas garanta a decomposição daqueles
40
compostos remanescentes da palha de mais difícil decomposição. Com isso, ocorrem
mudanças na taxa de decomposição à medida que o processo avança sem que se altere a
produção cumulativa de C-CO
2
em períodos de tempo mais longos.
As taxas de mineralização do C da palha aumentaram da primeira para a segunda
avaliação em todos os tratamentos (Figura 4a). Avaliando a decomposição de folhas de milho
na ausência de solo e sem a aplicação de N, Potthoff et al. (2005) constaram que a liberação
de CO
2
não aumentou durante os dois dias seguintes a adição das folhas. Esse período de
adaptação dos microrganismos ao substrato, denominado de fase “lag”, foi consideravelmente
reduzido no tratamento em que a palha foi incorporada ao solo e praticamente desapareceu
com a adição de N mineral, indicando que o N limitou a mineralização inicial dos
componentes facilmente degradáveis das folhas de milho até que quantidades suficientes de N
fossem liberadas pelo processo de decomposição. No presente trabalho era de se esperar a
ocorrência dessa fase “lag”, principalmente na palha com maior relação C/N. O fato de ter
realizado a primeira avaliação apenas dois dias após o início da incubação pode ter sido a
causa da não constatação de uma fase lag. No trabalho de Potthoff et al. (2005) o intervalo
entre cada avaliação da liberação de CO
2
era de apenas 4 horas.
Outra constatação importante é que, nos primeiros 15 dias do experimento, a cinética
de mineralização do C da palha diferiu entre os tratamentos. Nos dois tratamentos com a
incorporação da palha no solo a mineralização do C da palha aumentou da primeira para a
segunda avaliação e depois diminuiu até atingir, a partir de 38 dias, valores inferiores a 0,5%
do C adicionado dia
-1
. As maiores diferenças na cinética de mineralização do C ocorreram nos
dois tratamentos em que a palha permaneceu na superfície do solo. No tratamento com a
palha de relação C/N de 31/1, a taxa de mineralização do C aumentou de aproximadamente
1,2 para 2,6 % do C adicionado dia
-1
durante as três primeiras avaliações. Na palha com
relação C/N 61/1, a taxa de mineralização do C da palha variou de 0,8 a 1,2 % do C
adicionado dia
-1
nas primeiras quatro avaliações, aumentando para 1,6 % do C adicionado dia
-
1
na quinta avaliação, realizada aos 15 dias.
Esse comportamento diferenciado quanto à cinética e à taxa de mineralização do C da
palha em função da sua localização no solo também foi constatado por Potthoff et al. (2005)
ao avaliarem a decomposição de folhas de milho, com relação C/N de 20/1. Quando resíduos
culturais são adicionados no solo eles fornecem um amplo espectro de compostos orgânicos
os quais diferem quanto à qualidade. Com isso, nos estágios inicias de decomposição dos
resíduos culturais, são esperadas rápidas e intensas mudanças na estrutura da comunidade
microbiana (BENDING et al., 2002). Os resultados da figura 4a mostram claramente
41
diferenças na atividade microbiana no início da decomposição. A cinética mais diferenciada
na mineralização do C da palha foi observada no tratamento em que a palha com maior
relação C/N foi mantida na superfície do solo. É provável que, nessa condição, a exaustão de
uma fonte específica de C tenha causado o declínio da atividade microbiana até que uma nova
comunidade microbiana tenha se estabelecido para continuar o processo de decomposição,
causando o aumento observado na mineralização do C da palha no período entre 9 e 15 dias.
Após o pico na mineralização do C da primeira para a segunda amostragem, verificado
em todos os tratamentos, observa-se que nos tratamentos com incorporação da palha no solo
não houve oscilações nos fluxos de mineralização do C até o final do experimento. Esse
resultado mostra que, provavelmente, a população microbiana presente originalmente na
palha (filosférica) quando ela foi adicionada ao solo era menos diversa do que aquela que
colonizou a palha quando ela foi incorporada no solo. Essa maior diversidade microbiana
reduz oscilações bruscas na atividade decompositora durante as fases de transição de uma
para outra fonte de C da palha (POTTHOFF et al., 2005). Resultados de Henriksen & Breland
(2002) evidenciaram que a colonização de palha por microrganismos decompositores de
holocelulose, consistindo principalmente de fungos, é favorecida pelo aumento do contato da
palha como o solo.
Apesar da dinâmica de decomposição da palha encontrada no presente trabalho
reforçar a hipótese da existência de uma sucessão microbiana mais eficiente no uso do C da
palha quando ela é incorporada ao solo, é interessante analisar, em trabalhos futuros, grupos
funcionais específicos na comunidade microbiana atuante na decomposição da palha, em
função da sua localização no solo.
4.4 Mineralização do C da palha na superfície do solo em função da adição de N e
da relação C/N
O efeito da adição de N, através dos dejetos líquidos de suínos, sobre a mineralização
do C da palha mantida na superfície, em função da sua relação C/N, pode ser visto nas figuras
5a e 5b. Considerando, inicialmente, a palha com relação C/N de 61/1 e comparando entre si
os três tratamentos com a referida palha é possível avaliar o efeito tanto da quantidade de N
mineral como também da sua localização no solo sobre a mineralização do C da palha.
42
0
1
2
3
4
C
m
i
n
e
r
a
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-
1
)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130
PA Sup
PA Sup + D sup
PA Sup + DInc
PB Sup
PB Sup + D Sup
(a)
0
10
20
30
40
50
60
C
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(
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d
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C
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)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130
Tempo (dias)
(b)
Figura 5. Velocidade de mineralização (a) e mineralização acumulada (b) do C das palhas
com relação C/N alta (PA) e com C/N baixa (PB) adicionadas na superfície do solo (Sup) sem
e com dejetos (D), mantidos na superfície (Sup) ou incorporados (Inc) no solo.
43
O efeito da quantidade de N pode ser visualizado comparando-se os tratamentos em
que a palha foi adicionada na superfície do solo sem o uso de dejetos (PA Sup) e o tratamento
em que os dejetos foram incorporados ao solo antes de adicionar a palha em superfície (PA
Sup + D Inc).
No tratamento PA Sup as fontes de N aos microrganismos decompositores foram o N
da própria palha, mineralizado durante o processo de decomposição, e o N mineral do solo.
Enquanto isso, no tratamento PA Sup + D Inc, além dessas duas fontes de N, ainda havia o N
mineral adicionado com os dejetos. Observa-se que a adição do N dos dejetos no solo, antes
de adicionar a palha em superfície, teve pouco efeito sobre a mineralização do C da palha. Por
outro lado, quando os dejetos foram adicionados juntamente com a palha na superfície do solo
(PA Sup + D Sup) a mineralização do C da palha aumentou significativamente em relação ao
tratamento PA Sup. Esse efeito positivo do N sobre a decomposição também foi observado
por DA LUZ (2007) durante uma incubação conduzida em laboratório durante 95 dias em que
a aplicação de dejetos líquidos juntamente com palha de trigo com relação C/N de 65,2/1
aumentou significativamente a liberação de C-CO
2
quando os dois materiais permaneceram
na superfície do solo.
Considerando a mineralização cumulativa de C durante os primeiros 27 dias, que foi a
fase de decomposição mais ativa (Figura 5a), observa-se que a quantidade de C da palha que
foi mineralizado aumentou de 25% no tratamento PA Sup para 34% no tratamento PA Sup +
D Sup. Quando a mesma quantidade de N mineral foi incorporado ao solo com os dejetos
antes da adição da palha na superfíce (PA Sup + D Inc) o aumento foi de 25 para 29%. Tais
resultados confirmam aqueles de Potthoff et al. (2005) e de Da Luz (2007) e mostram a
importância da localização do N mineral em relação à palha, que é a fonte de C aos
microrganismos. Para que o N afete a mineralização do C da palha ele deve estar disponível
nos sítios ativos de decomposição da palha.
O tratamento P Sup + D Inc do presente trabalho é aquele que mais se aproxima do
uso de dejetos de suínos no campo em sistema de plantio direto em duas situações. A primeira
é quando ocorrem chuvas logo após a aplicação dos dejetos o que, dependendo da quantidade
e da intensidade das chuvas, poderá fazer com que o N mineral aplicado com os dejetos migre
juntamente com a água para além da zona de decomposição da palha. A outra situação refere-
se a uma estratégia ainda pouco utilizada no Brasil para diminuir as perdas de N por
volatilização de amônia e reduzir as perdas de nutrientes por escoamento superficial. Ela
consiste na injeção subsuperficial dos dejetos no solo. Com base nos resultados obtidos no
presente trabalho, em condições de laboratório e mostrados na figura 5b, pode-se inferir que o
44
uso de dejetos líquidos de suínos nessas duas situações terá pouco efeito no aumento da
mineralização do C da palha nos estágios inicias de decomposição. Isso resulta em beneficio
do ponto de vista de qualidade do ambiente, tanto pela redução da emissão de CO
2
como pelo
aumento na permanência da cobertura morta no solo protegendo-o da erosão. Todavia
observa-se na figura 5b, que esse efeito dos dejetos é efêmero já que após 95 dias há uma
tendência de equiparação nas quantidades cumulativas de C mineralizado em todos os
tratamentos.
O efeito do N dos dejetos no aumento da mineralização do C da palha na fase inicial
da decomposição depende da relação C/N da palha, como mostram os resultados da figura 5b.
Observa-se que na palha com relação C/N de 31/1 praticamente não houve aumento na
mineralização do C da palha quando os dejetos foram aplicados sobre a mesma (PB Sup + D
Sup), em relação ao uso da palha sem dejetos (PB Sup). Isso demonstra que, para as
condições de decomposição da palha com C/N de 31/1, a quantidade de N disponível no solo
e a quantidade de N disponibilizado durante o processo de decomposição da própria palha
foram suficientes para atender a demanda biossintética da população de microrganismos
decompositores. Isso não ocorreu na palha com relação C/N de 61/1 já que a mineralização do
C da palha aumentou com a aplicação de N com os dejetos.
As taxas de mineralização do C da palha nos dois tratamentos em que a mineralização
do C da palha foi limitada pela disponibilidade de N (PA Sup e PA Sup + D Inc)
apresentaram uma cinética relativamente próxima entre si e diferente dos demais tratamentos
(Figura 5a). Nos dois tratamentos houve um aumento na mineralização do C da palha entre 9
e 15 dias. A cinética distinta de mineralização do C da palha observada na figura 5a,
sobretudo no tratamento PA Sup, foi atribuída anteriormente a possíveis diferenças na
estrutura da comunidade microbiana de decompositores em função da localização da palha no
solo. Todavia, as diferenças observadas na figura 5a, onde a palha de todos os tratamentos
permaneceu na superfície do solo, sugerem que, além da localização no solo, a relação C/N da
palha também possa afetar a estrutura da comunidade microbiana do solo e, por conseqüência,
a dinâmica de decomposição. Esse aspecto necessita de confirmação em estudos futuros.
45
4.5 Mineralização do C da palha incorporada ao solo em função da adição de N e da
relação C/N
Com a incorporação da palha e dos dejetos no solo a mineralização do C da palha
apresentou um comportamento distinto daquele observado quando ambos foram mantidos na
superfície do solo, sendo que essa diferença ocorreu principalmente na palha com relação C/N
alta. Enquanto a aplicação dos dejetos sobre a palha na superfície do solo teve pouco efeito no
aumento da mineralização do C da palha com C/N baixa e aumentou significativamente a
mineralização do C da palha com C/N alta (Figuras 5a e 5b), a sua aplicação juntamente com
palha e a incorporação de ambos ao solo reduziu significativamente a mineralização do C de
ambas as palhas (Figuras 6a e 6b). Considerando a palha de relação C/N de 31/1 observa-se
na figura 6b que, durante os primeiros 15 dias, aproximadamente 30 % do C incorporado ao
solo com a palha foi mineralizado, independentemente da adição (PB Inc + D Inc) ou não (PB
Inc) de dejetos. A partir dos 15 dias a mineralização do C da palha foi reduzida pela
incorporação conjunta dos dejetos sendo que esse efeito foi aumentando de intensidade com o
passar do tempo. Com a incorporação dos dejetos juntamente com a palha houve uma redução
na mineralização do C da palha de aproximadamente 58 para 44% do C adicionado, ao final
do experimento (Figura 6b). Na palha com C/N de 61/1 não houve diferença, durante os
primeiros 27 dias, na mineralização do C da palha entre incorporá-la ao solo sem (PA Inc) e
com (PA Inc + D Inc) dejetos. A partir dessa data, o comportamento foi semelhante ao
observado com a palha de C/N de 31/1, com redução na mineralização do C da palha pela
aplicação dos dejetos. Na última avaliação realizada, aproximadamente 55% do C da palha
com C/N de 61/1 foi mineralizado com a sua incorporação ao solo e 43% quando a palha foi
incorporada juntamente com os dejetos.
Essa redução na mineralização do C da palha, quando ela foi incorporada ao solo
juntamente com os dejetos, contraria a hipótese de que a aplicação de N favoreceria a
mineralização do C, principalmente da palha com maior relação C/N. Considerando que a
incorporação de ambas as palhas favoreceu a mineralização do C (Figura 4b) esperava-se que
a adição dos dejetos como fonte de N mineral, nessa condição de contato da palha como o
solo, aumentasse ainda mais a mineralização do C da palha. A dificuldade na liberação do
CO
2
do solo com a incorporação dos materiais orgânicos é pouco provável uma vez que a
redução na mineralização do C da palha com a incorporação dos dejetos não foi detectada nos
períodos de maior taxa de mineralização do C da palha. Isso ocorreu após 15 e 27 dias nos
46
tratamentos PB Inc + D Inc e PA Inc + D Inc, quando as taxas de mineralização do C da palha
eram inferiores a 1,2 e 0,5 % do C adicionado dia
-1
, respectivamente.
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Tempo (dias)
(b)
Figura 6. Velocidade de mineralização (a) e mineralização acumulada (b) do C das palhas
com relação C/N alta (PA) e com C/N baixa (PB) incorporadas no solo (Inc), sem e com
dejetos (D) incorporados (Inc) no solo.
47
O fato desse efeito dos dejetos ter ocorrido em ambas as palhas e ter sido detectado em
momentos diferentes nas palhas com relação C/N de 31/1 e 61/1 sugere que ele se deva a
possíveis variações na estrutura da comunidade microbiana ao longo da decomposição. Os
resultados indicam que a incorporação de N mineral com dejetos, juntamente com a palha,
condicionou o desenvolvimento de uma biomassa microbiana mais eficiente no uso do C da
palha do que quando a palha foi incorporada ao solo sem o uso de dejetos. Os fungos
caracterizam-se por apresentarem maior rendimento de assimilação do C durante a
decomposição do que as bactérias. É provável que a população de fungos tenha predominado
sobre a de bactérias quando a palha e os dejetos foram incorporados ao solo. Daí a
importância em tentar avaliar em estudos futuros a composição da população microbiana,
principalmente através do uso de técnicas moleculares.
Caso essa hipótese da população diferenciada de microrganismos, em função da
localização da palha e da disponibilidade de N, se confirme, significa que o cenário mais
favorável do ponto de vista de retenção do C da palha no solo é aquele em que a palha e os
dejetos são incorporados. Todavia, é importante considerar que, sob condições de campo, essa
mobilização do solo no sistema de preparo convencional poderá resultar em perdas
significativas de solo e de C pela erosão. Por isso, a importância de repetir esse trabalho tanto
em condições de laboratório como de campo.
4.6 Mineralização do C da palha com relação C/N baixa em função da adição de N e da
localização no solo.
Na palha com C/N de 31/1, a sua localização no solo e a adição de N com os dejetos,
com a permanência dos dejetos e da palha na superfície do solo, tiveram pouco efeito na
mineralização do C da palha (Figuras 7a e 7b). É importante considerar que o presente
trabalho foi conduzido sob condições de laboratório, em que o N aplicado com os dejetos
sobre a palha permaneceu na zona de decomposição ativa da mesma. Mesmo nessa condição,
a aplicação de N mineral com os dejetos sobre a palha teve pequeno efeito no aumento da
mineralização do C da palha.
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Tempo (dias)
(b)
Figura 7. Velocidade de mineralização (a) e mineralização acumulada (b) do C da palha com
relação C/N baixa (PB) incorporada (Inc) ou mantida na superfície (Sup) do solo, sem e com
dejetos (D) incorporados (Inc) ou mantidos na superfície (Sup) do solo.
49
O aumento máximo proporcionado pelos dejetos ocorreu aos 54 dias, onde a
mineralização do C da palha na superfície do solo aumentou de 46% quando ela foi usada
isoladamente (PB Sup) para 50% quando ela foi usada junto com os dejetos (PB Sup + D
Sup) (Figura 7b), o que corresponde a 50 kg ha
-1
do C adicionado com a palha e a uma
emissão de CO
2
de 183 kg ha
-1
. Com a aplicação dos dejetos sobre a palha (PB Sup + D Sup)
a mineralização do C da palha foi semelhante ao tratamento em que a mesma foi incorporada
ao solo sem dejetos (PB Inc). A incorporação dos dejetos juntamente com a palha reduziu a
mineralização do C da palha conforme discutido anteriormente e cujas causas deverão ser
investigadas em trabalhos futuros.
Com base nesses resultados pode-se inferir que a aplicação de dejetos líquidos de
suínos em plantio direto, sobre resíduos culturais de aveia com relação C/N próxima a 31/1,
tenha pouco ou nenhum efeito sobre a mineralização do C da palha, não influenciando a
emissão de CO
2
para a atmosfera. Tais resultados confirmam aqueles obtidos por Aita et al.
(2006) em que a aplicação de dejetos líquidos de suínos em plantio direto, sobre palha de
aveia com relação C/N de 42,7/1 não afetou a mineralização do C da palha.
As condições de laboratório do presente trabalho podem ser consideradas ótimas à
decomposição da palha, considerando-se a localização respectiva no solo das fontes de C
(palha) de N (dejetos) aos microrganismos decompositores. Sob condições de campo isso
dificilmente ocorrerá em função da ocorrência das chuvas que, dependendo da sua
intensidade, podem promover a transferência do N mineral dos dejetos para além da região
onde está localizada a fonte de C. Por isso, não há expectativa de que a aplicação de dejetos
líquidos de suínos em lavouras sob plantio direto, sobre resíduos culturais de aveia manejada
na fase de florescimento, afete a mineralização do C da palha. Isso porque nesse estádio de
desenvolvimento da aveia a relação C/N dos resíduos culturais situa-se, normalmente, na
faixa de 30 a 40/1 (AITA et al., 2006; GIACOMINI, 2005).
Observando os resultados da figura 7a percebe-se claramente o efeito do contato da
palha com o solo sobre as taxas de mineralização do C da palha, sobretudo no início do
processo de decomposição. Na avaliação feita aos dois dias, o C da palha mantida na
superfície do solo foi mineralizado a uma taxa de 1,2 % do C adicionado dia
-1
enquanto no
tratamento com a incorporação da palha a taxa aumentou para 2,7 % do C adicionado dia
-1
.
Outro aspecto a destacar na figura 7a refere-se ao efeito dos dejetos líquidos sobre os
fluxos inicias de mineralização do C da palha, quando os dois materiais orgânicos foram
mantidos na superfície do solo. Aos dois dias, a aplicação dos dejetos aumentou o fluxo de
mineralização diária do C da palha de 1,2 para 1,8 % do C adicionado dia
-1
. É provável que
50
nesse período inicial, a população microbiana atuante na decomposição dos compostos
carbonados presentes na fração solúvel da palha tenha sido favorecida pelo N mineral
presente nos dejetos.
4.7 Mineralização do C da palha com relação C/N alta em função da adição de N e da
localização no solo.
Contrariamente ao que foi constatado na palha com relação C/N de 31/1, observa-se que na
palha com relação C/N de 61/1 a sua localização no solo afetou a mineralização do C nos
primeiros 64 dias do experimento, com maiores valores no tratamento em que a palha foi
incorporada ao solo (PA Inc) (Figura 8a). Além disso, a aplicação dos dejetos sobre a palha
com C/N de 61/1 e a manutenção de ambos na superfície do solo aumentou significativamente
a mineralização do C da palha durante os primeiros 64 dias. Observa-se na figura 8a que,
quando os dejetos foram aplicados sobre a palha (PA Sup + D Sup) os fluxos de
mineralização do C da palha aumentaram durante as primeiras quatro avaliações de um valor
inicial de 1,4 % do C adicionado dia
-1
aos 2 dias para 2,2 % do C adicionado dia
-1
aos 9 dias.
Quando a palha foi mantida na superfície do solo, sem o uso de dejetos, (PA Sup) os fluxos de
mineralização do C da palha foram menos variáveis durante esse mesmo período, com valores
próximos a 1% do C adicionado dia
-1
. É provável que essa dinâmica observada na
mineralização do C da palha no tratamento PA Sup + D Sup se deva ao N disponibilizado
pelos dejetos aos microrganismos envolvidos na decomposição da fração solúvel da palha.
A palha com relação C/N de 61/1 deve se aproximar da situação de lavoura em que a
aveia é destinada à produção e os resíduos de colheita permanecem na superfície do solo. Os
resultados obtidos no presente trabalho permitem inferir que a aplicação de dejetos líquidos de
suínos no campo, nessa condição, acelere a mineralização do C da palha. Todavia, é preciso
considerar a possibilidade de transferência do N dos dejetos da palha para o solo através das
chuvas, conforme evocado anteriormente. Por isso, no presente trabalho, a condição que mais
se aproxima da aplicação de dejetos em plantio direto no campo é aquela em que os dejetos
foram incorporados ao solo antes da distribuição da palha em superfície (PA Sup + D Inc).
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Tempo (dias)
(b)
Figura 8. Velocidade de mineralização (a) mineralização acumulada (b) do C da palha com
relação C/N alta (PA) incorporada (Inc) ou mantida na superfície (Sup) do solo, sem e com
dejetos (D) incorporados (Inc) ou mantidos na superfície (Sup) do solo
52
Considerando, por exemplo, a amostragem realizada aos 54 dias observa-se que a
aplicação dos dejetos sobre a palha (PA Sup + D Sup) aumentou a mineralização acumulada
do C da palha, em relação ao tratamento PA Sup, de aproximadamente 38 para 48% do C
adicionado (154 kg ha
-1
). Considerando-se o tratamento PA Sup + D Inc o aumento foi de 38
para 41% o que corresponde a 64 kg ha
-1
do C adicionado. Tais resultados sugerem que,
mesmo para uma palha com relação elevada, a aplicação de dejetos líquidos de suínos em
condições de campo tenha pouco efeito sobre a mineralização do C da palha. Todavia, é
importante confirmar essa suposição em experimentos de campo variando a C/N da palha, a
sua localização no solo e a disponibilidade de N.
Na figura 8b percebe-se que ao final do experimento, aos 123 dias, o único dos cinco
tratamentos com a palha de relação C/N igual a 61/1 que diferiu dos demais foi aquele com a
incorporação conjunta no solo da palha e dos dejetos. Nesse tratamento, a mineralização
acumulada do C adicionado ao solo com a palha foi próxima a 43 % enquanto nos outros
quatro tratamentos a mineralização média acumulada do C da palha foi de 55%. Embora esses
resultados indiquem a maior retenção do C da palha no solo quando ela é incorporada junto
com os dejetos e sugira a presença de uma população microbiana diferenciada nessa condição,
é necessário confirmar esses resultados analisando, além da liberação de CO
2
a composição
da população de microrganismos e a variação no tempo das quantidades de C na biomassa
microbiana nos diferentes tratamentos.
4.8 Mineralização do C da palha em função da localização no solo, da adição de N e da
relação C/N
Em cada uma das duas modalidades de uso da palha (superfície ou incorporada) houve
pouca variação na mineralização do C da palha com a adição de N através dos dejetos
líquidos de suínos, independentemente da relação C/N da palha (Figuras 9a e 9b). Quando a
palha permaneceu na superfície do solo, juntamente com os dejetos, a mineralização
acumulada do C adicionado com a palha foi de 56% e 59% para as palhas com relação C/N de
61/1 e 31/1, respectivamente. Quando a palha e os dejetos foram incorporados juntamente no
solo, a mineralização do C foi de 43 % na palha com C/N de 61/1 e de 44% na palha com C/N
de 31/1.
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Tempo (dias)
(b)
Figura 9. Velocidade de mineralização (a) e mineralização acumulada (b) do C das palhas
com relação C/N alta (PA) e com C/N baixa (PB) incorporadas (Inc) ou mantidas na
superfície (Sup) do solo, com dejetos (D) incorporados (Inc) ou mantidos na superfície (Sup)
do solo.
54
O efeito da localização da fonte de N (dejetos) relativamente à fonte de C (palha) foi
avaliado apenas na palha com relação C/N de 61/1. Quando o N dos dejetos foi adicionado no
solo antes de adicionar a palha em superfície (PA Sup + D inc), a mineralização do C da palha
foi menor do que no tratamento em que a palha e os dejetos foram adicionados juntamente na
superfície do solo (PA Sup + D Sup). Esse resultado evidencia que a magnitude do efeito dos
dejetos obre o aumento na mineralização do C depende da proximidade entre os dejetos e a
fonte de C.
55
5 CONCLUSÕES
a) A mineralização acumulada do C da palha ao final do experimento não foi afetada
pela aplicação dos dejetos líquidos de suínos, independentemente da localização da
palha e dos dejetos no solo e da relação C/N da palha;
b) A incorporação ao solo não favoreceu a mineralização do C da palha de aveia,
independentemente da sua relação C/N;
c) Com a incorporação conjunta dos dejetos e da palha no solo houve redução na
mineralização do C da palha, sendo que a magnitude da redução foi semelhante entre
as palhas C/N de 31/1 e de 61/1;
d) A aplicação dos dejetos na superfície do solo favoreceu a emissão de C-CO
2
em
relação à incorporação dos dejetos no solo.
56
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