UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL FACULDADE … · 2020. 8. 11. · ii UNIVERSIDADE FEDERAL...

UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL FACULDADE DE AGRONOMIA

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIA DO SOLO

BALANÇO DE GASES DE EFEITO ESTUFA EM SISTEMAS DE PRODUÇÃO DE GRÃOS NO BIOMA MATA ATLÂNTICA SOB APLICAÇÃO DE ADUBOS

ORGÂNICOS E MINERAIS COMO FONTE DE NITROGENIO

Tatiana Brum Fontoura (Tese)

ii

UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL FACULDADE DE AGRONOMIA

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIA DO SOLO


ORGÂNICOS E MINERAIS COMO FONTE DE NITROGENIO

TATIANA BRUM FONTOURA Engenheira Agrônoma (UFSM)

M.Sc. Ciências (UFPR)

Tese apresentada como um dos requisitos à obtenção do

Grau de Doutor em Ciência do Solo

Porto Alegre (RS) Brasil Março de 2017

CIP – Catalogação Internacional na Publicação

ii

Dedico este trabalho aos meus pais, Maria Helena e Luiz, aos meus

irmãos Adriano e Fabiano.

iii

AGRADECIMENTOS

A Deus, pela vida, benção e proteção.

A minha família por estar ao meu lado em todos os momentos, agradeço

pelo amor, pela educação e por ter mostrado o caminho certo a seguir!

Ao meu namorado Leandro Lunardini Cardoso pelo incentivo na

realização deste curso, amor, amizade e apoio em todas as horas.

Ao professor Cimélio Bayer pela acolhida, orientação, apoio e críticas que

nos fazem evoluir.

A Cecília Sacramento pela amizade e pela ajuda na organização dos

dados dos experimentos, pelos ensinamentos.

A Universidade Federal do Rio Grande do Sul e ao Programa de Pós-

Graduação em Ciência do Solo pela realização deste curso.

Aos professores do PPG Ciência do Solo pelos ensinamentos

transmitidos.

A todos os colegas do Grupo de Pesquisa em Manejo e Conservação do

Solo pelo companheirismo e pela colaboração na realização deste trabalho.

Aos colegas de pós-graduação pela amizade e colaboração recebida

durante o curso.

Aos funcionários do departamento de Solos pela ajuda na execução deste

trabalho, em especial ao Luiz Antônio da Silveira, o Tonho, pela amizade e pelos

ensinamentos.

A Embrapa Trigo pelo financiamento de parte da pesquisa através do

Projeto componente integrado a pesquisa em rede Fluxos.

A EPAGRI e a UFRGS por financiar parte deste estudo disponibilizando

os experimento de Chapecó e Campos Novos e as análises laboratoriais.

Aos pesquisadores da EPAGRI Dr. Evandro Spagnollo, Dr. Milton Veiga,

Dra. Carla Pandolfo e Cirio Parizotto pela condução dos experimentos,

disponibilidade em fornecer os dados e pela ajuda sempre que foi solicitada.

Aos funcionários e estagiários da EPAGRI pela realização das coletas e

análises realizadas em Chapecó e Campos Novos, em especial a Daniela

Oliveira e Seu Santo.

A CAPES pela concessão da bolsa de estudos.

iv

A todos que de alguma maneira contribuíram para a realização deste

trabalho.

Muito obrigada!

v


ORGÂNICOS E MINERAIS COMO FONTE DE NITROGENIO1

Autor: Engª. Agrª. MsC. Tatiana Brum Fontoura Orientador: Prof. Dr. Cimélio Bayer RESUMO O grande volume de dejetos das criações de suínos e aves tem um enorme potencial poluidor, porém apresentam um grande potencial fertilizante, mas potencialmente podem ampliar a emissão de gases de efeito estufa (GEE), em comparação aos fertilizantes minerais. Frente a escassez de informações na região do Sul do Brasil, o objetivo dessa pesquisa foi avaliar o efeito das adubações orgânica e mineral no balanço de C e emissão de GEE em Latossolo no Oeste Catarinense cultivado sob plantio direto. A pesquisa foi baseada em dois experimentos de longa duração (Estudo I 20 anos e Estudo II 9 anos) no Centro de Pesquisa para Agricultura Familiar – CEPAF da Epagri, em Chapecó, SC. No estudo I foram avaliados a aplicação de 240 kg ha-1 de N na forma de adubo mineral (AM) e dejeto de suínos (DS) e um tratamento controle (C), sem adição de N. No estudo II os tratamentos constaram da aplicação de 10 Mg ha-1 de MS de cama de aves (CA) e composto de esterco suíno (CES). Amostras de ar foram coletadas nos anos de 2013/14 e 2014/15, em câmaras estáticas e a concentração de óxido nitroso (N2O) e metano (CH4) determinada por cromatografia gasosa. As amostras de solo para determinação dos estoques de C orgânico foram coletadas em camadas estratificadas até 100 cm de profundidade. No estudo I o estoque de C orgânico no tratamento DS foi 9% superior ao tratamento controle apenas na camada de 0-5 cm, mas não diferiu do estoque de C no tratamento com adubação mineral. As maiores emissões de N2O foram verificadas na primavera/verão, sendo de 328 µg m2 h-1 (AM) 2013/14 e 369 µg m2 h-1 (DS) 2014/15. O maior fluxo de CH4 ocorreu quando da aplicação do adubo mineral (154 µg m-2 h-1) na primavera/verão e o influxo quando da aplicação do dejeto de suínos (-49 µg m-2 h-1) no outono/inverno. O fator de emissão de N2O (% N aplicado que é emitido como N2O) não diferiu entre DS e adubação mineral, e o tratamento com DS apresentou um balanço de GEE (PAG) favorável do ponto de vista ambiental, em comparação ao tratamento com adubação mineral e o controle (sem adição de N). No estudo II o estoque de C orgânico não diferiu entre os tratamentos na profundidade avaliada (0-100 cm) e emissão máxima de N2O foi de 1474 µg m2 h-1 para CA (2013/14) e 552 µg m2 h-1 para CES (2014/15). As emissões de CH4 variaram de -158 µg m2 h-1 a 287 µg m2 h-1. Não houve diferença significativa no FE entre os tratamentos CA e CES. Os tratamentos CA e CES apresentaram balanço de GEE negativo (PAG). Os dejetos de animais utilizados no presente estudo tem potencial para mitigar emissões de GEE pelo maior aporte de C ao solo e produzir grãos com menor impacto ambiental. Palavras-chave – plantio direto, óxido nitroso, metano, potencial de aquecimento global.

1 Tese de Doutorado em Ciência do Solo. Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo, Faculdade de Agronomia, Universidade Federal do Rio Grande do Sul. Porto Alegre. (105p.) Março, 2017. Trabalho realizado com apoio financeiro da CAPES

GREENHOUSE GASES BALANCE OF GRAIN PRODUCTION SYSTEMS IN MATA ATLÂNTICA BIOME UNDER ORGANIC AND MINERAL NITROGEN

FERTILIZATION 1 Author: Engª. Agrª. MsC. Tatiana Brum Fontoura Adviser: Prof. Dr. Cimélio Bayer ABSTRACT The huge amount of poultry manure and swine livestock has a big pollution potential, but in agricultural soils it represents important fertilizer potential. However, it can increase the greenhouse gas emissions (GHG) compared to mineral fertilizers. Facing the lack of information in Southern Brazil, the objective of this study was to evaluate the organic and mineral fertilization effects on C balance and GHG emissions in an Oxisoil at western Santa Catarina state, cultivated under no-tillage. The study was carried out at Centro de Pesquisa para Agricultura Familiar – CEPAF of Epagri, Chapecó, SC. In the Study 1 was evaluated the application of 240 kg ha-1 of N by mineral form (MF) and pig slurry (PS), and a control treatment, with no N fertilization. In the Study 2 was evaluated 10 Mg ha-1 of MS application by poultry litter (PL) and swine manure compost (SMC). Air samples were taken from a static chamber, and methane (CH4) and nitrous oxide (N2O) concentrations were determinated by gas chromatography. Soil samples to evaluate organic C concentration and stocks were collected in stratified layers up to 100 cm depth. In the Study 1, pig slurry treatment had 9 % more soil C stock than control treatment at 0 to 5 cm depth, but had no difference of MF treatment. The N2O emission were higher in the spring/summer, mineral form had 328 µg m-2 h-1 in 2013/14 and pig slurry had 369 µg m-2 h-1 in 2014/15. The highest CH4 fluxes were verified when applied mineral fertilizers (154 μg m-2 h-1) in the spring/summer and was observed CH4 influxes with swine manure application (-49 μg m-2 h-1) in the fall/winter. The N2O emission factor (% of applied N emitted by N2O) did not differ between PS and mineral fertilization, and PS had an environmentally favorable GHG balance (GWP) compared to mineral fertilization and control (without N fertilization). In study II, soil organic C stock did not differ between treatments at 0 to 100 cm depth and maximum N2O emissions was 1474 μg m-2 h-1 for CA (2013/14) and 552 μg m-2 h-1 for CES (2014/15). Methane emissions ranged from -158 μg m-2 h-1 to 287 μg m-2 h-1. CA and CES treatments had no significant difference in EF, but both had negative GHG (GWP) balance. The animal waste has great potential to mitigate GHG emissions by higher C input and grain yield with lower less environmental impacts. Keywords: no-tillage, nitrous oxide, methane, global warning potential.

1 Doctorate Thesis in Soil Science. Graduate Program in Soil Science. Faculty of Agronomy. Federal University of Rio Grande do Sul. Porto Alegre (105p.). March, 2017. Work performed with financial support from CAPES

SUMÁRIO

Página

1. INTRODUÇÃO GERAL .................................................................................. 1

2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA .......................................................................... 3 2.1 Suinocultura .............................................................................................. 3 2.2 Adubação orgânica ................................................................................... 4 2.3 Adubação mineral ..................................................................................... 6 2.4 Impacto dos dejetos animais e adubos minerais no C orgânico do solo e

na emissão de gases de efeito estufa ...................................................... 7 2.4.1 Carbono orgânico do solo ............................................................... 7 2.4.2 Emissão de gases de efeito estufa em solos agrícolas .................. 9 2.4.3 Emissão de oxido nitroso (N2O) ...................................................... 9 2.4.4 Emissão de metano (CH4) ............................................................ 12

2.5 Balanço da emissão de gases de efeito estufa....................................... 13

3. HIPÓTESES ................................................................................................. 15

4. OBJETIVO GERAL ...................................................................................... 16

5. OBJETIVOS ESPECÍFICOS ........................................................................ 16

6. ESTUDO I – BALANÇO DE CARBONO NO SOLO E EMISSÃO DE GASES DE EFEITO ESTUFA SOB APLICAÇÃO DE ADUBAÇÃO MINERAL E DEJETO DE SUÍNOS................................................................................. 17

6.1 RESUMO ................................................................................................ 17 6.2 INTRODUÇÃO ....................................................................................... 18 6.3 MATERIAL E MÉTODOS ....................................................................... 19

6.3.1 Local e caracterização da área experimental ............................... 19 6.3.2 Instalação e condução do experimento ........................................ 20 6.3.3 Tratamentos e delineamento experimental ................................... 20 6.3.4 Avaliações realizadas ................................................................... 21 6.3.4.1 Estimativa do aporte de carbono ao solo pelo dejeto de suínos e resíduos vegetais ................................................................................... 21 6.3.4.2 Coleta e análise dos dejetos de suínos ...................................... 21 6.3.4.3 Carbono orgânico do solo .......................................................... 22 6.3.4.4 Amostragem de ar e análise de N2O e CH4 ................................ 22 6.3.4.5 Fator de emissão de N2O ........................................................... 23 6.3.4.6 Potencial de aquecimento global (PAG) e índice de intensidade de emissão de GEE (IGEE) ........................................................................ 24 6.3.4.7 Variáveis do solo e meteorológicas ............................................ 26 6.3.5 Análise estatística ......................................................................... 27

6.4 RESULTADOS E DISCUSSÃO ............................................................. 28 6.4.1 Condições meteorológicas ........................................................... 28 6.4.2 Aporte de carbono ao solo via dejeto de suínos e resíduos vegetais .............................................................................................................. 28 6.4.3 Carbono orgânico no solo ............................................................. 30 6.4.4 Fluxo e emissão N2O no solo ....................................................... 33 6.4.5 Fator de emissão (FE) .................................................................. 40 6.4.6 Emissão de CH4 no solo ............................................................... 42

ii

6.4.7 Custos em CO2 equivalente .......................................................... 46 6.4.8 Potencial de aquecimento global (PAG) ....................................... 46

6.5 CONCLUSÕES ...................................................................................... 48

7. ESTUDO II – AVALIAÇÃO DA UTILIZAÇÃO DE COMPOSTO DE ESTERCO SUÍNO E CAMA DE AVES SOB O BALANÇO DE CARBONO NO SOLO E A EMISSÃO DE GASES DE EFEITO ESTUFA. ........................................ 49

7.1 RESUMO ................................................................................................ 49 7.2 INTRODUÇÃO ....................................................................................... 50 7.3 MATERIAL E MÉTODOS ....................................................................... 51

7.3.1 Local e caracterização da área experimental ............................... 51 7.3.2 Instalação e condução do experimento ........................................ 51 7.3.3 Tratamentos e delineamento experimental ................................... 52 7.3.4 Avaliações realizadas ................................................................... 52 7.3.4.1 Estimativa do aporte de C ao solo pelos compostos e resíduos vegetais .................................................................................................. 52 7.3.4.2 Coleta e análise dos compostos ................................................. 52 7.3.4.3 Carbono orgânico do solo .......................................................... 53 7.3.4.4 Amostragem de ar e análise de N2O e CH4 ................................ 53 7.3.4.5 Fator de emissão de N2O ........................................................... 53 7.3.4.6 Potencial de aquecimento global (PAG) e índice de intensidade de emissão de GEE (IGEE) ........................................................................ 53 7.3.4.7 Variáveis de solo e meteorológicas ............................................ 54 7.3.5 Análise estatística ......................................................................... 54

7.4 RESULTADOS E DISCUSSÃO ............................................................. 55 7.4.1 Condições meteorológicas ........................................................... 55 7.4.2 Aporte de carbono ao solo via compostos e resíduos vegetais .... 55 7.4.3 Carbono orgânico do solo ............................................................. 57 7.4.4 Emissão N2O no solo .................................................................... 61 7.4.5 Fator de emissão (FE) .................................................................. 68 7.4.6 Emissão CH4 no solo .................................................................... 69 7.4.7 Custos em CO2 equivalente .......................................................... 74 7.4.8 Potencial de aquecimento global (PAG) ....................................... 74

7.5 CONCLUSÕES ...................................................................................... 76

8. CONSIDERAÇÕES FINAIS .......................................................................... 77

9. REFERÊNCIA BIBLIOGRÁFICA ................................................................. 78

10. APÊNCICES ............................................................................................... 91

iii

RELAÇÃO DE FIGURAS

Página

Figura 1 - Nitrificação, desnitrificação e nitrificação desnitrificadora e as enzimas envolvidas (Adaptado de Wrage et al. (2001)). ................................................. 11

Figura 2 - Mapa da América do Sul, Brasil, Estado do Santa Catarina e município de Chapecó mostrando a localização do local do estudo. ................................ 20

Figura 3 - Temperatura média mensal do ar e precipitação observadas durante o período de estudo e média histórica de 1975-2015. ...................................... 27

Figura 4 - Aporte médio anual de C via dejeto de suínos e resíduos vegetais em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de dejeto de suínos (DS), adubo mineral (AM) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. Médias seguidas com letras maiúsculas negrito comparam a adição anual total de C, letras maiúsculas (milho/sorgo/milheto) e minúsculas (aveia/azevém) comparam os tratamentos quanto a adição anual de C via resíduos vegetais pelo teste de Tukey (P<0,10). ................................................................................... 29

Figura 5 - Estoque de carbono na camada de 0 a 100 cm em um Latossolo Vermelho distroférrico, em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. As médias dos tratamentos não diferiram significativamente pelo teste de Tukey (P<0,10). ........................................................................................................... 32

Figura 6 - Taxa de acúmulo de carbono na camada de 0 a 100 cm em um Latossolo Vermelho distroférrico, em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. ns – não significativo. .............................................................................. 33

Figura 7 - Fluxo de N2O em Latossolo Vermelho distroférrico sob plantio direto, submetido à aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação), nos períodos 2013/14 e 2014/15. Chapecó – SC. BM – adubação de base do milho, CM – adubação de cobertura do milho, BA – adubação de base da aveia, CA – adubação de cobertura da aveia. ............... 34

Figura 8 - Teores de NH4+ (a), NO3

- (b), temperatura do solo (c) e porosidade preenchida por água (d) de um Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. BM – adubação de base do milho, CM – adubação de cobertura do milho, BA – adubação de base da aveia, CA – adubação de cobertura da aveia. ...................................................................... 36

Figura 9 - Relação entre intensidade de nitrato, amônia e temperatura do solo no outono/inverno e primavera/verão dos anos 2013/14 (a) e 2014/15 (b) de um Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. O/I – outono/inverno, P/V – primavera/verão. ......................................... 38

Figura 10 - Emissão acumulada de N2O em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suíno

iv

(DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. Médias seguidas pela mesma letra, dentro do ano, não diferiram significativamente pelo teste de Tukey (P<0,10). ........................................................................................................... 40

Figura 11 – Fator de emissão de N2O em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suíno (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. Médias seguidas pela mesma letra, dentro do ano, não diferiram significativamente pelo teste de Tukey (P<0,10). ........................................................................................................... 41

Figura 12 - Fluxo de CH4 em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido à aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação), no período 2013/15. Chapecó – SC. BM – adubação de base do milho, CM – adubação de cobertura do milho, BA – adubação de base da aveia, CA – adubação de cobertura da aveia. .................................................. 43

Figura 13 - Emissão acumulada no outono/inverno e na primavera/verão (a) e emissão líquida anula (b) de CH4 em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. *ns não significativo pelo teste de Tukey (P<0,10). ................................................................................................ 45

Figura 14 - Mapa da América do Sul, Brasil, Estado do Santa Catarina e município de Chapecó mostrando a localização do local do estudo. ................ 51

Figura 15 - Aporte médio anual de C via cama de aves e composto de esterco suíno e resíduos vegetais em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto. Chapecó – SC. Médias seguidas com letas maiúsculas negrito comparam a adição anual total de C, letras maiúsculas (milho), minúsculas (feijão) comparam os tratamento quanto a adição anual de C via resíduos vegetais pelo teste de Tukey (P<0,10). ................................................................................................ 57

Figura 16 - Estoque de carbono na camada de 0 a 100 cm em um Latossolo Vermelho distroférrico, em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. As médias dos tratamentos não diferiram significativamente pelo teste de Tukey (P<0,10). ................................................................................................ 59

Figura 17 - Taxa de acúmulo de carbono na camada de 0 a 100 cm em um Latossolo Vermelho distroférrico, em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. *ns – não significativo pelo teste de Tukey (P<0,10). .......................................................................................................................... 61

Figura 18 - Fluxos de N2O em Latossolo Vermelho distroférrico, em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. ........................................... 62


- (b), temperatura do solo (c) e porosidade preenchida por água (d) de um Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, a submetido a aplicação da cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. AC – aplicação do

v

composto. ......................................................................................................... 64

Figura 20 - Relação entre intensidade de nitrato, amônia e temperatura do solo nos anos 2013/14 (a) e 2014/15 (b) de um Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, a submetido a aplicação da cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. ..................... 66

Figura 21 - Emissão acumulada de N2O em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação), nos anos agrícola 2013/14 e 2014/15. Chapecó – SC. Médias seguidas pela mesma letra, dentro do ano, não diferiram significativamente pelo teste de Tukey (P<0,10). ............................... 68

Figura 22 - Fator de emissão de N2O em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES). Chapecó – SC. ............................................................... 69

Figura 23 - Fluxos de CH4 em um Latossolo Vermelho distroférrico, em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (EA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. AC – aplicação do composto. .......................................................................................................................... 71

Figura 24 - Emissão acumulada (a) e líquida (b) de CH4 em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação), nos anos agrícola 2013/14 e 2014/15. Chapecó – SC. *ns não significativo pelo teste de Tukey (P<0,10). ........................................................................................................... 73

vi

RELAÇÃO DE TABELAS Página

Tabela 1 - Composição média do dejeto de suínos (DS) adicionados ao solo. 21

Tabela 2 - Estimativa de custos anuais das operações e insumos agrícolas, em CO2 equivalente (CO2 equiv. Kg ha-1 ano-1). (Estimados a partir de Lal, 2004 e Spagnollo, comunicação pessoal). ................................................................... 25

Tabela 3 - Teor de carbono orgânico total e estoque de carbono em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de dejeto de suínos (DS), adubo mineral (AM) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC.. 31

Tabela 4 - Rendimento médio de grãos de milho, considerando 2 anos de experimento, potencial de aquecimento global (PAG) e índice de intensidade de emissão de GEE (IGEE), em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. .......................................................................................................................... 47

Tabela 5 - Composição média da cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) adicionados ao solo. .............................................................................. 53

Tabela 6 - Estimativa de custos anuais das operações e insumos agrícolas, de dois anos de avaliação, em CO2 equivalente (CO2 equiv. Kg ha-1 ano-1). (Estimados a partir de Lal, 2004 e Spagnollo, comunicação pessoal). ............. 54

Tabela 7 - Teor de carbono orgânico total e estoque de carbono em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. .................................................................................................................... 58

Tabela 8 - Rendimento médio de grãos de milho, considerando 2 anos de experimento, potencial de aquecimento global (PAG) e índice de intensidade de emissão de GEE (IGEE), em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. .................................................................................................. 75

vii

RELAÇÃO DE APÊNDICES Página

Apêndice 1 - Teores de nutrientes presente no dejeto suíno (DS). ................. 92

Apêndice 2 - Rendimento de grãos (RG), massa seca (MS) e carbono (C)

adicionado pela parte área (PA) e raízes (R) das culturas do milho (Zea mays),

milheto (Pennisetum glaucum), sorgo (Sorghum bicolor), Latossolo Vermelho

distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de dejeto de suíno (DS),

adubo mineral (AM) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. ..................... 93

Apêndice 3 - Massa seca (MS) e carbono (C) adicionado pela parte área (PA) e

raízes (R) das culturas da aveia (Avena strigosa) + azevém (Lolium multiflorum),

Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de

dejeto de suínos (DS), adubo mineral (AM) e controle (sem aplicação). Chapecó

– SC. ................................................................................................................. 98

Apêndice 4 - Teores de nutrientes presente na cama de aves (CA) e no

composto de esterco suíno (CES). ................................................................. 102

Apêndice 5 - Rendimento de grãos (RG) e carbono (C) adicionado pela parte

área (PA) e raízes (R) das culturas milho (Zea mays) e do feijão (Phaseolus

vulgaris) em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a

aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle

(sem aplicação). Chapecó – SC. .................................................................... 103

1. INTRODUÇÃO GERAL

A produção suinícola está em expansão no Brasil com um

crescimento de 6,3% no ano de 2015, levando o país à quarto produtor mundial

com um rebanho de 40 milhões de cabeças e também o quarto maior exportador

de carne suína. Quase metade do rebanho suíno (49,3%) encontra-se na região

Sul, sendo o Estado de Santa Catarina o segundo maior produtor brasileiro com

6,8 milhões de cabeças em 2015, com 16,8% do rebanho nacional (IBGE, 2015;

ANULPEC, 2015). Outro mercado com grande crescimento em 2015 foi o da

avicultura com uma produção de 13,146 milhões de toneladas de carne de

frango, volume 3,58% superior a 2014, colocando o país como segundo produtor

mundial, superando a China, e o país é o maior exportador de carne de frango

(ABPA, 2015). Assim como os suínos a criação de frangos está mais

concentrada na região sul com 45,4% da criação nacional, o estado de Santa

Catarina encontra-se em segundo lugar no ranking com um plantel de 145

milhões de aves, totalizando 10% da criação nacional (IBGE, 2015).

O sistema de criação de suíno e aves é caracterizado pelo confinamento

com elevado número de animais em pequenas áreas, geralmente em pequenas

propriedades. O grande número de animais, apesar de trazer crescimento

econômico para a região, origina o principal problema causado pela atividade

nos dias de hoje, que é o elevado volume de dejetos produzido e a concentração

excessiva de nutrientes em pequenas áreas (Rached, 2009; Kunz et al., 2009).

A forma concentrada como são produzidos esses resíduos em algumas

áreas, traz a preocupação de qual a melhor forma de sua utilização, uma das

formas de destinação do dejeto de animais é a utilização como adubo orgânico

(Basso et al., 2012; Brugnara et al., 2014). A adição de dejeto de animais ao

solo traz benefícios importantes como aumento dos teores de C do solo e

melhoria na fertilidade do solo (Hoffman et al. 2001; Jones et al., 2007), mas

2

quando a utilização excede as necessidades das culturas e a disponibilidade de

áreas aptas para a aplicação destes resíduos (Seidel et al., 2010; Bratti, 2013)

pode ocorrer aumento do impacto ambiental (Petersen et al., 2007; Hou et al.,

2015), principalmente quando não se utilizam critérios técnicos para o melhor

aproveitamento dos nutrientes para minimizar a emissão de GEE (Predomo et

al., 2003; Oliveira & Higarashi, 2006).

As emissões de N2O segundo Pelster et al. (2012) são induzidas por

diferentes fontes de N, o N presente no dejeto (NH4+, NO3

- ou N orgânico) poderá

afetar a produção de N2O durante os processos biológicos de nitrificação e

desnitrificação, a presença de C facilmente decomponível nos dejetos estimula

a desnitrificação (Giacomini et al., 2006; Jones et al., 2007). A concentrações de

CH4 dissolvido presente no dejeto poderá aumentar as emissões de metano

(CH4) logo após a aplicação do dejeto (Sherlock et al., 2002; Ball et al., 2004).

As fontes amoniacais do fertilizantes minerais podem emitir mais lentamente N2O

que as fontes nítricas, pois as fontes nítricas podem sofrer desnitrificação

imediatamente, já as fontes amoniacais precisam ser nitrificadas antes da

desnitrificação (Signor et al., 2013). A emissão de GEE pela aplicação de dejeto

de animais ao solo também depende de como o dejeto é manejado (Broucek,

2017).

A utilização de dejeto de animais como fertilizante orgânico além de fonte

de nutrientes também é fonte de C orgânico ao solo (King et al., 2015) pela

entrada direta de C do próprio dejeto ou pela entrada indireta de C pela produção

de biomassa das culturas (incluindo as raízes) (Whalen & Chang, 2002;

Bhattacharyya et al., 2010; Brar et al., 2015). O aumento do estoque de C

orgânico no solo é uma estratégia para diminuir o potencial de aquecimento

global em sistemas agrícolas (Jarecki et al., 2003; Janzen et al., 2004; Chirinda

et al., 2010).

3

2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

2.1 Suinocultura

O Brasil é o quarto maior produtor mundial de suínos, com 40 milhões de

cabeças. A região Sul concentra a maior produção com 18,7 milhões de cabeças,

sendo o estado de Santa Catarina é o segundo maior produtor com 6,8 milhões

de cabeças, equivalente a quase 17% do rebanho nacional (IBGE, 2015;

ANULAPEC, 2015).

No Brasil, a suinocultura é caracterizada por sistemas intensivos de

produção, tendo como principal característica deste sistema a elevada

concentração de animais em pequenas áreas. O grande número de animais,

apesar de trazer crescimento econômico para a região, origina o principal

problema causado pela atividade nos dias de hoje, que é o elevado volume de

dejetos produzido e a concentração excessiva de nutrientes em pequenas áreas

(Rached, 2009; Kunz et al., 2009).

Os dejetos suínos são constituídos por fezes, urina, água desperdiçada

dos bebedouros, água de limpeza das instalações, resíduo de rações, cerdas,

poeira e outros materiais decorrentes do processo de criação (Diesel et al., 2002,

Gonçalves Junior, 2008), e normalmente são manejados na forma líquida. A

produção média diária de dejetos líquidos é de 4,5 litros por animal (FATIMA,

2014) e, considerando o atual rebanho de Santa Catarina (6,4 milhões de

cabeças), são gerados anualmente 28,8 milhões de m3 de dejetos.

Uma das principais alternativas utilizadas pelos produtores para o

descarte desses resíduos, é a aplicação no solo como fertilizante em áreas com

culturas de grãos e/ou pastagens (Basso et al., 2012). Entretanto, deve-se

avaliar a composição e a quantidade de nutrientes presentes no dejeto, as

características químicas e físicas do solo, os nutrientes requeridos pelas

4

culturas, bem como a época e a topografia do local que será aplicado (Diesel et

al., 2002), além da capacidade de suporte das áreas em receber esses dejetos

pois quando essa capacidade é atingida pode intensificar a poluição dos

recursos naturais (Seidel et al., 2010).

2.2 Adubação orgânica Os principais benefícios no uso de dejetos de animais como adubação

orgânica são a melhoria nas propriedades físicas e na fertilidade do solo. Dentre

as condições físicas do solo destaque deve ser dado ao aumento da taxa de

infiltração da água (Silva et al., 2004) e em relação a fertilidade do solo o

aumento dos teores de MO, o fornecimento de nutrientes tanto pela

mineralização dos dejetos como o pelo aumento nos teores do solo, e o aumento

na capacidade de troca de cátions. O aumento do teor de MO promove também,

entre outros efeitos, a complexação e a precipitação do Al da solução do solo

(Hoffman et al. 2001).

Devido à baixa concentração de nutrientes dos adubos orgânicos,

usualmente é necessário aplicar um grande volume de dejetos líquidos para

suprir à quantidade necessária pelas culturas. Além disso, parte dos nutrientes

estão na forma orgânica e são mineralizados gradualmente e tornados

disponíveis para as plantas (CQFS-RS/SC, 2016). A quantidade de esterco e

outros resíduos orgânicos a ser adicionada em determinada área depende, entre

outros fatores, da composição e do teor de MO dos resíduos, classe textural e

nível de fertilidade do solo, exigências nutricionais da cultura e condições

climáticas regionais (Durigon et al., 2002).

A disponibilidade para as plantas dos nutrientes contidos nos adubos

orgânicos sólidos e líquidos é afetada pela variabilidade nas concentrações de

nutrientes e pelas taxas de liberação no solo (CQFS-RS/SC, 2016). Os nutrientes

presentes em adubos orgânicos, especialmente o nitrogênio e o fósforo,

possuem liberação mais lenta do que os outros minerais, proporcionando

disponibilidade ao longo do tempo, o que favorece em muitas vezes seu

aproveitamento. Conforme Claro (2001), os adubos orgânicos e fertilizantes

minerais solúveis estão sujeitos às mesmas reações químicas com íons

presentes no solo, como complexação do fósforo, lixiviação de nitrato,

volatilização de amônia e imobilização, entre outros.

5

De acordo com Comissão de Química e Fertilidade do Solo dos Estados

do Rio Grande do Sul e Santa Catarina (CQFS-SC/RS, 2016), a quantidade de

C orgânico, nutrientes e matéria seca (MS) encontrada no dejeto liquido suíno é

9 C; 2,8 N; 2,4 P; 1,5 K; 2,0 Ca; 0,8 Mg e 3% de MS, a cama de aves (7 a 8 lotes)

25 C; 3,8 N; 4,0 P; 3,5 K; 4,5 Ca; 1,0 Mg e 75% de MS, o composto de esterco

suíno 42 C; 1,6 N; 2,5 P; 2,3 K; 2,1 Ca; 0,6 Mg e 40% de MS, esses valores são

utilizados como referência quando não se tem a análise do material. Para o

cálculo da quantidade do adubo orgânico a ser aplicado, a partir da necessidade

nutricional da cultura (N, P2O5 e K2O em kg ha-1), pode ser usada a seguinte

formula: A = QD/((B/100)x(Cx100)xD), onde A é a dose do adubo orgânico a ser

aplicada ao solo, em kg ha-1; B é o teor de matéria seca do adubo orgânico, em

%; C é a concentração do nutriente na matéria seca do adubo orgânico, em % e

D o índice de eficiência de cada nutriente. Para o esterco liquido suíno são

utilizadas as quantidades disponíveis de nutrientes pela equação: A = QD/(CxD)

em que A é a quantidade do adubo orgânico a ser aplicada ao solo, em m3 ha-1;

C é a concentração do nutriente do adubo orgânico, em kg m-3 e, D é o índice de

eficiência de cada nutriente.

O dejeto liquido suíno em função de suas características químicas, é

considerado uma excelente fonte de nutrientes (Adeli & Varco, 2001) podendo

substituir em parte ou totalmente a adubação química (Menezes et al., 2003).

Por ser um resíduo que contém altos teores de MO e de outros nutrientes,

principalmente o N e P, o DLS pode melhorar as propriedades físicas e as

características químicas e biológicas do solo, o que possibilita seu

aproveitamento na agricultura como fornecedor de nutrientes e elementos

benéficos ao desenvolvimento e à produção das plantas (Scherer et al., 2007),

reduzindo os custos de produção. O N é um dos principais constituintes do

esterco líquido de suínos e 50% desse nutriente é encontrado na forma mineral,

ao ser aplicado, tem efeito imediato no crescimento das plantas (Ceretta et al.,

2003).

Nos dejetos líquidos suínos os nutrientes apresentam-se sob diferentes

formas quanto a sua disponibilidade (Scherer et, al., 1996), o que implica em

adotar práticas para potencializar o seu uso. O fato dos dejetos de suínos

possuírem nutrientes em quantidades desbalanceadas dificulta a utilização de

referenciais para a recomendação de doses. Contudo, a utilização de 40m3 ha-1

6

de dejeto líquido de suínos proporcionou incremento médio de 22 sacas de milho

ha-1, sendo equivalente a uma aplicação de 40kg ha-1 de N na forma de ureia e

isso motivou Scherer et al. (1986) a citar essa dose como um referencial.

Os maiores rendimentos das plantas cultivadas com aplicação de dejeto

liquido suíno, em geral, são frutos de uma melhoria no seu estado nutricional,

especialmente no que se refere à disponibilidade de N. Ceretta et al. (2005), em

experimento num Argissolo distrófico arênico com diferentes doses de DLS,

durante dois anos na rotação de aveia preta/milho/nabo forrageiro, observaram

incrementos na absorção de N de 229 a 339%, de P de 478% e de K de 117 a

520% para a dose de 80m3 ha-1, em relação à testemunha. Durigon et al. (2002),

trabalhando em pastagem natural durante 4 anos, obtiveram um aproveitamento

do N de 29 e 23%, do P de 8,1 e 5,8%, do K de 45 e 32%, do Ca de 43 e 29% e

do Mg de 70 e 50% para as doses de 20 e 40m3 ha-1 de DLS, respectivamente.

O composto de esterco de suínos apresenta aproximadamente 40% de

massa seca, teor muito mais elevado do que os menos de 3% presentes em DLS

(CQFS-SC/RS, 2016). À medida que acontece o aumento do conteúdo de

massa seca dos dejetos, ocorre também o aumento da concentração de

nutrientes, tornando os dejetos mais valorizados, do ponto de vista agronômico

(Honeyman, 2005). Essa concentração de nutrientes se deve, principalmente, à

evaporação da fração líquida dos dejetos, em decorrência do calor produzido

através do processo de compostagem, além de não haver a diluição desses

resíduos, como acontece nos sistemas tradicionais de criação de suínos

(Oliveira, 2003).

2.3 Adubação mineral Os adubos minerais são sais inorgânicos de diferentes solubilidades. A

eficiência agronômica depende da sua solubilidade e das reações químicas com

o solo (CQFS-RS/SC, 2016). Quantidades adequadas de fertilizantes, modo e

época recomendados de aplicação definem o programa de adubação de uma

cultura, que pode variar em função das condições do solo, da planta e do

ambiente (Fontes, 1987; Filgueira, 2000).

O N é um nutriente muito importante para se obter altos rendimentos nas

culturas, pois apresenta função estrutural importante, sendo componente de

aminoácidos, amidas, proteínas, ácidos nucleicos, nucleotídeos, coenzimas,

7

hexoaminas, clorofila e metabólitos secundários como alcalóides, glicosídeos

cianogênicos, glucosinolatos e aminoácidos não protéicos que atuam na defesa

da planta (Malavolta et al., 1997; Taiz & Zeiger, 2004). Este macronutriente está

relacionado com os mais importantes processos bioquímicos e fisiológicos que

ocorrem na planta, tais como fotossíntese, respiração, desenvolvimento e

atividade das raízes, absorção iônica de outros nutrientes, crescimento e

diferenciação celular (Carmello, 1999).

Em geral, o N é o elemento que as plantas necessitam em maior

quantidade, porém, devido à multiplicidade de reações química e biológica, à

dependência das condições ambientais e ao seu efeito no rendimento das

culturas, o nitrogênio é o elemento que apresenta maiores dificuldades de

manejo na produção agrícola, sendo as formas preferenciais de absorção de N

pelas plantas são a amônia (NH4+) e o nitrato (NO3

-) (Machado, 2009).

Os fertilizantes nitrogenados utilizados na agricultura são solúveis em

água (ureia, nitrato de amônio e sulfato de amônio), devido a solubilidade ocorre

rápida liberação de NH4+ e NO3

- no solo, sendo um dos fatores que favorecem a

emissão de N2O do solo (Stehfest & Bouwman, 2006).

2.4 Impacto dos dejetos animais e adubos minerais no C orgânico do solo e na emissão de gases de efeito estufa

2.4.1 Carbono orgânico do solo

O carbono na Terra está distribuído em quatro compartimentos principais

que são os oceanos, atmosfera, formações geológicas e os ecossistemas

terrestres. O maior compartimento está presente nos oceanos (38000 Pg C),

seguido das formações geológicas (5000 Pg C), o solo representa o maior

compartimento de carbono nos ecossistemas terrestres (2500 Pg C)

aproximadamente 4 vezes o compartimento de carbono da vegetação e 3,3

vezes o carbono da atmosfera, é constituído pelo carbono orgânico (1500 Pg C)

e mineral (1000 Pg C) (Machado, 2005). Segundo Cerri et al. (2006)

considerando a camada de 0-30 cm de profundidade, o solo é responsável por

estocar aproximadamente 800 Pg C, quase a mesma quantidade presente na

atmosfera.

Devido à importância que o solo desempenha em estocar carbono tem-se

buscado práticas de manejo que possam manter ou aumentar os estoques de

8

carbono no solo (Diekow et al., 2005). Entre as práticas de manejo para o

aumento do carbono no solo estão o sistema plantio direto pela redução na taxa

de decomposição (Six et al., 2000; Chen et al., 2009) e a adubação com dejeto

de animais que pode aumentar o aporte de carbono no solo pela entrada de C

do próprio dejeto ou pelo aumento da produção de biomassa das culturas

(incluindo as raízes) (Bhattacharyya et al., 2010; Stainer et al., 2012; Nayak et

al., 2012; Maillard et al., 2015).

O aumento dos estoques de C do solo pela adição de dejeto de animais

depende do manejo do dejeto (Gringnami et al., 2007), a taxa de aplicação do

dejeto (Franzluebbers et al., 2001) e do tempo de aplicação (Jokela et al., 2009).

Várias pesquisas ao longo do tempo tem demonstrado o aumento do C orgânico

do solo com a utilização de dejeto de animais. Gami et al. (2009) após 25 anos

de aplicação de dejeto bovino observou aumento de 19,1 Mg C ha-1, na camada

de 0-30 cm, comparando com controle sem fertilização. Sainju et al. (2008)

comparando a utilização de fertilizante mineral e cama de aves observaram

aumento no estoque de C na camada de 0-20 cm de 3,2 Mg C ha-1 para cama

de aves.

A utilização de dejetos com baixa teor de MS e C orgânico, pode acarretar

em aumento da atividade microbiana, apenas mantendo ou até reduzindo os

estoques de C no solo, pela maior mineralização da MO (Rodio, 2014). Como

pode-se verificar com a utilização de dejeto liquido suíno que pode aumentar as

concentrações de carbono orgânico no solo ao longo do tempo (Lourenzi et al.,

2011; Lou et al., 2011; King et al., 2015), mas nem sempre este aumento é

verificado (Scherer et al., 2010) devido à baixa relação C/N.

No Brasil foram realizados estudo em sistema plantio direto para verificar

o efeito da adição de dejeto liquido suíno no carbono orgânico do solo, entre eles

Mafra et al. (2014) e Mafra et al. (2015) verificaram aumento no estoque de

carbono orgânico no solo, o mesmo foi observado por Lourenzi et al. (2011) que

após oito anos de aplicação de dejeto suíno observaram aumento da matéria

orgânica do solo em camadas mais profundas do solo. Arruda et al. (2010) não

observaram influencia pela adição de dejeto liquido suíno nos teores de carbono

orgânico no solo, apenas uma variação em profundidade.

Pelster et al. (2012) comparando as emissões de N2O com a utilização de

nitrato de cálcio, dejeto de aves, dejeto liquido bovino e dejeto liquido suíno, em

9

dois tipos de solos, durante dois anos sugerem que o aumento das emissões de

N2O ocorre em solos com baixo teor de C. Demonstrando a importância da

manutenção de estoques de C no solo como uma estratégia para diminuir o

potencial de aquecimento global em sistemas agrícolas (Jarecki et al., 2003;

Janzen et al., 2004; Chirinda et al., 2010).

No solo pode ocorrer o chamado efeito “priming” que é a rápida mudança

dos teores de C orgânico ou nitrogênio do solo, podendo ocorrer mineralização

do C e N, pela adição de materiais com baixa relação C/N, ou imobilização

líquida, pela adição de materiais com alta relação C/N (Buso & Kliemann, 2003).

Com a adição de adubação mineral ao solo poderá ocorrer o efeito “priming, pelo

aumento da taxa de mineralização no solo, pela maior disponibilidade de N aos

microrganismos (Cardoso et al., 2011), ocorrendo menor acúmulo de C no solo.

2.4.2 Emissão de gases de efeito estufa em solos agrícolas

Os principais gases de efeito estufa (GEE) emitidos em solos agrícolas

são o dióxido de carbono (CO2), metano (CH4) e o óxido nitroso (N2O). Em

comparação ao CO2, o CH4 e o N2O apresentam um potencial de aquecimento

global (PAG) 25 e 298 vezes maior, respectivamente, considerando um horizonte

de 100 anos. (IPCC, 2007).

A atividade agropecuária no Brasil, em 2012, foi responsável por 62% das

emissões de CH4 e 38% das emissões de N2O. Essas emissões são

principalmente devido à fermentação entérica do gado, adubação nitrogenada,

manejo de dejetos animais, solos agrícolas, cultivo de arroz irrigado e queima de

resíduos agrícolas (MCTI, 2014).

2.4.3 Emissão de oxido nitroso (N2O)

As emissões de N2O são de grande importância pois ele pode permanecer

na atmosfera por mais de 114 anos e possui um potencial de aquecimento global

298 vezes maior que o CO2 (Signor et al., 2013). Solos agrícolas são as principais

fontes antropogênicas de N2O (IPCC, 2007).

As emissões de N2O pela agricultura são favorecidas pelo aumento da

disponibilidade das formas minerais de nitrogênio no solo, resultante da

10

aplicação de fertilizantes sintéticos e adubos orgânicos, adição de resíduos

agrícolas e dejetos de animais (MCTI, 2015).

A maior parte do N2O é produzido por meio de processos biológicos de

nitrificação e desnitrificação (Signor et al., 2013). Os processos de nitrificação e

desnitrificação podem ocorrer simultaneamente no solo, pois no interior dos

agregados pode ocorrer microssítios de aerobiose (nitrificação) e de anaerobiose

(desnitrificação) (Giacomini et al., 2006).

A nitrificação é um processo aeróbio que promove a oxidação do amônio

(NH4+) a nitrato (NO3

-), e está diretamente relacionada ao suprimento de NH4+

(Baggs & Philiport, 2010), mediado principalmente por bactérias autotróficas em

duas etapas: nitritação, na qual o NH4+ é oxidado a NO2

- por Nitrosomonas sp.,

Nitrosospira sp. e Nitrosococcus sp., e a nitratação, em que o NO2- é oxidado a

NO3- por Nitrobacter sp., Nitrosospira sp. e Nitrococcus sp. (Moreira & Siqueira

2006). Também existe outro processo de formação do N2O chamado de

nitrificação desnitrificadora é realizada por apenas um grupo de microrganismos

chamados autotróficos oxidadores de amônia (Wrage et al., 2001) (Figura 1).

A desnitrificação é o processo de redução do nitrato (NO3-) ou nitrito (NO2

-

) a N gasoso, realizado por bactérias heterotróficas anaeróbias facultativas

(principalmente do gênero Pseudomonas) e utilizam o NO3- como aceptor final

de elétrons na respiração (Wrage et al., 2001), depende da disponibilidade de

carbono orgânico e nitrato (Signor et al., 2013; Giacomini et al., 2006) (Figura 1).

11

Figura 1 - Nitrificação, desnitrificação e nitrificação desnitrificadora e as enzimas envolvidas (Adaptado de Wrage et al. (2001)). Além das emissão de N2O para a atmosfera também pode ocorrer o

consumo de N2O pelo solo, apesar destes fatores não estarem bem claros, a

baixa disponibilidade de N e O2 nos solos pode estar associado ao consumo,

pois são condições que favorecem a redução do N2O a N2 (Signor et al., 2013).

Firestone & Davidson (1989) propuseram o modelo conceitual ‘hole-in-the-pipe’

sugerindo que a produção de NO e N2O estão relacionados com a

disponibilidade de N no solo (Signor et al., 2013). O modelo propõem três níveis

de controle de emissões de N2O do solo para a atmosfera, no nível os fatores

que controlam as taxas de desnitrificação e nitrificação, no nível dois os fatores

que regulam as proporções entre os produtos finais destes processos e o nível

três os fatores que controlam o consumo destes gases na matriz do solo

(Chapuis-Lardy et al., 2007).

A atividade microbiana do solo pode ser determinada pela temperatura e

pela umidade do solo. Segundo Moreira & Siqueira (2006), essa atividade é

NO2- NO N2O N2

Nitrificação NO3- Desnitrificação

N2O

NH3 NH2OH NO2- NO N2O N2

Amônia Hidroxilamina Nitirto Óxido Óxido monooxigenase oxidoredutase redutase nítrico nitroso redutase redutase

Nitrificação desnitrificadora

12

maior com temperaturas em torno de 28°C e diminuem com temperaturas

menores que 25°C e maiores que 35°C. Havendo aumento da temperatura do

solo, poderá ocorrer consumo de O2, criando microssítios de anaerobiose,

favorecendo a emissão de N2O por desnitrificação. Em estudo avaliando a

emissão de N2O em áreas com aplicação de adubação mineral, Rochette et al.

(2000) observaram que os fluxos de N2O aumentaram ligeiramente após período

de chuvas, mostrando a influência da umidade para a formação de N2O no solo.

Estima-se que a formação de N2O em solos é beneficiada por valores de

porosidade preenchida por água (PPA) de aproximadamente 80%. Ruser et al.

(2006) sugerem que a desnitrificação ocorre com PPA superior a 60% e a

nitrificação com PPA inferior a 60%. Várias pesquisas reportam valores de PPA

entre 65% e 75% (Gomes, 2006; Escobar, 2010; Bastos, 2014). Giacomini et al.

(2006), em estudo realizado sob sistema plantio direto e preparo reduzido,

ambos com palha de aveia e aplicação de dejeto líquido suíno, observaram

maiores fluxos de N2O três dias após a aplicação do DLS no sistema PD e

atribuíram essa maior emissão ao alto valor de PPA neste sistema, resultante de

chuva anterior a avaliação.

O pH solo é outro fator importante na emissão de N2O. Quando o processo

de emissão for a desnitrificação, valores elevados de pH diminuem as emissões

e, quando o processo dominante for a nitrificação, o pH alto estimula às emissões

de N2O (Signor et al., 2013).

2.4.4 Emissão de metano (CH4)

O CH4 é um dos principais gases de efeito estufa e apresenta potencial de

aquecimento global 25 vezes superior ao CO2 (IPCC, 2007). O CH4 é

responsável por cerca de 16% do efeito estufa. Karakurt et al., (2012) estimam

que 40% da emissões de CH4 são de fontes naturais e 60% da emissões são de

fontes antropogênicas, sendo que a agricultura contribui com aproximadamente

50% das emissões de CH4.

No solo o CH4 é produzido pela metanogênese em condições anaeróbias,

condição comum em solo inundado. Em condições aeróbias, o solo pode

funcionar como dreno de CH4 atmosférico, pois o metano é usado como fonte de

carbono por microorganismos metanotróficos, contribuindo com 10% da

oxidação global do CH4 (Lowe, 2006). As emissões de CH4 do solo são resultado

13

do balanço entre a produção por metanogênese e da oxidação por

metanotróficos (Baggs et al., 2006).

Alguns fatores afetam os fluxos de CH4 no solo, entre eles estão a

disponibilidade de água, adição de fertilizantes nitrogenados e dejetos de

animais, textura do solo. A oxidação do CH4 diminui quando a umidade do solo

aumenta, devido à baixa difusão de O2 pelos poros preenchidos por água (Del

Grosso et al., 2000), sendo favorecida a metanogênese. A adubação

nitrogenada influencia na diminuição da oxidação do CH4 do solo, pois o NH4+

atua como inibidor da oxidação do CH4, através da competição pela enzima

mono-oxigenase, encarregada de catalisar a oxidação do CH4 (Boeckx et al.,

1997), e também pela acidificação do solo causada pela adubação nitrogenada

que pode interferir na população de bactérias metanotróficas interferindo na

oxidação do CH4 (Hüstch, 1998).

A utilização de dejetos de animais pode favorecer a emissão de CH4, logo

após a aplicação dos mesmo, pela liberação de CH4 dissolvido a partir do dejeto

(Chain & Parkin (2001); Ball et al., 2004). Sherlock et al., (2002) encontraram

fluxos de 39,3 g C-CH4 ha-1 h-1 logo após a aplicação do dejeto líquido suíno e

houve uma diminuição para 10 g C-CH4 ha-1 h-1, 6 horas após a aplicação,

segundo os autores o fato pode ser explicado pela existência de CH4 dissolvido

em dejetos armazenados e após aplicação no solo são rapidamente emitidos

para a atmosfera. A textura do solo também influencia na oxidação do CH4. Solos

com textura mais arenosa apresentam maior oxidação que solos com textura

argilosa (Boeckx et al., 1997).

2.5 Balanço da emissão de gases de efeito estufa

O balanço da emissão de gases de efeito estufa (GEE) pode ser

determinado a partir da emissão de CO2, N2O e CH4 do solo, que são os

principais GEE influenciados por práticas agrícolas como o uso de dejetos

animais e fertilizantes minerais. As emissões de CO2 são calculadas a partir da

variação dos estoques de C orgânico no solo. Além dos três GEE, a emissão de

GEE para a produção dos insumos e a realização das operações agrícolas,

expressos em quantidades equivalentes de CO2 (CO2 equiv), também são

considerados (Lal, 2004; IPCC, 2007). Esse balanço de GEE é reportado

14

algumas vezes como PAG – Potencial de Aquecimento Global de determinado

sistema de produção, e leva em consideração o potencial de aquecimento de um

gás (IPCC, 2013). Neste sentido, em comparação ao CO2 que apresenta um

potencial de aquecimento igual a 1, o CH4 apresenta um potencial de

aquecimento de 25 e o N2O de 298, para um horizonte de tempo de 100 anos

(Forster et al., 2007; IPCC, 2013).

No que se refere ao balanço de GEE, usualmente o impacto dos sistemas

de manejo ou práticas agrícolas nos estoques de C orgânico do solo e nas

emissões de N2O são os fatores que contribuem mais expressivamente para a

variação do potencial de aquecimento global de sistemas de produção agrícola

(Gomes, 2006; Pappa et al., 2011).

Pode-se relacionar o PAG com o rendimento das culturas por meio do

índice de intensidade das emissões de gases de efeito estufa (IGEE) (Moiser et

al., 2006; Zang et al., 2012). Segundo Zschornack (2011), a utilização deste

índice pode servir como uma ferramenta para avaliar a efetividade de sistemas

ou práticas de manejo em produzir alimentos/fibras com a menor emissão de

GEE por unidade de produto.

15

3. HIPÓTESES

A aplicação de doses equivalentes de N por dejeto de suínos determina

maiores emissões de N2O do que quando da aplicação com ureia. Apesar disso,

o potencial de aquecimento global de sistemas em que se utiliza adubação DS

é menor do que com fertilizantes minerais em decorrência do acúmulo de C no

perfil do solo em plantio direto.

A utilização de adubação orgânica com esterco de aves e composto de

esterco suíno tem potencial para mitigar as emissões de gases de efeito estufa

em plantio direto, em comparação a sistemas exclusivamente com fertilizantes

minerais.

16

4. OBJETIVO GERAL Avaliar o efeito das adubações orgânica e mineral no balanço e emissão

de gases de efeito estufa em Latossolo Vermelho distroférrico no Oeste

Catarinense, em plantio direto.

5. OBJETIVOS ESPECÍFICOS

Avaliar o efeito da adição de nitrogênio nas formas orgânica e mineral na

emissão de óxido nitroso e metano e o balanço destes gases em plantio direto.

Avaliar o estoque de carbono orgânico no solo submetido a adubação

orgânica com dejeto de suíno, composto de esterco suíno, cama de aves e

adubação mineral.

Determinar o fator de emissão de N2O para o N proveniente de dejeto de

suíno, composto de esterco suíno, cama de aves e da adubação mineral.

Avaliar o potencial de aquecimento global de áreas com aplicação de

adubação orgânica e mineral, a partir do balanço do carbono no solo, emissão

de óxido nitroso e metano, das emissões de GEE na produção de insumos e

realização das operações agrícolas (custos CO2 eqiv).

17

6. ESTUDO I – BALANÇO DE CARBONO NO SOLO E EMISSÃO DE GASES DE EFEITO ESTUFA SOB APLICAÇÃO DE ADUBAÇÃO MINERAL E DEJETO DE SUÍNOS.

6.1 RESUMO A mudança no uso dos solos agrícolas tem sido considerada responsável

pelo aumento da concentração na atmosfera de gases de efeito estufa (GEE), sendo a adubação nitrogenada uma fonte importante nas emissões. Assim o objetivo deste estudo foi avaliar o efeito da adubação orgânica e mineral sobre o balanço de carbono no solo e a emissão de GEE em sistema plantio direto. O estudo foi conduzido no Centro de Pesquisa para Agricultura Familiar – CEPAF da Epagri (Chapecó/SC), em experimento de longa duração (20 anos) em um Latossolo Vermelho distroférrico. Os tratamentos avaliados foram: sem adição de nitrogênio, aplicação de 240 kg de N ha-1 de na forma de adubo mineral (AM) (ureia) e 240 kg N ha-1 na forma de dejeto de suínos (DS). Amostras de ar foram coletadas em câmaras estáticas e a concentração de óxido nitroso (N2O) e metano (CH4) foi determinada por cromatografia gasosa. Simultaneamente parâmetros do solo (temperatura do solo, teor de NH4

+, NO3-) foram avaliados a

10 cm de profundidade e variáveis meteorológicas (temperatura do ar e precipitação) obtidas da estação meteorológica da CEPAF-Epagri. O potencial de aquecimento global (PAG) foi calculado levando-se em consideração o estoque de carbono do solo, as emissões acumuladas de óxido nitroso e metano e os custos das operações realizadas e os insumos utilizados ao longo do experimento. Houve diferença no teor de C orgânico do solo entre os tratamentos, na camada de 0-5 cm e para o estoque de C do solo não foi observada diferença significativa entre os tratamentos. Os maiores fluxos de N2O foram observados quando da aplicação do adubo nitrogenado mineral (328 µg m-2 h-1) e a menor no tratamento controle (-10 µg m-2 h-1) sendo que as maiores emissões ocorreram imediatamente após a aplicação das adubações, principalmente no período da primavera/verão. No período de 2013/14 não houve diferença entre os tratamentos para a emissão acumulada. No ano de 2014/15 a emissão acumulada de N2O foi maior no tratamento com dejeto de suíno (5,69 kg ha-1) e na adubação mineral (3,95 kg ha-1). As emissões de N2O apresentaram relação linear positiva com a intensidade de NH4

+, NO3- e

temperatura do solo. Para CH4 os fluxos foram semelhantes ao N2O tendo ocorrido após a realização das adubações. O maior fluxo de CH4 ocorreu quando da aplicação do adubo mineral (154 µg m-2 h-1) e o influxo quando da aplicação do dejeto de suínos (-49 µg m-2 h-1). A emissão acumulada de CH4 variou de -0,33 kg ha-1 a 0,69 kg ha-1, não tendo havido diferença entre os períodos avaliados. O potencial de aquecimento global (PAG) foi positivo para a adubação

18

mineral e o controle, tendo variado de 63,08 kg CO2eq ha-1 ano-1 a -2511,62 kg CO2eq ha-1 ano-1. O dejeto de suínos foi responsável por reduzir em 2511,62 kg CO2eq ha-1 ano-1 (2013/14) e 1353,33 kg CO2eq ha-1 ano-1 (2014/15) as emissões de GEE para a atmosfera.

6.2 INTRODUÇÃO A suinocultura tem grande importância econômica para o Brasil, pois o

país encontra-se em quarto lugar na produção mundial e na exportação de carne

suína, sendo o estado de Santa Catarina o segundo maior produtor (IBGE,

2015). Essa atividade é desenvolvida principalmente em sistema intensivo e em

pequenas propriedades fazendo com que ocorra grande produção e acúmulo de

dejeto de suínos (DS), uma das alternativas de baixo custo encontrada pelos

produtores é a utilização do dejeto como fertilizante (Basso et al., 2012). Mas

quando não é respeitada a capacidade das plantas em absorver os nutrientes e

a capacidade do solo em suportar essa carga, o DS torna-se um poluente do

solo, água e da atmosfera (Seidel et al., 2010).

Com a utilização do DS como fertilizante, podem ocorrer perdas de óxidos

de nitrogênio para a atmosfera, sendo o óxido nitroso (N2O) o que causa maior

preocupação pois contribui com o efeito estufa (Giacomini et al., 2006). O DS

contribui com a emissão de N2O, pois o nitrogênio presente no dejeto encontra-

se de 40 a 60% na forma de amônio (NH4+) (Scherer et al., 1996) e também

contém carbono facilmente decomponível que é assimilado rapidamente pelos

microorganismos, favorecendo os processos de desnitrificação e nitrificação. As

emissões de metano (CH4), também ocorrem logo após a aplicação do DS,

devido a concentrações de CH4 dissolvido presente no dejeto (Sherlock et al.,

2002; Ball et al., 2004).

No Brasil a agropecuária, em 2012, foi responsável por 37% das emissões

de gases de efeito estufa (GEE) e as mudanças de uso da terra contribuíram

com 15% das emissões (MCTI, 2014). O aumento das concentrações de CO2

ocorre devido à queima de combustíveis fósseis e às mudanças do uso da terra

(IPCC, 2013). A concentração de N2O deve-se principalmente à utilização de

fertilizantes nitrogenados e a queima de combustíveis fósseis. No solo, o N2O é

produzido pelos processos biológicos de nitrificação e desnitrificação (Signor et

al., 2013) sendo um dos principais gases de efeito estufa com potencial de

aquecimento global 298 vezes maior que o CO2 (IPCC, 2007). O CH4 é

19

considerado o segundo mais importante GEE, possui potencial de aquecimento

global 25 vezes superior ao CO2 (IPCC, 2007), sendo suas emissões resultado

do balanço entre a produção por bactérias metanogênicas e da oxidação por

metanotróficas (Baggs et al., 2006).

Neste sentido, o presente estudo propõe avaliar, em experimento de longa

duração, o balanço do C no solo e a emissão de GEE em Latossolo subtropical

em plantio direto submetido por 20 anos à adubação orgânica e mineral, no

município de Chapecó/SC.

6.3 MATERIAL E MÉTODOS

6.3.1 Local e caracterização da área experimental O estudo foi realizado em experimento de longa duração (20 anos)

localizado no município de Chapecó/SC (Figura 2), com coordenadas 27º 07' S

e 57º 37' W e 679 m de altitude. O solo é classificado como Latossolo Vermelho

distroférrico (Embrapa, 1999) em plantio direto. O clima da região é classificado

como Cfa (subtropical úmido com verão quente), segundo a classificação de

Köppen.

20

Figura 2 - Mapa da América do Sul, Brasil, Estado do Santa Catarina e município de Chapecó mostrando a localização do local do estudo.

6.3.2 Instalação e condução do experimento

O experimento foi instalado em 1996 e conduzido em plantio direto.

Quando da instalação do experimento, o solo da área apresentava nas camadas

de 0-10 e 10-20 cm, respectivamente: pH em água de 5,8 e 5,7; 0 e 0 cmolc dm-

3 de Al trocável; 5,3 e 4,5 cmolc dm-3 de Ca trocável; 3,2 e 2,6 cmolc dm-3 de Mg

trocável; 9,0 e 6,2 mg dm-3 de P extraível (Mehlich-1); 155 e 126 mg dm-3 de K

extraível (Mehlich-1); 3,89 e 4,38 cmolc dm-3 de H+Al; 58 e 49% de saturação por

bases; 0% de saturação por Al, 34 e 26 g dm-3 de matéria orgânica; 440 e 470 g

kg-1 de argila. As culturas cultivadas anualmente no experimento variaram

segundo três fases: 1996 a 1999 – aveia preta/milho; 2000 a 2010 –aveia preta

ou azevém/sorgo ou milheto; a partir de 2011 – aveia preta/milho.

6.3.3 Tratamentos e delineamento experimental

O delineamento experimental é de blocos ao acaso com três repetições.

As unidades experimentais apresentam área total de 5 x 6 m e uma área útil de

20 m2 para coleta de solo e avaliação da produtividade das culturas. O

tratamentos do experimento são: T0, T60, T120, T180 e T240 kg de N ha-1,

21

sendo as fontes de N utilizadas dejeto de suínos e a ureia. Os tratamentos

selecionados para o presente estudo foram: tratamento controle - sem aplicação

de nitrogênio (0 N), com aplicação anual de 240 kg ha-1 (120 kg na cultura de

verão e 120 kg na cultura de inverno) na forma de ureia, e 240 kg de N ha-1 na

forma de dejetos de suínos (com distribuição idêntica à anterior, 120 kg ha-1 +

120 kg ha-1).

6.3.4 Avaliações realizadas

6.3.4.1 Estimativa do aporte de carbono ao solo pelo dejeto de suínos e resíduos vegetais

O aporte de carbono pelos resíduos da parte aérea do milho foi estimado

com base no rendimento de grãos, utilizando índice de colheita de 0,4. Os

resíduos do sorgo, do milheto, da aveia e do azevém foram estimados pela

massa seca da parte aérea. A contribuição média do sistema radicular na adição

de C ao solo foi estimada em 30% do C contido na parte área das culturas

(Bolinder et al., 1999; Lovato et al., 2004). Para estimar a quantidade de carbono

aportado pelas culturas foi considerado o teor de 40% de C nos resíduos (Bayer

et al., 2000). O aporte de carbono pelos dejetos de suínos foi calculado em

função do teor de carbono na massa seca do dejeto.

6.3.4.2 Coleta e análise dos dejetos de suínos

Os dejetos de suínos foram coletados em esterqueiras anaeróbias em

uma propriedade rural situada a 20 km do local do experimento, no município de

Chapecó, a coleta era realizada no dia anterior a aplicação do dejeto de suínos,

antes de ser aplicado o material era homogeneizado.

As principias características do dejeto de suínos encontram se na Tabela

1.

Tabela 1 - Composição média do dejeto de suínos (DS) adicionados ao solo.

Material

orgânico MS

C

orgânico

N

totalP2O5 K2O Ca Mg Cu Zn Mn pH

------------%------------ ----------kg m-3---------- -----g m-3-----

DS* 3,28 47,5 3,11 1,81 1,83 0,83 0,59 35,5 35,7 22,6 7,3

*Dose 240 kg de N ha-1

22

6.3.4.3 Carbono orgânico do solo Para a avaliação dos teores de carbono orgânico foram coletadas

amostras de solo nas camadas de 0-5, 5-10, 10-20, 20-30, 30-40, 40-60, 60-80

e 80-100 cm, secas ao ar, destorroadas e passadas em peneira de 2 mm (terra

fina seca ao ar). Uma sub-amostra foi moída em gral de ágata até passar em

peneira de 250 μm, e submetida a determinação dos teores de C pelo método

de combustão seca (Thermo Scientific, modelo Flash 2000 Organic Elementar

Analizer).

O estoque de C do solo até 100 cm de profundidade foi calculado com

base em massa equivalente de solo (Ellert & Bettany, 1995), utilizando a massa

de solo da área controle (sem aplicação de N) como referência.

A taxa anual de acúmulo de carbono, em comparação ao tratamento

controle (sem adição de N) foi calculada segundo a equação 1:

Tx. acúmulodeC Mgha anoCsolotratC/N CsoloS/Nn°anosdeaplicaçãodeN

6.3.4.4 Amostragem de ar e análise de N2O e CH4

As coletas das amostras de ar para análise da emissão dos GEE foram

realizadas no período de setembro de 2013 a setembro de 2015, pelo método

de câmaras estáticas fechadas (Mosier, 1989). Em cada parcela foi fixada, uma

base de metal que foi inserida no solo a 5 cm de profundidade. As bases

apresentaram uma canaleta na parte superior onde foram acoplados os topos

das câmaras quando da realização das coletas. Na canaleta, foi colocada água

quando da coleta de ar, para evitar a troca de gases do interior da câmara com

o exterior. A frequência de coletas foi em intervalos de um dia antes da

adubação, pós-adubação e outras práticas de relevância, durante

aproximadamente 15 dias. Após o período de coletas mais intenso, foram

realizadas coletas semanais por 15 dias e, quinzenais no restante do período.

As amostragens de ar foram sempre realizadas no intervalo entre as 9 e

11 horas da manhã. Antes de cada coleta, o ar no interior da câmara foi

homogeneizado pelo acionamento de ventilador interno durante 30 segundos.

Amostras de ar do interior da câmara foram coletadas com auxílio de seringas

de polipropileno (20 mL) equipadas com válvulas (Luer Lock) após 0, 15, 30 e

23

45 minutos após o fechamento da câmara. Durante o período de coleta, a

temperatura interna da câmara foi monitorada com termômetro digital. As

amostras foram transferidas das seringas para frascos de vidro (exetainers)

previamente evacuados, onde foram mantidas até realização da análise.

A concentração de metano (CH4) e óxido nitroso (N2O) foi analisada no

Laboratório de Biogeoquímica Ambiental do Departamento de Solos da

Faculdade de Agronomia da Universidade Federal do Rio Grande do Sul em

Porto Alegre, por cromatografia gasosa (Shimadzu GC 2014, modelo

Greenhouse) em aparelho constituído de a detector de captura de elétrons (ECD

- Electron Capture Detector) para determinação de N2O e detector de ionização

de chama (FID - Flame Ionization Detector) para determinação de CH4. A

separação dos gases foi feita em coluna empacotada em temperatura de 80o C,

utilizando nitrogênio (N2) como gás de arraste.

Os fluxos dos gases foram calculados segundo a equação 2:

F d gás /dtxPMxPxV/RxT Equação 2

Onde:

F é o fluxo de gás (μg N2O ou CH4 m-2 h-1)

d[gás]/dt: variação na quantidade de gás dentro da câmara no intervalo

de tempo (μg N2O ou CH4 m-2 h-1);

PM: peso molecular do gás;

P: pressão no interior da câmara, assumida como 1 atm;

V: volume da câmara (L);

T: temperatura interna da câmara (K);

R: constante universal dos gases (0,08205 atm L-1 K-1 mol-1).

As emissões acumuladas de CH4 e de N2O durante o período de avaliação

foram calculadas a partir da integração da área sob a curva estabelecida pela

interpolação dos fluxos diários de emissão de CH4 e de N2O do solo, por meio

do software SigmaPlot®.

6.3.4.5 Fator de emissão de N2O

O fator de emissão (FE) de N2O para os diferentes tratamentos foram

calculados pela equação 3:

24

FEN N Otratamento N N Ocontrole

N aplicadox100

Equação 3

Onde:

N2O tratamento: N2O emitido pelo solo em cada tratamento;

N2O controle: N2O emitido pelo solo;

N-aplicado: é a concentração de N aplicado via tratamentos.

6.3.4.6 Potencial de aquecimento global (PAG) e índice de intensidade de emissão de GEE (IGEE)

O potencial de aquecimento global total (PAG total) foi calculado

convertendo-se a variação anual nos estoques de C no solo e as emissões de

CH4 e N2O em CO2 equivalente (kg CO2 equiv. ha-1), segundo a equação 4:

PAG kgCO eqha ano CO solo N Ox298 CH x25 custosCO2 eq

Onde: CO2 solo corresponde a taxa de acúmulo de carbono no solo em

quantidades de CO2 equivalente, CH4 e N2O correspondem à emissão anual

acumulada de cada gás (kg ha-1); 25 e 298 são valores do potencial de

aquecimento global dos gases CH4 e N2O em relação ao CO2, respectivamente,

considerando-se um tempo de permanência na atmosfera de 100 anos (Forster

et al., 2007); o custo de CO2 equivalente considera as operações realizadas ao longo

do experimento e os insumos utilizados.

Os custos das operações e insumos agrícolas em quantidade de CO2

equivalente, foram calculados considerando as operações agrícolas realizadas

ao longo da condução dos experimentos e os insumos utilizados (fertilizantes,

inseticidas). Os valores utilizados foram baseados em levantamento

apresentado por Lal (2004) (Tabela 2).

25

Tabela 2 - Estimativa de custos anuais das operações e insumos agrícolas, em CO2 equivalente (CO2 equiv. Kg ha-1 ano-1). (Estimados a partir de Lal, 2004 e Spagnollo, comunicação pessoal).

TratamentoOperação/

Insumo agrícola Quantidade consumida

Fator de conversão

*Custo CO2 equiv.

(kg ha-1 ano-1)

Con

trol

e

Semeadura

Diesel

8 L ha-1 ano-1

0,94

27,59

Aplicação defensivos

4 L ha-1 ano-1 13,79

Colheita 3 L ha-1 ano-1 10,34

Fertilizantes P2O5 80 kg ha-1ano-1 0,2 58,72

K2O 80 kg ha-1ano-1 0,15 44,04

Herbicida Glifosato 0,5 kg i.a ha-1 ano-1 9,1 16,69

Inseticida - 0,1 kg i.a ha-1 ano-1 5,1 1,87

Total 173,07

Dej

eto

de s

uíno

s

Semeadura

Diesel

8 L ha-1 ano-1

0,94

27,59


4 L ha-1 ano-1 13,79

Aplicação DLS

40 L ha-1 ano-1 137,99


Fertilizantes P2O5 80 kg ha-1ano-1 0,2 58,72

K2O 80 kg ha-1ano-1 0,15 44,04



Total 311,06

Adu

baçã

o m

iner

al

Semeadura

Diesel

8 L ha-1 ano-1

0,94

27,59


4 L ha-1 ano-1 13,79


Fertilizantes

N 240 kg ha-1ano-1 1,3 1145,04

P2O5 80 kg ha-1ano-1 0,2 58,72

K2O 80 kg ha-1ano-1 0,15 44,04



Total 1318,11 * O resultado final foi multiplicado por 3,67 para transformar CE para CO2 equivalente.

26

Para o cálculo do índice de intensidade de emissão de GEE (IGEE) foram

utilizados os valores do rendimento médio de grãos de milho obtidos nos dois

anos de avaliação do experimento.

6.3.4.7 Variáveis do solo e meteorológicas Durante as coletas de amostras de ar, foi monitorada a temperatura do

solo a 5 cm de profundidade através de termômetros digitais, instalado ao lado

da câmaras de coleta. Simultaneamente também foram realizadas coletas de

solo na profundidade de 0-10 cm, para a determinação da umidade gravimétrica,

teores de NH4+ e de NO3

-. A amostra composta foi obtida pela mistura de cinco

sub-amostras coletadas na área da parcela, utilizando-se trado calador.

Os teores de NH4+ e NO3

- foram determinados segundo a metodologia

proposta por Tedesco et al. (1995). A intensidade de NH4+, NO3

- e temperatura

do solo foi calculada através da interpolação linear das concentrações de NH4+,

NO3- e temperatura do solo entre as datas de amostragem (Zebarth et al., 2012).

Em outras palavras trata-se aproximadamente de uma média ponderada destes

atributos ao longo do período de amostragem.

A partir da umidade gravimétrica foi calculada a porcentagem da

porosidade preenchida por água, pela equação 5:

PPA % UgxDs/Pt Equação 5

Onde:

Ug: umidade gravimétrica (g g -1)

Ds: densidade do solo (g cm-3)

Pt: porosidade total do solo (g g -1), obtida pela equação 6:

Pt 1 Ds/Dp Equação 6

Onde:

Dp: densidade de partículas (2,65 mg m-3)

Para a determinação da densidade do solo foram coletadas amostras

indeformadas em anéis volumétricos em duas repetições nas camadas acima

descritas, utilizando-se metodologia descrita em Veiga (2011).

27

A temperatura média do ar e a precipitação foram obtidos da estação

meteorológica do Cepaf-Epagri, Chapecó/SC (Figura 2).

Figura 3 - Temperatura média mensal do ar e precipitação observadas durante o período de estudo e média histórica de 1975-2015.

6.3.5 Análise estatística Análises descritivas (média ± erro padrão) foram empregados na

interpretação dos fluxos diários de N2O, CH4, temperatura do solo, porosidade

preenchida por água (PPA) e teores de NO3- e NH4

+.

As análises da variância das emissões acumuladas de N2O e CH4, fator

de emissão de N2O e potencial de aquecimento global (PAG) foram realizadas

utilizando o “Mixed Procedure” do programa SAS 9.4 (SAS Institute Inc., Cary,

NC, EUA). A diferença entre média de tratamentos foi avaliada pelo teste de

Tukey ao nível de 10% (P<0,10).

Meses

Set/13 Dez/13 Mar/14 Jun/14 Set/14 Dez/14 Mar/15 Jun/15 Set/15

Tem

pera

tura

do

ar (

°C)

15

20

25

30

Pre

cipi

taçã

o (m

m)

0

100

200

300

400

500

600

Temperatura do arPrecipitação média 40 anosPrecipitação do período

Primavera/verão Primavera/verãoOutono/inverno Outono/inverno

28

6.4 RESULTADOS E DISCUSSÃO

6.4.1 Condições meteorológicas A temperatura média anual do período 2013-2014 foi de 19°C. Na

primavera/verão a média foi de 22°C e no outono/inverno foi de 17,4°C. No

segundo ano de avaliação 2014/2015, a média anual foi de 20,9°C. A

primavera/verão apresentou temperatura média de 22,8°C e o outono/inverno

18,9°C (Figura 3).

A precipitação anual do período de 2013/14 foi de 2603,2 mm e no

período 2014/15 de 2641,6 mm, nos dois anos de avaliação a precipitação anual

ficou acima da média histórica dos últimos 40 anos que foi 2099,2 mm. A

primavera/verão e o outono/inverno de 2013/2014 registraram na média 191 mm

e 252 mm, respectivamente. Para 2014/2015 a precipitação média na

primavera/verão foi 213 mm e no outono inverno 228 mm. Os meses que

apresentaram as maiores precipitações foram junho de 2014 (538 mm),

setembro de 2014 (376 mm), janeiro de 2015 (307 mm) e julho de 2015 (492

mm). Os meses mais secos foram agosto de 2014 e agosto de 2015, com

precipitações de 87 mm e 54 mm, respectivamente.

6.4.2 Aporte de carbono ao solo via dejeto de suínos e resíduos vegetais

O aporte médio anual de carbono ao solo pela adição de dejeto de suíno

e resíduos vegetais apresentou diferença significativa entre os tratamentos

(Figura 4), a variação foi de 4,3 Mg ha-1 ano-1 a 10,9 Mg ha-1 ano-1. O tratamento

com adubação mineral teve um aporte de C um pouco inferior ao tratamento com

DS (10,9 Mg ha-1 ano-1), A principal causa de variação de adição de C entre os

tratamentos foi o aporte de C fotossintetizado pelas culturas de inverno e verão,

sendo que o carbono oriundo do dejetos de suínos foi de apenas 1,3 Mg ha-1

ano-1. O valores de aporte de C ao solo pela biomassa das culturas no presente

estudos foram semelhantes aos encontrados por Lovatto et al. (2004) e Mafra et

al. (2014).

O aporte de carbono ao solo pelas culturas considerando a parte aérea

mais as raízes, na média dos tratamentos, seguiu a seguinte ordem milho <

sorgo < milheto < aveia+azevém. A cultura do milho aportou com 5,8 Mg ha-1

ano-1 de carbono ao solo. A contribuição do milho se deve ao maior

29

desenvolvimento de biomassa pela adição de N tanto pela adubação mineral

quanto pela adição do dejeto de suínos, que no presente estudo foi de 240 kg N

ha-1 ano-1, em trabalhos utilizando milho e culturas de cobertura Lovato et al.

(2004), Sisti et al. (2004), Diekow et al. (2005), Zanatta et al. (2007) e Santos

(2016) relatam a importância da cultura do milho em contribuir com o aumento

de C ao solo. Alguns estudos enfatizam a contribuição por parte das raízes do

milho na adição de carbono ao solo (Bolinder et al., 1999), segundo Balesdent &

Balbane (1996) a importância do sistema radicular se deve a menor taxa de

decomposição em relação a parte aérea, além de estar protegida da ação dos

microorganismos pela proteção dos microagregados (Calegari, 2006).

Figura 4 - Aporte médio anual de C via dejeto de suínos e resíduos vegetais em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de dejeto de suínos (DS), adubo mineral (AM) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. Médias seguidas com letras maiúsculas negrito comparam a adição anual total de C, letras maiúsculas (milho/sorgo/milheto) e minúsculas (aveia/azevém) comparam os tratamentos quanto a adição anual de C via resíduos vegetais pelo teste de Tukey (P<0,10).

Controle DS AM

Apo

rte

C (

Mg

ha-1

ano

-1)

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12Milho/Sorgo/MilhetoAveia/AzevémDS

CCb

AAa

BBa

30

6.4.3 Carbono orgânico no solo

Os maiores teores de carbono orgânico foram observados na camada

superficial de 0-5 cm (Tabela 3). Steiner et al. (2012) comparando fontes

orgânicas e minerais de nitrogênio encontraram resultados semelhantes onde a

adubação orgânica (16,4 g kg-1) proporcionou aumento significativo em relação

a adubação mineral (14,4 g kg-1) na camada de 0-5 cm e diminuindo ao longo do

perfil. Mafra et al. (2015) avaliando os teores COT em Latossolo Vermelho

cultivado com a sucessão milho e aveia-preta, sob SPD após nove anos com

aplicações anuais de DS, de adubo solúvel e fertilização combinada (DS + adubo

solúvel), concluíram que o teor de COT aumentou em razão da dose de DS

aplicada nas camadas até 10 cm de profundidade, com doses a partir de 50 m3

ha-1 ano-1.

Houve diferença no teor de carbono orgânico entre os tratamentos, na

camada 0-5 cm. O tratamento controle (24,3 g kg-1) não diferiu da adubação

mineral (28,2 g kg-1), mas diferiu do DS (30,2 g kg-1). O dejeto liquido suíno

proporcionou o maior teor de carbono orgânico (30,2 g kg-1) na camada de 0-5

cm quando comparado ao adubo mineral, esse aumento deve-se ao acúmulo de

carbono orgânico nas camadas superficiais do solo em áreas que recebem

dejeto de suínos, principalmente em sistema plantio direto (Adeli et al., 2008;

Lourenzi et al., 2011; Mellek et al., 2010) e também ao acúmulo de resíduos

vegetais na superfície e o não revolvimento do solo em plantio direto (Bayer et

al., 2002).

31

Tabela 3 - Teor de carbono orgânico total e estoque de carbono em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de dejeto de suínos (DS), adubo mineral (AM) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC.

Profundidade, cm Controle AM DS

Teor de carbono, g kg-1

0-5 24,3 B 28,2 AB 30,2 A

5-10 20,9 ns 23,6 ns 21,8 ns

10-20 18,5 ns 19,1 ns 18,6 ns

20-30 17,0 ns 16,2 ns 15,5 ns

30-40 13,6 ns 14,6 ns 14,8 ns

40-60 15,6 ns 13,0 ns 14,2 ns

60-80 12,6 ns 12,5 ns 13,1 ns

80-100 10,0 ns 11,2 ns 11,9 ns

Estoque de carbono, Mg ha-1

0-30 73,0 ns 77,2 ns 77,5 ns

0-100 168,5 ns 177,7 ns 184,7 ns Médias seguidas pela mesma letra, na linha, não diferem entre si pelo teste de Tukey (P<0,10). ns = não significativo.

O estoque de carbono no solo com adubo mineral e DS foi de 77,2 Mg ha-

1 e 77,5 Mg ha-1 na camada de 0-30 cm, e de 177,7 e 184,7 Mg ha-1 na camada

de 0-100 cm, respectivamente (Tabela 3).

Não houve diferença entre os tratamentos nas profundidades avaliadas

(0-30 e 0-100 cm). Observou-se, na profundidade de 0-30 cm apenas uma

tendência de aumento de 6% para os tratamentos com adubo mineral e DS,

respectivamente, em relação ao controle. Essa tendência de aumento no

estoque de carbono também foi observada para a profundidade de 0-100 cm,

onde o adubo mineral aumentou 6% e o DS 9% o estoque de carbono orgânico

no solo quando comparados ao tratamento controle (Figura 5). Andrade (2013)

em estudo com e sem adição de dejeto, também não verificou diferenças entre

os tratamentos no estoque de carbono orgânico do solo. Mafra et al. (2014)

avaliando acúmulo de carbono em um Latossolo com aplicação de DS e adubo

solúvel, verificou que as diferentes doses de DS proporcionaram maior estoque

de carbono orgânico no solo do que o adubo solúvel. Maillard et al. (2015)

avaliando experimento com 17 anos de aplicação de dejeto liquido e adubação

mineral (nitrato de amônia) verificou que o dejeto liquido favoreceu o acúmulo de

32

carbono orgânico no solo até 20 cm de profundidade, enquanto que com a

adubação mineral o acúmulo de carbono foi somente na camada 0-5 cm.

Figura 5 - Estoque de carbono na camada de 0 a 100 cm em um Latossolo Vermelho distroférrico, em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. As médias dos tratamentos não diferiram significativamente pelo teste de Tukey (P<0,10).

A taxa de acúmulo de carbono no solo não foi afetada pelos tratamentos

(Figura 6). Observa-se que houve aumento do acúmulo de carbono até a

profundidade de 100 cm, sendo 0,85 Mg ha-1 ano-1 para DS e 0,55 Mg ha-1 ano-

1 para adubação mineral. Mafra et al. (2014) avaliando a taxa de fixação do

carbono em Latossolo Vermelho distroférrico adubado com dejeto liquido suíno,

em plantio direto encontrou valores de 1,59 Mg ha-1 ano-1 para dose de DS100

m-3 ha-1 e 1,69 Mg ha-1 ano-1 DS 200 m-3 ha-1, sendo 130 e 140% superiores a

taxa de fixação no tratamento com adubo solúvel e concluíram que esse maior

aporte de carbono orgânico pode ser resultado da fitomassa das culturas ou pela

adição dos dejetos com altas dosagem.

168,4

178,9

187,6DMS = 23,3 (P<0,10)

Controle AM DS

Esto

que

de c

arbo

no, M

g ha

-1

0150

160

170

180

190

200

168,5

177,7

184,7

33

Figura 6 - Taxa de acúmulo de carbono na camada de 0 a 100 cm em um Latossolo Vermelho distroférrico, em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. ns – não significativo.

6.4.4 Fluxo e emissão N2O no solo Os fluxos de N2O no período de 2 anos de avaliação variaram de -10±70,6

µg N2O m-2 h-1 a 328±139,9 µg N2O m-2 h-1. No primeiro ano de avaliação o fluxo

máximo foi de 328±139,9 µg N2O m-2 h-1 no solo com aplicação de 240 kg N ha-

1 com adubação mineral. O menor fluxo ocorreu na área controle com 2±2,3 µg

N2O m-2 h-1. No segundo ano, o fluxo máximo foi 369±16,7 µg N2O m-2 h-1 e

ocorreu no solo com aplicação de 240 kg N ha-1 ano-1 na forma de dejeto de

suínos e o fluxo mais baixo foi -2±46,0 µg N2O m-2 h-1 no tratamento com

adubação mineral. De maneira geral, os maiores fluxos foram observados logo

após as aplicações com DS e adubação mineral (Figura 7).

Em estudo avaliando a emissão de N2O com aplicação de dejeto líquido

suíno em SPD Giacomini et al. (2006) observaram que os maiores fluxos de N2O

ocorreram logo após a aplicação do dejeto líquido suíno e que estas emissões

estão relacionadas com o aumento do espaço poroso ocupado pela água, em

níveis que favoreceram o processo de desnitrificação e pela adição de C

Taxa de acúmulo de Carbono (Mg ha-1 ano-1)

0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0

Pro

fun

did

ade,

cm

DSAM

0 - 50 - 100 - 20

0 - 30

0 - 40

0 - 60

0 - 80

0 - 100

nsns

ns

ns

ns

ns

ns

ns

34

facilmente decomponível ao solo presente nos dejetos. Rochette et al. (2004)

avaliando em emissão de óxido nitroso em solo com aplicação de dejeto de

suínos no outono e primavera atribuíram o aumento das emissões também ao

aumento do espaço poroso preenchido por água com a consequente diminuição

de O2 no solo. Vários outros estudos avaliando as emissões de N2O após a

aplicação de adubação nitrogenada orgânica e mineral demostram que os

maiores fluxos ocorrem logo após a aplicação (Rochette et al., 2000; Gomes,

2006; Denega, 2009; Santos, 2016).

Figura 7 - Fluxo de N2O em Latossolo Vermelho distroférrico sob plantio direto, submetido à aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação), nos períodos 2013/14 e 2014/15. Chapecó – SC. BM – adubação de base do milho, CM – adubação de cobertura do milho, BA – adubação de base da aveia, CA – adubação de cobertura da aveia. As maiores emissões de N2O foram observadas na primavera/verão dos

dois anos de avaliação após as aplicações da adubação de base e cobertura da

cultura do milho, com adubo mineral e DS. No primeiro ano observou-se emissão

de 328 µg N2O m-2 h-1 no tratamento com adubação mineral e no segundo ano

set/13 jan/14 mai/14 set/14 jan/15 mai/15 set/15

N2O

, g

m-2

h-1

0

100

200

300

400CONTROLE DS AM

Primavera/verão Outono/inverno Primavera/verão Outono/inverno

BM

BA

BA

CM

CA

BM

CA

CM

35

as maiores emissões observadas de N2O foram de 217 µg N2O m-2 h-1 para o

tratamento DS e 176 µg N2O m-2 h-1 para a adubação mineral, logo após a

adubação de base. A adubação de cobertura atingiu as maiores emissões 291

µg N2O m-2 h-1 e 246 µg N2O m-2 h-1 para os tratamentos DS e adubação mineral,

respectivamente, no segundo ano de avaliação. Também observou-se elevadas

emissões no outono/inverno de 2014, no período da adubação de base e

cobertura da aveia.

As maiores emissões de N2O foram observadas nos tratamentos com DS

e AM e ocorreram em PPAs superiores a 60% (Figura 8). Segundo Ruser et al.

(2006) nestas condições em que ocorre diminuição do suprimento de O2 no solo,

o processo microbiano responsável pela emissão de N2O é a desnitrificação.

Neste estudo observamos aumento dos teores de NO3- logo após a aplicação

dos tratamentos, demonstrando que a desnitrificação possa ter sido o

responsável pelas emissões de N2O para a atmosfera, pois as bactérias

desnitrificadoras são heterotróficas anaeróbias facultativas e utilizam o nitrato

como aceptor final de elétrons em sua respiração (Wrage et al., 2001; Signor et

al., 2013). Entretanto também ocorreu aumento nos teores de NH4+ após a

aplicação das adubações nitrogenadas, juntamente com períodos de PPA

inferior a 60% (Ruser et al. 2006) poderá ter favorecido o processo de nitrificação

realizado principalmente por bactérias autotróficas dos gêneros Nitrossomonas

e Nitrospira (Baggs & Philiport, 2010).

As maiores emissões de N2O podem ser explicadas pela maior

disponibilidade de N mineral no solo aliada as elevadas temperaturas do solo

que (Figura 8) ocorreram durante alguns períodos de avaliação corroborando

com resultados encontrados por Giacomini et al. (2006).

O aumento das emissões de N2O logo após a aplicação do dejeto de

suínos, segundo Giacomini et al. (2006) pode estar relacionado a presença C

prontamente disponível aos microrganismos, proporcionando aumento na

atividade microbiana, resultando em elevada demanda de O2, durante o

processo de nitrificação do NH4+ aplicado com os dejetos de suínos, ocorre

produção de N2O, aumentando a emissão desse gás e a alta concentração de

líquidos nos dejetos de suínos pode promover a ocorrência de sítios de

anaerobiose, favorecendo o processo de desnitrificação do NO3- no solo.

36


- (b), temperatura do solo (c) e porosidade preenchida por água (d) de um Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. BM – adubação de base do milho, CM – adubação de cobertura do milho, BA – adubação de base da aveia, CA – adubação de cobertura da aveia.

NH

4+,

mg

kg-1

0

2

4

6

8

10

12

14

Controle DLS AM

NO

3- , m

g kg

-1

0

4

8

12

16

Tem

pera

tura

do

solo

, °C

6

10

15

20

25

Período de avaliação


PP

A,

%

020

40

60

80

(a)

(b)

(c)

(d)

37

Observou-se relação linear positiva entre a emissão acumulada de N2O e

a intensidade de NH4+ (P= 0,027, R2 = 0,86), NO3

- (P= 0,054, R2 = 0,80) e

temperatura do solo (P= 0,025, R2 = 0,86) para o período de 2013/14. Para o

período de 2014/15 os coeficientes de determinação foram R2 = 0,52 (P= 0,24),

R2 = 0,62 (P=0,18) e R2 = 0,76 (P=0,078) para NH4+, NO3

- e temperatura do solo,

respectivamente (Figura 9).

No primeiro ano de avaliação a intensidade de NH4+ explicou 86% e o NO3

-

80% das emissões de N2O, mostrando que os processos de nitrificação e

desnitrificação podem ter contribuído simultaneamente na formação do N2O no

solo, e as maiores emissões ocorreram no tratamento com adubação mineral.

Já no período de 2014/15, a intensidade de NH4+ explicou 52% e o NO3

- 62% das

emissões de N2O e as maiores emissões foram observadas no tratamento com

DLS. Devido a ocorrência de fatores que podem favorecer tanto a nitrificação

quanto a desnitrificação, não foi possível identificar no presente estudo qual o

processo de formação de N2O prevaleceu.

Houve forte relação linear da intensidade de temperatura do solo com as

emissões acumuladas de N2O, a qual explica 86% das emissões no primeiro ano

de avaliação e 76% no segundo ano, mostrando que as maiores emissões

ocorreram no período primavera/verão, em ambos os anos. Segundo Moreira &

Siqueira (2006) as reações microbianas no solo são maiores a temperaturas em

torno de 28°C, diminuindo em temperaturas menores que 25°C e maiores que

35°C.

38

Figura 9 - Relação entre intensidade de nitrato, amônia e temperatura do solo no outono/inverno e primavera/verão dos anos 2013/14 (a) e 2014/15 (b) de um Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. O/I – outono/inverno, P/V – primavera/verão.

A emissão acumulada de N2O do solo no período de primavera/verão

2013/14 foi de 1,44 kg N2O ha-1 no controle, 1,84 kg N2O ha-1 para o DS e 2,71

kg N2O ha-1 para o adubo mineral. No outono/inverno variaram de 0,49 kg N2O

Intensidade NH4+, kg dia-1 ha-1

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

Em

issã

o ac

umul

ada

N2O

, kg

ha-

1

0

2

4

6

8

10

12AM aveia O/IAM milho P/VDS aveia O/IDS milho P/VControle aveia O/IControle milho P/V

y = -3,664 + 3,59xR2= 0,86 (P=0,027)

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

y = -4,49 + 6,15x)

R2 = 0,52 (P=0,28)

Intensidade NO3- , kg dia-1 ha-1

0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 2,2

Em

issã

o ac

umul

ada

N2O

, kg

ha-

1

0

2

4

6

8

10

12AM aveia O/IAM milho P/VDS aveia O/IDS milho P/VControle aveia O/IControle milho P/V

y = -3,92+ 5,92xR2 = 0,80 (P=0,054)

0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6

y = -6,39 - 16,10xR2 = 0,62 (P=0,18)

(a)

(a)

(b)

(b)

Intensidade temperatura do solo, kg dia-1 ha-1

12 14 16 18 20 22

Em

issã

o ac

umul

ada

N2O

, kg

ha-

1

0

2

4

6

8

10

12AM aveia O/IAM milho P/VDS aveia O/I DS milho P/VControle aveia O/IControle milho P/V

y = -7,824 + 0,7806xR2 = 0,86 (P=0,025)

12 14 16 18 20 22

y = -20,063 + 1,645xR2 = 0,76 (P=0,078)

(a) (b)

39

ha-1, 0,70 kg N2O ha-1 e 0,91 kg N2O ha-1 para controle, DS e adubo mineral,

respectivamente (Figura 10). Mesmo observando-se maiores emissões

acumuladas de N2O no período da primavera/verão, não houve diferença

significativa entre os tratamentos para o ano 2013/14. Para este período o

tratamento que apresentou as maiores emissões foi o com adubo mineral sendo

68% superior a emissão do tratamento com DS.

Para o período de 2014/15 houve diferença significativa entre os

tratamentos. Na primavera/verão o tratamento controle (0,44 kg N2O ha-1) diferiu

do DS (5,69 kg N2O ha-1) e do adubo mineral (3,95 kg N2O ha-1), não tendo

havido diferença entre DS e adubo mineral. No período de outono/inverno as

emissões variaram de 0,26 kg N2O ha-1 no tratamento controle, 0,61 kg N2O ha-

1 no DS e 0,81 kg N2O ha-1 no adubo mineral. Tendo havido diferença (P<0,10)

entre o tratamento controle e as adubações nitrogenadas (DS e adubo mineral).

Para este ano as maiores emissões acumuladas de N2O no também ocorreram

na primavera/verão. Neste período observamos uma maior emissão acumulada

no tratamento com DS, mesmo não tendo sido diferente estatisticamente da

adubação mineral, está maior emissão pela aplicação de dejetos suínos ao solo

pode relacionar-se ao maior teor de N amoniacal do dejeto favorecendo os

processos formadores de N2O no solo (Giacomini et al., 2006; Rochette at al.,

2000).

40

Figura 10 - Emissão acumulada de N2O em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suíno (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. Médias seguidas pela mesma letra, dentro do ano, não diferiram significativamente pelo teste de Tukey (P<0,10).

6.4.5 Fator de emissão (FE) Não houve diferença significativa para o fator de emissão entre os

tratamentos avaliados (P<0,10) (Figura 11). O fator de emissão (FE) nos

tratamentos que receberam DS foram 0,51% e 1,56% para os períodos 2013/14

e 2014/15, respectivamente. O FE encontrado no primeiro período de avaliação

foi menor que o padrão (1%) proposto pelo IPCC (2006). O fator de emissão para

2014/15 foi mais elevado 1,56%, valor próximo foi encontrado por Vallejo et al.

(2005) de 1,6% aplicando dejeto suíno em superfície. Denega (2009) avaliando

a aplicação de dejeto liquido suíno em única aplicação na semeadura da cultura

do milho encontrou fator de emissão de 3,4%, Giacomini et al. (2006) analisando

a aplicação de dejeto líquido suíno durante 28 dias encontraram fator de emissão

de 0,2% do N aplicado. Sherlock et al. (2002) avaliando a aplicação de dejeto de

suínos em pastagens na Nova Zelândia durante 90 dias chegaram a um fator de

2013/14

Controle DS AM Controle DS AM Controle DS AM

Em

issã

o ac

umul

ada

N2O

, kg

ha-1

0

2

4

6

8

2014/15 Média

ns

b

a

a

Primavera/verão

Outono/inverno

ns

b

a

a

41

emissão de N2O de 2,1% do N aplicado, sendo maior que o proposto para

fertilizantes orgânicos e inorgânicos.

Em uma análise feita a partir de publicações sobre emissão de N2O

Bouwman (1996) encontrou variação nos fatores de emissão (FE) em função do

período de em que foram feitas as medições de N2O, e períodos >30 dias o FE

variou de 0,8 a1,2%, >100 dias entre 1,1 a 1,4% e >200 dias a variação foi de

1,6 a 0,4%, demostrando que o período de avaliação pode influenciar na

quantidade emitida de N2O. E sugere que as avaliações dos fluxos de N2O sejam

feitas por períodos mais longos.

A média do FE nos tratamentos que receberam adubo mineral foi de

0,93%, sendo semelhante ao fator de emissão 0,9% obtido por Pelster et al.

(2012) aplicando 160 kg N ha-1 em rotação de milho/soja, no Canadá. O fator de

emissão neste tratamento foi similar ao preconizado pelo IPCC (2006) que é de

1%.

Figura 11 – Fator de emissão de N2O em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suíno (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. Médias seguidas pela mesma letra, dentro do ano, não diferiram significativamente pelo teste de Tukey (P<0,10).

2013/14

DS AM DS AM DS AM

Fat

or d

e em

issã

o (%

)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0 2014/15 Média

DMS = 0,97(P<0,10)

DMS = 1,05(P<0,10)

42

6.4.6 Emissão de CH4 no solo

As emissões de CH4 para o período avaliado variaram de -49±29,73 µg

CH4 m-2 h-1 a 154±14,05 µg CH4 m-2 h-1. Foram observados eventos de absorção

de CH4 ao longo do período avaliado (Figura 12).

Na primavera/verão 2013/14 as maiores emissões de CH4 foram nos

tratamentos com aplicação de DS e adubo mineral. Logo após a aplicação da

adubação de base do milho com 111±9,19 µg CH4 m-2 h-1 para adubo mineral e

na adubação de cobertura do milho com 105±13,76 µg CH4 m-2 h-1 para DS. Na

primavera/verão de 2015 as maiores emissões também foram após as

adubações na cultura do milho, nestes períodos as precipitações foram

elevadas. Segundo Chain & Parkin (2001); Sherlock et al. (2002); Ball et al.,

(2004) a aplicação de dejeto liquido de suíno promove fluxos de CH4 logo após

a aplicação no solo, pela liberação de CH4 dissolvido a partir do dejeto.

A aplicação de DS aumentou a emissão de CH4 logo após a aplicação,

pela umidade do próprio dejeto que restringe a aeração do solo e favorece a

atividade das bactérias metanogênicas presentes no solo e no dejeto, que são

responsáveis pelas emissões de CH4 (Philippe & Nicks, 2014), as bactérias

metanogênicas presentes no dejeto de suínos aumentam o consumo de O2

desenvolvendo condições anaeróbias (Jarecki et al., 2008).

No período do outono/inverno de 2013/14 após a adubação da cultura da

aveia os fluxos foram menores que os registrados na primavera/verão. Neste

período foi observada uma das maiores absorções de CH4 no tratamento com

ureia de -43±35,57 µg CH4 m-2 h-1. No outono/inverno 2015 ocorreram o maior

fluxo no tratamento com adubo mineral 154±14,05 µg CH4 m-2 h-1 e a maior

absorção no DLS -49±29,73 µg CH4 m-2 h-1. A adubação nitrogenada pode

diminuir a oxidação do CH4 (Chain & Parkin, 2008), pois compete pela enzima

mono-oxigenase encarregada de catalisar a oxidação do CH4 (Boeckx et al.,

1997).

43

Figura 12 - Fluxo de CH4 em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido à aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação), no período 2013/15. Chapecó – SC. BM – adubação de base do milho, CM – adubação de cobertura do milho, BA – adubação de base da aveia, CA – adubação de cobertura da aveia.

Não houve diferença significativa para a emissão acumulada de CH4 tanto

para a primavera/verão como no outono/inverno para o período avaliado (Figura

13a). Podemos observar que durante o os anos de avaliação as emissões

acumuladas de CH4 ocorreram na primavera/verão, enquanto que as absorções

de CH4 foram observadas no outono/inverno.

Para o período de 2013/14 emissão acumulada de CH4 na

primavera/verão variaram de 0,21 kg CH4 ha-1, 0,60 kg CH4 ha-1 e 0,36 kg CH4

ha-1, para tratamento controle, DS e adubo mineral, respectivamente. Sendo

maior para o tratamento DS em comparação ao adubo mineral, corroborando

com resultados encontrados por Jarecki et al. (2008) comparando aplicação de

dejeto suíno e N mineral, a maior emissão acumulada de CH4 foi de 114 mg C-

CH4 m-2 para o dejeto liquido suíno e 64,4 mg C-CH4 m-2 para N mineral. No


CH

4, g

m-2

h-1

-50

0

50

100

150

200

ControleDSAM

BM

BM CA

BABA

CM

CA

CM


44

outono/inverno as emissões acumuladas de CH4 foram 0,07 kg CH4 ha-1 para o

tratamento controle, -0,11 kg CH4 ha-1 para DS e -0,03 para adubo mineral.

Na primavera/verão de 2014/15 a variação nas emissões acumuladas de

CH4 foram 0,69 kg CH4 ha-1 para o tratamento controle, 0,07 kg CH4 ha-1 para

DLS e 0,03 para adubo mineral. E para o outono/inverno -0,33 kg CH4 ha-1 para

o tratamento controle, -0,07 kg CH4 ha-1 para DS e 0,09 para adubo mineral.

Para o período de avaliação de 2013/15 podemos observar que as

emissões acumuladas de CH4 ocorreram na primavera/verão, enquanto que a

oxidação de CH4 foram observadas no outono/inverno. As maiores emissões

acumuladas na primavera/verão podem estar associadas a maiores PPAs no

solo (Figura 8) proporcionando condições anaeróbias estimulando a atividade de

bactérias metanogênicas, que são responsáveis pela emissão de CH4.

45

Figura 13 - Emissão acumulada no outono/inverno e na primavera/verão (a) e emissão líquida anula (b) de CH4 em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. *ns não significativo pelo teste de Tukey (P<0,10).

O influxo de CH4 pode estar relacionado a maior oxidação do metano pela

dimimuição da atividade microbiana, que pode ocorrer pela variação da PPA e

temperatura, que afeta a atividade das bactérias metanogênicas (Hütsch, 1998)

(Figura 13a).

A emissão líquida no período de 2013/14 foi de 0,28 kg CH4 ha-1 para o

tratamento controle, 0,48 kg CH4 ha-1 para DS e 0,33 kg CH4 ha-1 para adubo

2013/14

Em

issã

o de

CH

4,

kg h

a-1

-0,2

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8 2014/15 Média

Primavera/verãoOutono/inverno

ns

ns

ns

ns

nsns

(a)

ns

ns

C DS AM C DS AM C DS AM0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

ns

ns

(b)

46

mineral. Para o período de 2014/15 foi de 0,35 kg CH4 ha-1, 0,00009 kg CH4 ha-

1 e 0,12 kg CH4 ha-1 para o tratamento controle, DS e adubo mineral

respectivamente (Figura 13b). As emissões líquidas de CH4 no presente estudo

foram baixas e provavelmente devido alguns períodos de maior umidade do solo

tendo favorecido a metagênese, os solos aerados podem atuar como fonte ou

dreno de CH4 e essa condição vai depender da disponibilidade de O2 no solo,

pois a bactérias metanogênicas requerem condições anaeróbias para produção

do metano, enquanto as bactérias metanotróficas necessitam de condições

aeróbias para oxidar o metano.

6.4.7 Custos em CO2 equivalente

Os custos médios em CO2 equivalente para o período avaliado variou de

173 Kg CO2 eq ha-1 ano-1 para tratamento controle, 311 Kg CO2 eq ha-1 ano-1

para o DS e 1318 Kg CO2 eq ha-1 ano-1 para o adubo mineral (Tabela 2). O

tratamento com adubação mineral foi o que mais impactou no custo das

operações, correspondendo a 1318 Kg CO2 eq ha-1 ano-1, seguido pelo DS com

311 Kg CO2 eq ha-1 ano-1. Dentre as práticas agrícolas e insumos, a adubação

nitrogenada (ureia) representou 87% (1145 kg CO2 ha-1) do custo em CO2 total

do tratamento com adubação nitrogenada.

6.4.8 Potencial de aquecimento global (PAG)

O potencial de aquecimento global não diferiu entre os tratamentos

durante o período de avaliação (Tabela 4). Nos períodos de 2013/14 o

tratamento com DS comportou-se como um dreno de CO2, tendo mitigado

2511,62 Kg CO2 eq ha-1 ano-1. Mesmo a emissão acumulada de N2O tendo sido

elevada para o DS, o solo com DS estocou 9% a mais de carbono em relação

ao tratamento controle (Figura 5). Esse resultado também deve-se ao maior

aporte de C pelas culturas no tratamento com DS (Figura 4) 9,6 Mg ha-1 ano-1, o

acúmulo de carbono no solo é considerado o principal fator mitigar de GEE

(Robertson et al., 2000).

O tratamento controle emitiu 757,30 Kg CO2 eq ha-1 ano-1 e o tratamento

com adubo mineral 63,0 Kg CO2 eq ha-1 ano-1 no período 2013/14. No período

de 2014/15 o tratamento controle e o adubo mineral emitiram 352,63 e 331,79

47

Kg CO2 eq ha-1 ano-1, respectivamente, enquanto que o tratamento com DS

mitigou 1353,33 Kg CO2 eq ha-1 ano-1 no mesmo período.

Tabela 4 - Rendimento médio de grãos de milho, considerando 2 anos de experimento, potencial de aquecimento global (PAG) e índice de intensidade de emissão de GEE (IGEE), em plantio direto, submetido a aplicação de adubo mineral (AM), dejeto de suínos (DS) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC.

Ano Tratamento Rendimento PAG IGEE

Kg ka-1 Kg CO2 eq ha-1

ano-1 Kg CO2 eq kg-1

grãos Controle 3332,17 B 757,30 ns 0,23 ns

2013/14 DS 10520,00 A -2511,62 -0,26

AM 9559,13 A 63,08 0,04

2014/15

Controle 6947,30 B 352,63 ns 0,04 ns

DS 12017,00 A -1353,33 -0,11

AM 11947,00 A 331,79 0,03

Média

Controle 5139,73 554,96 0,13

DS 11268,50 -1932,47 -0,18

AM 10753,06 197,79 0,03 Médias seguidas pela mesma letra, na coluna, não diferiram entre si pelo teste de Tukey (P<0,10). ns= não significativo.

O índice de intensidade de emissão de GEE (IGEE) que avalia o potencial

de produzir grãos com o mínimo impacto ambiental negativo (Gomes, 2006), e

foi calculada em função do rendimento médio de grãos dos dois anos de

avaliação. A variação do IGEE para os tratamentos foi de -0,26 a 0,23 Kg CO2

eq kg-1 grãos (Tabela 4) e não apresentou diferença entre os tratamentos.

A maior intensidade de emissão foi verificado no tratamento controle, nos

dois anos de avaliação 0,23 Kg CO2 eq kg-1 grãos e 0,04 Kg CO2 eq kg-1 grãos,

respectivamente. Tendo emitido na média dos dois anos 554,96 Kg CO2 eq ha-

1ano-1, indicando ser um sistema com baixa sustentabilidade pelo rendimento de

grãos e aporte de C ao solo. O tratamento com adubação mineral tem baixa

sustentabilidade devido aos valores positivos do IGEE, apesar de não haver

diferença no rendimento de grãos para o tratamento com DS, foi superior 9% em

aporte de C ao solo (Figura 5).

48

O DS apresentou valores negativos para o IGEE, tendo mitigado na média

dos dois anos 0,18 Kg CO2 eq kg-1 grãos, mostrando que a adoção da adubação

orgânica tem potencial para mitigar GEE (1932,42 Kg CO2 eq ha-1 ano-1)

tornando o sistema sustentável para a produção de grãos.

6.5 CONCLUSÕES As emissões de óxido nitroso aumentaram logo após a aplicação das

adubações nitrogenadas (orgânica e mineral), sendo maiores no período da

primavera/verão.

Pequenas emissões de metano foram observadas na primavera/verão, ao

contrário do outono/inverno que se observou consumo de metano pelo solo.

Os estoques de C orgânico nos tratamentos com dejetos suínos foram

superiores ao tratamento controle apenas na camada de 0-5 cm, e não diferiu

do estoque de C no tratamento com adubação mineral.

O fator de emissão de N2O não diferiu entre o DS e o adubo mineral.

O potencial de aquecimento global (PAG) foi negativo (balanço negativo)

para adubação com DS, onde as maiores emissões do óxido nitroso foram

contrabalanceadas pela maior retenção de C no solo.

O IGEE indica que a fertilização nitrogenada com DS permite produzir

grãos com uma sustentabilidade ambiental em comparação a sistemas de baixo

aporte de insumos (tratamento controle).

49

7. ESTUDO II – AVALIAÇÃO DA UTILIZAÇÃO DE COMPOSTO DE ESTERCO SUÍNO E CAMA DE AVES SOB O BALANÇO DE CARBONO NO SOLO E A EMISSÃO DE GASES DE EFEITO ESTUFA.

7.1 RESUMO

A produção de suíno e aves gera grande quantidade de dejetos e dependendo da forma que são manejados possuem potencial em emitir gases de efeito estufa. O objetivo deste estudo foi avaliar o balanço de C no solo, a emissão de gases de efeito estufa (GEE) e o potencial de aquecimento global em solo submetido à adubação orgânica. O estudo foi conduzido no Centro de Pesquisa para Agricultura Familiar – CEPAF da Epagri (Chapecó/SC), em experimento com 8 anos de duração, em um Latossolo Vermelho distroférrico. Os tratamentos avaliados foram: sem adubação, cama de aves e composto de esterco suíno. Amostras de ar foram coletadas em câmaras estáticas e a concentração de óxido nitroso (N2O) e metano (CH4) foi determinada por cromatografia gasosa. Simultaneamente parâmetros do solo (teor de NH4

+, NO3-

) foram avaliados a 10 cm de profundidade e variáveis meteorológicas (temperatura do ar e precipitação) obtidas da estação meteorológica da CEPAF-EPAGRI. O potencial de aquecimento global (PAG) foi calculado levando-se em consideração o estoque de C do solo, as emissões acumuladas de óxido nitroso e metano e os custos das operações realizadas e os insumos utilizados ao longo do experimento. As emissões de N2O aumentaram logo após a primeira aplicação da cama de aves e composto de esterco suíno, mantendo-se baixa no restante do período de avaliação. Foram observadas pequenas emissões de metano e também consumo pelo solo durante todo o período em que foi avaliado. Os estoques de carbono no solo não diferiram entre o composto de esterco suíno e a cama de aves, tendo sido observada uma tendência de aumento em relação ao tratamento controle. Não houve diferença no fator de emissão de N2O entre o composto de esterco suíno e a cama de aves. O potencial de aquecimento global e o índice de intensidade de emissão de GEE foram negativos para cama de aves e composto de esterco suíno, demonstrando que os tratamentos apresentaram um impacto ambiental positivo em relação ao tratamento sem adubação orgânica, mitigando as emissões de GEE e aumentando a produção de grãos.

50

7.2 INTRODUÇÃO A produção de suínos e aves está em expansão no Brasil, com

crescimento de 6,3% e 3,58%, respectivamente, levando o país a quarto lugar

em produção mundial de suínos e segundo maior produtor mundial de aves. A

criação de suíno e aves está concentrada na região Sul e o Estado de Santa

Catarina encontra-se em segundo lugar na produção de suínos e aves (IBGE,

2015; ANUALPEC, 2015).

A criação de suíno e aves é caracterizada pelo sistema em confinamento,

com elevado número de animais em pequenas áreas, geralmente em pequenas

propriedades, fazendo com que ocorra um grande acúmulo de dejetos. A forma

concentrada como são produzidos esses resíduos em algumas áreas, traz a

preocupação de qual a melhor forma de sua utilização, uma das formas de

destinação do dejeto de animais é a utilização como adubo orgânico (Basso et

al., 2012; Brugnara et al., 2014) mas quando a utilização excede as

necessidades das culturas e a disponibilidade de áreas aptas para a aplicação

destes resíduos (Seidel et al., 2010; Bratti, 2013) pode ocorrer aumento do

impacto ambiental (Petersen et al., 2007; Hou et al., 2015), principalmente

quando não se utilizam critérios técnicos para o melhor aproveitamento dos

nutrientes para minimizar a emissão de GEE (Predomo et al., 2003; Oliveira &

Higarashi, 2006).

A formação dos GEE depende da forma de N disponível, potencial redox

do solo, carbono decomponível, temperatura do solo, umidade e atividade

microbiana (Montes et al., 2013), e a emissão de GEE pela aplicação de dejeto

de animais ao solo vai depender de como o dejeto é manejado (Broucek, 2017).

Os dejeto de animais contém elementos para estimular os processos de

nitrificação e desnitrificação responsáveis pela formação do N2O (Broucek,

2017), a emissão de CH4 também vai depender da presença de CH4 dissolvido

no dejeto (Scherlock et al., 2002; Ball et al., 2004).

Existem estudos que avaliaram a emissão de GEE nas instalações onde

os animais são criados (Chandwick et al., 2011; Philippe & Nicks, 2014; Broucek

& Cermak, 2015; Santana, 2016), no armazenamento dos resíduos (Park et al.,

2006; Broucek, 2017), durante o processo de compostagem (Sardá et al., 2010;

Zong et al., 2013), mas com a aplicação do composto de esterco suíno e da

cama de aves no solo ainda são escassos, principalmente nas nossas condições

51

de solo e clima subtropical. Diante disto, o presente estudo propõem avaliar a

utilização de composto de esterco suíno e cama de aves sobre o balanço de

carbono no solo e a emissão de gases de efeito estufa.

7.3 MATERIAL E MÉTODOS

7.3.1 Local e caracterização da área experimental

O estudo foi desenvolvido em experimento com 8 anos localizado no

município de Chapecó/SC (Figura 14), com coordenadas 27º 07’ S e 52º 37’ W,

643 m de altitude. O solo é classificado como Latossolo Vermelho distroférrico

(Embrapa, 1999) sob plantio direto. O clima da região é classificado como Cfa

(subtropical úmido com verão quente), segundo a classificação de Köppen.

Figura 14 - Mapa da América do Sul, Brasil, Estado do Santa Catarina e município de Chapecó mostrando a localização do local do estudo.

7.3.2 Instalação e condução do experimento

O experimento foi instalado em 2005 em um Latossolo Vermelho

distroférrico em plantio direto. Utiliza-se a rotação de culturas com

milho/aveia/feijão/mucuna/milho, avaliando-se produtividade do milho e feijão.

52

7.3.3 Tratamentos e delineamento experimental

O delineamento experimental foi de blocos ao acaso com três repetições.

As unidades experimentais apresentam área total de 3,6x5m, totalizando uma

área útil de 18m2 para coleta de solo e avaliação da produtividade das culturas.

Os tratamentos conduzidos no experimento são: a) testemunha – sem

adubação; b) esterco líquido de suínos = 60 m3 ha-1 no milho e 30 m3 ha-1 no

feijão; c) cama de aves; d) composto orgânico com esterco de aves; e) composto

orgânico de esterco de bovinos; f) composto de esterco de suínos em plataforma

de compostagem. Para este estudo foram selecionados os seguintes

tratamentos: testemunha, composto de esterco suíno (CES) e cama de aves

(EA), ambos na dose 10 t ha-1 de matéria seca.

7.3.4 Avaliações realizadas

7.3.4.1 Estimativa do aporte de C ao solo pelos compostos e resíduos vegetais

O aporte de carbono pelos resíduos da parte aérea do milho e do feijão

foi estimado com base no rendimento de grãos, utilizando índice de colheita de

0,4 para o milho e de 0,6 para o feijão (Araújo & Teixeira, 2012). A contribuição

média do sistema radicular na adição de C ao solo foi estimada em 30% do C

contido na parte área das culturas (Bolinder et al., 1999; Lovato et al., 2004).

Para estimar a quantidade de carbono aportado pelas culturas foi considerado o

teor de 40% de C nos resíduos (Bayer et al., 2000). O aporte de carbono pelos

compostos foi calculado em função do teor de carbono na massa seca do

composto.

7.3.4.2 Coleta e análise dos compostos

A cama de aves utilizada é proveniente de aves de corte e passam em

torno de dez lotes sobre o mesmo. O composto de esterco de suínos foi originado

de granjas que utilizam o sistema de plataforma de compostagem.

As principias características do esterco de aves e do composto de esterco suíno

encontram se na Tabela 5.

53

Tabela 5 - Composição média da cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) adicionados ao solo.

Material

orgânico MS

C

orgânico

N

totalP2O5 K2O Ca Mg Cu Zn Mn pH

--------------------------------------------%---------------------------------------------

CA 83,4 48,75 3,17 4,74 3,38 4,57 1,12 0,04 0,05 0,06 7,7

CES 42,6 43,15 2,01 2,36 1,93 1,53 0,64 0,05 0,15 0,11 7,5

7.3.4.3 Carbono orgânico do solo A metodologia para a análise do carbono orgânico do solo está descrita

no subitem 6.3.4.3 do ESTUDO I.

7.3.4.4 Amostragem de ar e análise de N2O e CH4

A metodologia para a amostragem de ar e análise de N2O e CH4 está

descrita no subitem 6.3.4.4 do ESTUDO I.

7.3.4.5 Fator de emissão de N2O

A metodologia para o cálculo do fator de emissão de N2O está descrita no

subitem 6.3.4.5 do ESTUDO I.

7.3.4.6 Potencial de aquecimento global (PAG) e índice de intensidade de emissão de GEE (IGEE)

As metodologias para o cálculo do potencial de aquecimento global (PAG)

e índice de intensidade de emissão de GEE (IGEE) estão descrita no subitem

6.3.4.6 do ESTUDO I.

54

Tabela 6 - Estimativa de custos anuais das operações e insumos agrícolas, de dois anos de avaliação, em CO2 equivalente (CO2 equiv. Kg ha-1 ano-1). (Estimados a partir de Lal, 2004 e Spagnollo, comunicação pessoal).

TratamentoOperação/

Insumo agrícola Quantidade consumida

Fator de conversão

*Custo CO2

equiv. (kg há-1 ano-1)

Con

trol

e

Semeadura

Diesel

8 L ha-1 ano-1

0,94

27,59


4 L ha-1 ano-1 13,79


Herbicida Glifosato 0,3 kg i.a ha-

1 ano-1 9,1 10,01

Total 61,76

Com

post

o de

est

erco

su

íno

Semeadura

Diesel

8 L ha-1 ano-1

0,94

27,59


4 L ha-1 ano-1 13,79

Aplicação CES

40 L ha-1

ano-1 137,99



1 ano-1 9,1 10,01

Total 199,75

Cam

a de

ave

s

Semeadura

Diesel

8 L ha-1 ano-1

0,94

27,59


4 L ha-1 ano-1 13,79

Aplicação EA

40 L ha-1

ano-1 137,99



1 ano-1 9,1 10,01

Total 199,75 * O resultado final foi multiplicado por 3,67 para transformar CE para CO2 equivalente.

7.3.4.7 Variáveis de solo e meteorológicas

As variáveis meteorológicas e de solo estão descritas no subitem 6.3.4.7

do ESTUDO I.

7.3.5 Análise estatística

A análise estatística está descrita no subitem 6.3.5 do ESTUDO I.

55

7.4 RESULTADOS E DISCUSSÃO

7.4.1 Condições meteorológicas As condições meteorológicas são as mesmas do ESTUDO I e encontra-

se descrita no subitem 6.4.1 do mesmo.

7.4.2 Aporte de carbono ao solo via compostos e resíduos vegetais

O aporte de carbono pelos resíduos vegetais para este estudo foi avaliado

somente nas culturas do milho e do feijão, pois não houve avaliação de matéria

seca das culturas da aveia e da mucuna. Houve diferença significativa entre os

tratamentos para o aporte médio anual de carbono com adição de cama de aves,

composto de esterco suíno e resíduos vegetais (Figura 15), a variação foi de 7,0

Mg ha-1 ano-1 a 0,3 Mg ha-1 ano-1.

O menor aporte de C foi observado no tratamento controle com 4,6 Mg

ha-1 ano-1, sendo verificado um aumento de 62% no tratamento com cama de

aves e 57% quando da aplicação do composto de esterco suíno. O menor aporte

de C no tratamento controle deve-se ao menor desenvolvimento do milho, na

média dos dois anos, que foi de 5,2 Mg MS ha-1 no controle, sendo que no

tratamento com composto de esterco suíno e cama de aves 9,9 Mg MS ha-1 e

8,5 Mg MS ha-1, respectivamente. O mesmo comportamento foi observado para

a cultura do feijão, onde o tratamento controle adicionou 1,5 Mg MS ha-1,

aumentando para 3,8 Mg MS ha-1 no tratamento com composto de esterco suíno

e com 3,9 Mg MS ha-1 cama de aves.

O tratamento com cama de aves foi o que aportou mais carbono ao solo

com 12 Mg ha-1 ano-1 sendo superior 62% e 11% quando comparado o controle

e o composto de esterco suíno, respectivamente. O maior aporte de C ao solo

com a cama de aves pode ser explicado pela diferença de 12% a mais de

carbono neste material em relação ao composto de esterco suíno.

O composto de esterco suíno aportou 10,8 Mg ha-1 ano-1 de carbono

anualmente ao solo. O menor aporte de carbono quando comparado ao

tratamento com cama de aves deve-se a maior contribuição da cama de aves

(4,4 Mg ha-1 ano-1) em comparação ao composto de esterco suíno (3,9 Mg ha-1

ano-1) no aporte de C, mesmo sendo verificado maior rendimento das culturas

com a utilização do composto de esterco suíno essa diferença de 0,5 Mg ha-1

56

ano-1 fez com que o tratamento com a cama de aves fosse superior no aporte de

C ao solo.

A cultura do milho aportou com 5,8 Mg ha-1 ano-1 de carbono ao solo, na

média dos tratamentos, contribuindo com 91% do aporte total de C via resíduos

vegetais. A maior contribuição do milho em aportar C ao solo foi com a adição

da cama de aves (7,0 Mg ha-1 ano-1) seguida pelo composto de esterco suíno

(6,2 Mg ha-1 ano-1) e pelo controle (4,3 Mg ha-1 ano-1). Esses resultados se devem

à adição dos nutrientes, principalmente do N presente na cama de aves e no

composto de esterco suínos (Tabela 1), proporcionando maior desenvolvimento

de biomassa vegetal. Alguns autores relatam a importância da cultura do milho

em contribuir com o aumento de C ao solo (Lovato et al., 2004; Sisti et al., 2004;

Diekow et al., 2005; Zanatta et al., 2007; Santos (2016)). Existem estudos sobre

a importância do sistema radicular na adição de carbono ao solo pela maior

proteção física do C das raízes (Mendez-Millan et al., 2010), maior relação C/N

e os teores de lignina e suberina que favorecem por um período maior de tempo

os resíduos radiculares (Rasse et al. (2005); Vivanco & Austin (2006)),

rizodeposição de compostos carbonados favorecendo o aumento de C do solo

(Pausch et al. (2012); Yao et al. (2012)).

57

Figura 15 - Aporte médio anual de C via cama de aves e composto de esterco suíno e resíduos vegetais em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto. Chapecó – SC. Médias seguidas com letas maiúsculas negrito comparam a adição anual total de C, letras maiúsculas (milho), minúsculas (feijão) comparam os tratamento quanto a adição anual de C via resíduos vegetais pelo teste de Tukey (P<0,10).

7.4.3 Carbono orgânico do solo Houve diferença no teor de carbono orgânico entre os tratamentos, na

camada de 0-5 cm (Tabela 7). O tratamento controle (24,29 g kg-1) não diferiu do

tratamento com cama de aves (30,29 g kg-1), tendo diferido do composto de

esterco suíno (34,30 g kg-1). Não observou-se diferença no teor de carbono

orgânico entre os tratamentos cama de aves e composto de esterco suíno.

Em estudo avaliando o sequestro e C e N afetado por cultivo de longo

prazo, sistemas de cultivo e fontes de adubação nitrogenada Sainju et al. (2008)

encontraram aumento nos teores de C orgânico com a utilização de cama de

aves na dose de 100 kg N ha-1 e 200 kg N ha-1 nas camadas de 0-10 cm e 10-

20 cm indicando que a utilização da cama de aves aumenta os teores de C

orgânico do solo em relação à adubação inorgânica. Os autores citam também

a importância da biomassa das culturas como uma fonte importante de C ao solo

Controle CA CES

Apo

rte

de C

(M

g ha

-1 a

no-1

)

0

2

4

6

8

10

12

14

Milho Feijão EA CES

BBb

AAa

BAa

58

e que a liberação do N pela cama de aves é crucial para a produção de biomassa

das culturas. Marchi et al. (2008) avaliando o efeito da adubação orgânica sobre

as frações de carbono de solos cultivados com alface americana também

observaram aumento do teor de carbono do solo em um Cambissolo adubado

com cama de aves.

Avaliando os efeitos da aplicação de cama de aves na cultura do algodão

sobre as propriedades do solo, Adeli et al. (2006) observaram que ao final de

três anos a concentração de C total no solo aumentou com a taxa de aplicação

de 6,7 Mg ha-1 de cama de aves (10,6 g kg-1) comparado ao fertilizante inorgânico

(8,5 g kg-1), aumento de 20% na profundidade de 0-15 cm.

O maior teor de carbono orgânico total observado nas camadas

superiores do solo neste estudo e em dados da literatura (Adeli et al. (2006);

Sainju et al. (2008)) pode ser explicado pelo maior acúmulo de resíduos das

culturas na superfície do solo, assim como o C dos adubos orgânicos

adicionados ao solo como fonte de nutrientes (Tabela 5).

Tabela 7 - Teor de carbono orgânico total e estoque de carbono em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC.

Profundidade, cm Controle CA CES

Teores de carbono, g kg-1

0-5 24,29 B 30,29 AB 34,30 A

5-10 17,28 ns 19,31 ns 20,56 ns

10-20 17,60 ns 15,24 ns 15,49 ns

20-30 14,85 ns 14,25 ns 14,75 ns

30-40 14,25 ns 13,86 ns 14,22 ns

40-60 13,08 ns 12,90 ns 13,56 ns

60-80 12,18 ns 13,55 ns 12,56 ns

80-100 9,32 ns 10,21 ns 10,71 ns

Estoque de carbono, Mg ha-1

0-30 68,1 A 75,5 A 71,1 A

0-100 167,3 A 173,3 A 178,5 A

Médias seguidas pela mesma letra, na linha, não diferem entre si pelo teste de Tukey (P<0,10). ns = não significativo.

59

O estoque de carbono no solo na camada de 0-30 cm foi de 68,1 Mg ha-1

para o controle, 75,5 Mg ha-1 para o tratamento cama de aves e 71,1 Mg ha-1

para o tratamento composto de esterco suíno. Na profundidade de 0-100 cm o

estoque de carbono foi 167,3 Mg ha-1, 173,3 Mg ha-1 e 178,5 Mg ha-1 para os

tratamento controle, EA e CES, respectivamente (Tabela 7).

Não houve diferença significativa entre os tratamentos nas profundidades

avaliadas (0-30 e 0-100 cm). Na camada de 0-30 cm podemos observar uma

tendência de aumento de 11 e 4% para os tratamentos com cama de aves e

composto de esterco suíno, respectivamente, em relação ao controle. Para a

profundidade de 0-100 cm também foi observada essa tendência de aumento no

estoque de carbono, sendo de 4% para a cama de aves e de 7% para o composto

suíno em relação ao controle (Figura 16).

Figura 16 - Estoque de carbono na camada de 0 a 100 cm em um Latossolo Vermelho distroférrico, em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. As médias dos tratamentos não diferiram significativamente pelo teste de Tukey (P<0,10). Não houve diferença entre os tratamentos composto de esterco suíno e

cama de aves para a taxa de acúmulo de carbono no solo (Figura 17). Houve

167,2

173,3

178,5

Controle CA CES

Est

oque

de

carb

ono,

Mg

ha-1

0150

160

170

180

190

200

210

DMS = 32,38(P<0,10)

167,2

173,3

178,5

60

aumento de acúmulo de carbono no solo para os dois tratamentos nas

profundidades de 0-5 cm e 0-10 cm. No tratamento com cama de aves ocorreu

diminuição do acúmulo de carbono a partir da profundidade 0-10 cm até 0-60

cm, voltando a aumentar de 0-60 cm até 0-100 cm. Com o composto de esterco

suíno a diminuição ocorreu da profundidade de 0-10 cm até 0-40 cm,

aumentando a partir desta até a profundidade de 0-100 cm. Sainju et al. (2008)

encontraram taxa de acúmulo de carbono de 510 kg C ha-1 ano-1 na profundidade

de 0-20 cm com utilização de cama de aves, na média dos sistemas de plantio

e de cultivo, a cama de aves acumulou 461 kg C ha-1 ano-1 em comparação com

141 kg C ha-1 ano-1 da adubação inorgânica.

Em trabalho utilizando cama de aves isolada ou suplementada com

fertilizante N inorgânico, Adeli et al. (2006) enfatizam que a cama de aves tem

papel fundamental no sequestro de C no solo e na construção da fertilidade do

solo. Watts et al. (2010) utilizando cama de aves e fertilizante inorgânico,

verificaram que a cama de aves sequestrou 22% a mais C no solo que o

fertilizante inorgânico.

Comparando os tratamentos de composto de esterco suíno e cama de

aves, verificamos que no acúmulo de C no solo o tratamento com composto de

esterco suíno foi superior 40% em relação a cama de aves na profundidade de

0-10 cm. Esse resultado é reflexo do maior estoque de carbono encontrado no

tratamento com composto de suíno (178,5 Mg ha-1) que foi 4% maior que o

estoque no tratamento com cama de aves (173,3 Mg ha-1).

61

Figura 17 - Taxa de acúmulo de carbono na camada de 0 a 100 cm em um Latossolo Vermelho distroférrico, em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. *ns – não significativo pelo teste de Tukey (P<0,10).

7.4.4 Emissão N2O no solo Os fluxos de N2O no período de setembro de 2013 a setembro de 2015

variou de 1474±595,2 µ N2O m-2 h-1 a -112±114,8 µ N2O m-2 h-1 (Figura 18). No

período de 2013/2014 a emissão máxima foi de 1474±595,2 µ N2O m-2 h-1 no

solo com aplicação da cama de aves. No segundo período de avaliação

2014/2015 o maior fluxo ocorreu no solo com o tratamento composto de esterco

suíno 552±158,4 µ N2O m-2 h-1, sendo verificado também influxo no solo de -

112±114,8 µ N2O m-2 h-1.

O influxo ou consumo de N2O observado no segundo ano de avaliação é

um fenômeno ainda pouco compreendido, mas pode estar associado a baixa

disponibilidade de N e O2 no solo, como foi observado neste estudo, onde os

teores de NH4+ e NO3

- no solo encontravam-se baixos e a PPA em torno de 60%

(Figura 5). Segundo Chapuis-Lardy et al. (2007) quanto maior for o tempo de

permanência do N2O no solo por sua produção em camadas mais profundas ou

Taxa de acúmulo de Carbono (Mg ha-1 ano-1)

0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4

Pro

fun

did

ade,

cm

CES CA

0 - 50 - 100 - 20

0 - 30

0 - 40

0 - 60

0 - 80

0 - 100

ns

ns

ns

ns

ns

ns

ns

ns

62

pela difusão lenta para a atmosfera, maior será a quantidade de N2O utilizada

como aceptor de elétrons, assim aumentando as emissões de N2.

Figura 18 - Fluxos de N2O em Latossolo Vermelho distroférrico, em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. As maiores emissões de N2O foram observadas na primavera/verão, após

a aplicação dos tratamentos. No primeiro ano a maior emissão foi de 1474±595,2

µ N2O m-2 h-1 no tratamento com cama de aves. Essas maiores emissões

coincidiram também com a maior disponibilidade de NH4+ e NO3

- no solo, a

temperatura do solo encontrava-se mais elevada e a porosidade preenchida por

água (PPA) manteve-se entre 60 e 80% na maior parte do período de avaliação

(Figura 19). As emissões para cama de aves corroboram com Sistani et al.

(2011) avaliando emissões de GEE de diferentes fontes de N, onde os maiores

fluxos diários ocorreram após aplicação de cama de aves nos dois anos de

avaliação, em comparação a fonte mineral e ao controle. Os autores sugerem

que essas maiores emissões foram influenciadas por fatores ambientais como

temperatura e umidade do solo, por estimular uma maior atividade microbiana

out/13 jan/14 abr/14 jul/14 out/14 jan/15 abr/15 jul/15 out/15

N2O

, g

m-2

h-1

-200

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

CONTROLE CES CA


AC

AC

63

resultando em aumento da mineralização de N orgânico da cama de aves. Smith

et al. (2012) avaliando o impacto da aplicação de fertilizantes no solo e as

emissões de GEE na cultura do milho, utilizando a dose de 170 kg N ha-1,

verificaram que a cama de aves (0,03 µmol m-2 min-1) foi significativamente

superior aos fluxos médios da ureia, nitrato de amônia e o controle (0,01 µmol

m-2 min-1).

No segundo ano a maior emissão foi com a aplicação de composto de

esterco suíno (552±158,4 µ N2O m-2 h-1), neste período as emissões ocorreram

com baixa disponibilidade de N no solo, umidade do solo em torno de 60% e

temperatura elevada. Drury et al. (2014) avaliando a influência de diferentes

compostos sobre o rendimento de grãos de milho e as emissões de N2O e CO2,

encontraram no primeiro ano maior emissão de N2O com a utilização de

composto de esterco suíno (5,4 kg N-N2O ha-1), sendo 6,7 vezes maior quando

comparado ao controle (0,8 kg N-N2O ha-1), 4 vezes mais que o composto de

resíduo de jardim (2,7 kg N ha-1) e duas vezes mais que o composto de resíduo

de cozinha (1,3 kg N ha-1). Na média dos 3 anos de avaliação o composto de

esterco suíno obteve emissão de 2,7 kg N ha-1, sendo 80% superior ao controle.

Os autores atribuem a maior emissão ao composto de esterco suíno em

comparação ao outros compostos pelo elevado teor de NO3- contido no mesmo.

Analisando os dados da adição da cama de aves e do composto de

esterco suíno ao solo, assim como os dados encontrados na literatura, podemos

inferir que as maiores emissões foram influenciadas por condições ambientais

como maior temperatura, umidade do solo e pela disponibilidade de N no solo,

fatores que têm grande influência na nitrificação e na desnitrificação, pois

determinam a atividade dos microrganismos do solo (Signor et al., 2013). Outro

fato a ser considerado é a adição de resíduos com alta relação C/N, que faz com

que ocorra imobilização temporária do N mineral pelos microrganismos (Cardoso

et al., 2011), reduzindo as emissões de N2O para a atmosfera (Yao et al., 2010).

64

Figura 19 - Teores de NH4

+ (a), NO3- (b), temperatura do solo (c) e porosidade

preenchida por água (d) de um Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação da cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. AC – aplicação do composto.

(a)

(b)

(c)

(b)

Tem

pera

tura

do

solo

, °C

12

14

16

18

20

22

24

26

28

NO

3- , m

g kg

-1

0

1

2

3

4

NH

4+,

mg

kg-

1

0

1

2

3

4

5

Período de avaliação


PP

A,

%

40

60

80

100

Controle CES CA

(a)

(b)

(c)

(d)

ACAC

65

Os valores de intensidade de NO3- e NH4

+ não foram significativos para os

dois anos de avaliação e a intensidade temperatura do solo também não foi

significativa para o período 2014/15 (Figura 20).

A relação entre a emissão de N2O e a intensidade de NH4+ foi linear

positiva com R2 = 0,32 (P= 0,524) no período de 2013/14, para 2014/15 a relação

linear foi negativa (P= 0,865, R2 = 0,08) (Figura 20). Para o parâmetro do solo

NO3-, nos períodos de 2013/14 e 2014/15 observou-se relação linear negativa

com a emissão de N2O, com R2 = 0,34 (P= 0,505) e R2 = 0,14 (P=0,778),

respectivamente. Essa fraca relação que podemos observar pelos valores de R2

mostra que a intensidade de NH4+ e a intensidade de NO3

- explica pouco a

emissão de N2O, não sendo possível identificar através destes resultados qual o

processo microbiano foi responsável pela formação do N2O no solo.

Houve forte relação linear entre a emissão acumulada de N2O e a

intensidade de temperatura do solo no período de 2013/14, com R2 = 0,86 (P=

0,027) e foi significativa a P<0,10. Tendo explicado 86% das emissões de N2O

neste período. No segundo ano de avaliação a relação linear foi positiva para a

emissão acumulada de N2O e a intensidade de temperatura do solo, com R2 =

0,64 (P= 0,168), o valor de R2 mostra uma relação moderada entre as variáveis,

onde a intensidade de temperatura do solo explicou 64% da emissão acumulada

de N2O para o período. As reações microbianas no solo são maiores a

temperaturas em torno de 28ºC (Moreira & Siqueira, 2006). O aumento da

temperatura do solo estimula a atividade microbiana (respiração do solo) (Signor

et a., 2013), com aumento no consumo de O2 criando microssítios de

anaerobiose podendo favorecer a produção de N2O pelo processo de

desnitrificação (Li et al., 2000).

66

Figura 20 - Relação entre intensidade de nitrato, amônia e temperatura do solo nos anos 2013/14 (a) e 2014/15 (b) de um Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação da cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC.

Houve diferença significativa para a emissão acumulada de N2O entre o

tratamento cama de aves e o tratamento controle no período da primavera/verão

2013/14, não tendo havido diferença entre o composto de esterco suíno e o

esterco de aves. No outono/inverno deste mesmo período, não foi observado

Intensidade de NH4+, kg ha dia-1

1,5 1,6 1,7 1,8 1,9 2,0

Em

issã

o ac

umul

ada

N2O

, kg

ha-

1

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0CES aveia CES milho Controle aveia Controle milho CA aveia CA milho

y = - 2,27 - 1,89xR2 = 0,32 (P= 0,524)

0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

y = -1,60 - 1,96xR2 = 0,08 (P = 0,865)

Intensidade de NO3-, kg ha dia-1

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

Em

issã

o ac

umul

ada

N2O

, kg

ha-

1

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5


y = -1,83 - 1,12xR2 = 0,34 (P = 0,505)

0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0 1,1

y = -1,98 - 3,17xR2 = 0,14 (P= 0,778)

Intensidade tempertura do solo

12 14 16 18 20 22

Em

issã

o ac

umul

ada

N2O

, kg

ha-

1

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5


y = -3,31 - 0,13xR2 = 0,86 (P = 0,027)

12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32

y = -2,07 - 0,08xR2 = 0,64 (P = 0,168)

(a)

(a)

(a)

(b)

(b)

(b)

67

diferença entre os tratamentos. No período de 2014/15 não houve diferença

significativa entre os tratamentos, tanto para primavera/verão como no

outono/inverno (Figura 21).

Na primavera/verão de 2013/14 a emissão acumulada no solo foi de 1,44

kg N2O ha-1 no controle, 1,96 kg N2O ha-1 para o composto de esterco suíno e

2,79 kg N2O ha-1 para a cama de aves. No outono/inverno do mesmo período a

variação foi de 0,49 kg N2O ha-1, 0,46 kg N2O ha-1 e 0,68 kg N2O ha-1 para

controle, composto de esterco suíno e cama de aves, respectivamente.

No ano de 2014/15 a emissão acumulada de N2O na primavera/verão foi

de 0,44 kg N2O ha-1 no controle, 3,23 kg N2O ha-1 no tratamento com composto

de esterco suíno e 2,78 kg N2O ha-1 no tratamento com cama de aves. No

outono/inverno as emissões acumuladas foram de 0,26 kg N2O ha-1 para o

controle, 0,49 kg N2O ha-1 no tratamento com composto de esterco suíno e de

0,38 kg N2O ha-1 para o tratamento cama de aves.

Nos dois anos de avaliação as maiores emissões acumuladas foram

observadas na primavera/verão. No período de 2013/14 podemos observar que

havia maior disponibilidade de N mineral no solo, com a PPA acima de 60% e

temperatura do solo elevada. Para 2014/15 a disponibilidade de N diminuiu e a

PPA manteve-se acima de 60% (Figura 20). Essas condições favorecem a

atividade microbiana do solo e com a restrição de O2 durante esses períodos o

processo de formação do N2O que pode ter prevalecido é a nitrificação (Bateman

& Baggs, 2005)

68

Figura 21 - Emissão acumulada de N2O em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação), nos anos agrícola 2013/14 e 2014/15. Chapecó – SC. Médias seguidas pela mesma letra, dentro do ano, não diferiram significativamente pelo teste de Tukey (P<0,10).

7.4.5 Fator de emissão (FE) O fator de emissão é definido pela Agência de Proteção Ambiental do EUA

– Environmental Protection Agency (EPA) como o valor representativo que

relaciona a quantidade de poluente emitido para a atmosfera associada a uma

atividade e ao lançamento desse poluente (EPA, 1995; EPA, 2000), e facilitam

as estimativas das emissões de várias fontes de poluição atmosférica (Lacey et

al., 2003).

Entre o fator de emissão dos tratamentos composto de esterco suíno e

cama de aves não houve diferença significativa (Figura 22). No ano de 2013/14

o fator de emissão no tratamento com compostos de esterco suíno foi de 0,13%

e no tratamento com cama de aves foi de 0,30%. No segundo ano de avaliação,

o fator de emissão para o composto de esterco suíno foi 0,83% e o fator de

emissão com cama de aves foi 0,48%. Na média dos tratamentos o composto

de esterco suíno foi maior com 0,48% e cama de aves 0,39%, sendo estes

2013/14

Controle CES CAControle CES CA

Controle CES CA

Em

issã

o a

cum

ulad

a N

2O,

kg h

a-1

0

1

2

3

4

5

2014/15 Média

b

ab

a

a

a

a

Primavera/verão

Outono/inverno

a

a

a

a

a

a

69

valores 2 e 2,5 vezes menor, respectivamente, que o valor preconizado pelo

IPCC de 1% para dejeto de animais (IPCC, 2006).

Em estudo para avaliar as emissões de GEE de diferentes fertilizantes

nitrogenados, Sistani et al. (2011) encontraram fator de emissão para cama de

aves no ano de 2009 de 3,2% e para 2010 de 5,8%. Os autores associam as

maiores emissões e, consequentemente, maior fator de emissão ao ano de 2010

pela maior temperatura neste período de avaliação em comparação com 2009.

Figura 22 - Fator de emissão de N2O em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES). Chapecó – SC.

7.4.6 Emissão CH4 no solo Os fluxos de CH4 durante o período de avaliação variaram de -158±94,14

µ CH4 m-2 h-1 a 287±200,81 µ CH4 m-2 h-1. Durante o período avaliado observou-

se absorção de CH4 (Figura 23).

Na primavera/verão de 2013/14 os maiores fluxos foram observados no

tratamento controle (287±200,81 µ CH4 m-2 h-1) e no tratamento composto de

esterco suíno (279±28,28 µ CH4 m-2 h-1). No outono/inverno os maiores fluxos

foram nos tratamentos cama de aves (70±20,74 µ CH4 m-2 h-1) e no composto de

2013/14

CES CA CES CA CES CA

Fat

or d

e em

issã

o (%

)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,02014/15 Média

DMS = 0,35(P<0,10)

DMS = 1,18(P<0,10)

70

esterco suíno (24±31,51 µ CH4 m-2 h-1). Em 2014/15 na primavera/verão o maior

fluxo foi no tratamento composto de esterco suíno (74±19,03 µ CH4 m-2 h-1) e

ocorreu a maior absorção de CH4 no tratamento controle (-38±58,93 µ CH4 m-2

h-1). No outono/inverno o maior fluxo foi observado no tratamento cama de aves

com 120±117,40 µ CH4 m-2 h-1, enquanto no tratamento controle observou-se

absorção de -31±8,50 µ CH4 m-2 h-1.

Avaliando emissões de GEE de diferentes fontes nitrogenadas Sistani et

al. (2011) encontraram fluxos negativos de CH4 em diferentes datas de

amostragem, principalmente em 2010. Os autores acreditam que o maior

impacto nos valores negativos foi devido a condições de umidade e temperatura

do solo, pois a porosidade preenchida por água mante-se abaixo de 30% e os

fluxos de CH4 com cama de aves foi menor que 5 g C-CH4 ha-1 dia-1 durante os

dois anos de avaliação. Smith et al. (2012) observaram, em geral, valores

negativos para CH4 utilizando cama de aves, sugerindo que esse tratamento

possa atuar como dreno de CH4 em vez de fonte.

As emissões de CH4 para a atmosfera permaneceram baixas durante os

dois anos de avaliação, somente logo após a primeira aplicação dos tratamento

que ocorreu fluxo elevado e, mesmo em condições de elevada umidade do solo,

com PPA acima de 60% na maior parte do período de avaliação observou-se

consumo de CH4 pelo solo, demonstrando o potencial do composto de esterco

suíno e da cama de aves em atuar como dreno de CH4, evitando emissões para

a atmosfera.

71

Figura 23 - Fluxos de CH4 em um Latossolo Vermelho distroférrico, em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (EA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. AC – aplicação do composto.

No primeiro ano de avaliação não houve diferença significativa entre os

tratamentos, tanto na primavera/verão como no outono/inverno. No período de

2014/15 houve diferença significativa entre o tratamento controle e a cama de

aves, mas não entre a cama de aves e composto de esterco suínos no

outono/inverno. Na primavera/verão não foi observada diferença entre os

tratamentos (Figura 24a).

No período de 2013/14 a emissão acumulado de CH4 na primavera/verão

foi de -0,07 kg CH4 ha-1 para o tratamento controle, 0,34 kg CH4 ha-1 para o

tratamento composto de esterco suíno e 0,18 kg CH4 ha-1 para o tratamento com

cama de aves. No outono/inverno foram de 0,072 kg CH4 ha-1, 0,077 kg CH4 ha-

1 e 0,098 kg CH4 ha-1 para os tratamentos controle, composto de esterco suíno e

cama de aves, respectivamente.

No segundo ano de avaliação, na primavera/verão, a emissão acumulada

variou de 0,69 kg CH4 ha-1 para o tratamento controle, 0,13 kg CH4 ha-1 para o


CH

4,

g m

-2 h

-1

-200

-100

0

100

200

300

400

CONTROLE CES CA


AC

AC

72

composto de esterco suíno e 0,009 kg CH4 ha-1 para a cama de aves. Para o

outono/inverno foi de -0,33 kg CH4 ha-1 para o controle, 0,05 kg CH4 ha-1 para o

composto de esterco suíno e 0,27 kg CH4 ha-1 para a cama de aves.

A emissão líquida de CH4 no período de 2013/14 foi de 0,0024 kg CH4 ha-

1 para o tratamento controle, 0,41 kg CH4 ha-1 para o tratamento composto de

esterco suíno e 0,28 kg CH4 ha-1 para cama de aves. No período de 2014/15 foi

de 0,35 kg CH4 ha-1, 0,19 kg CH4 ha-1 e 0,26 kg CH4 ha-1 para o controle,

composto de esterco suíno e cama de aves, respectivamente (Figura 24b).

73

Figura 24 - Emissão acumulada (a) e líquida (b) de CH4 em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação), nos anos agrícola 2013/14 e 2014/15. Chapecó – SC. *ns não significativo pelo teste de Tukey (P<0,10).

2013/14

Em

issã

o de

CH

4, k

g ha

-1

-0,4

-0,2

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,02014/15 Média

Primavera/verão

Outono/inverno

Controle CES CAControle CES CA

Controle CES CA0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

ns

(a)

(b)

nsns

ns

aab

b

ns

74

7.4.7 Custos em CO2 equivalente

Os custos médios em C equivalente para o período de avaliação variou

de 61,76 CO2 eq kg ha-1 ano-1 no tratamento controle e 199,75 CO2 eq kg ha-1

ano-1 nos tratamentos com composto de esterco suíno e cama de aves (Tabela

6). A adubação com cama de aves e composto de esterco suíno representou

69% do custo em CO2 dos tratamentos com estas adubações, dentre as práticas

agrícolas e insumos.

7.4.8 Potencial de aquecimento global (PAG)

Não houve diferença significativa entre os tratamentos para o potencial de

aquecimento global (Tabela 8). No primeiro ano de avaliação o tratamento

controle emitiu 645,99 Kg CO2 eq ha-1 ano-1, enquanto os tratamentos com

composto de esterco suíno e cama de aves mitigaram 4208,59 Kg CO2 eq ha-1

ano-1 e 1517,86 Kg CO2 eq ha-1 ano-1, respectivamente, tendo se comportado

como dreno de CO2.

No período de 2014/15 o comportamento dos tratamentos foi semelhante

ao primeiro ano, tendo o controle emitido 66,79 Kg CO2 eq ha-1 ano-1, o composto

de esterco suíno e a cama de aves mitigado 3859,17 Kg CO2 eq ha-1 ano-1 e

1651,99 Kg CO2 eq ha-1 ano-1, respectivamente, atuando como dreno de CO2.

Os tratamentos com cama de aves e composto de esterco suíno terem mitigado

as emissões de CO2 para a atmosfera, se deve ao maior estoque de C no solo

com esses tratamentos de 4 e 7%, respectivamente, em relação ao tratamento

controle (Figura 3), e ao aporte de C pela maior biomassa das culturas (Figura

15). Segundo Magrin et al. (2007) o aumento do C no solo é considerado

alternativa viável para mitigar as emissões de CO2 na agricultura em curto prazo.

75

Tabela 8 - Rendimento médio de grãos de milho, considerando 2 anos de experimento, potencial de aquecimento global (PAG) e índice de intensidade de emissão de GEE (IGEE), em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC.

Ano Tratamento Rendimento PAG IGEE

Kg ka-1 Kg CO2 eq ha-1

ano-1 Kg CO2 eq kg-1

grãos Controle 7333,3 B 645,9 ns 0,20 ns

2013/14 CES 11022,0 A -4208,6 -0,37

CA 10164,0 A -1517,9 -0,23

Controle 3463,1 B 66,8 ns 0,001 ns

2014/15 CES 9771,0 A -3859,2 -0,33

CA 7572,2 A -1651,9 -0,12

Controle 5398,2 356,4 0,10

Média CES 10396,5 -4033,8 -0,35

CA 8868,1 -1584,9 -0,17 Médias seguidas pela mesma letra, na coluna, não diferiram entre si pelo teste de Tukey (P<0,10). ns = não significativo.

O índice de intensidade de emissão de gases de efeito estufa (IGEE) não

apresentou diferença entre os tratamentos (Tabela 8) e variou de -0,12 Kg CO2

eq kg-1 grãos a 0,20 Kg CO2 eq kg-1 grãos.

No tratamento controle foi observada a maior emissão, nos dois anos de

avaliação, sendo 0,20 Kg CO2 eq kg-1 grãos e 0,001 Kg CO2 eq kg-1 grãos,

respectivamente. Esse tratamento emitiu, na média, do período de avaliação

356,4 Kg CO2 eq ha-1 ano-1, verificamos pelo menor rendimento de grãos e

estoque de C no solo (Figura 3), ser um sistema com menor sustentabilidade,

quando comparado aos sistemas que utilizam a adubação orgânica.

Na média dos dois anos de avaliação, os tratamentos com composto de

esterco suíno e cama de aves mitigaram 0,35 Kg CO2 eq kg-1 grãos e 0,17 Kg

CO2 eq kg-1 grãos, respectivamente. Os valores negativos do IGEE para a cama

de aves e composto de esterco suíno mostram ser possível produzir grãos com

maior sustentabilidade, diminuindo o impacto ambiental, pois contribuem para o

aumento e manutenção do C orgânico do solo, através do aporte do C presente

nos compostos e pelo maior desenvolvimento de biomassa das culturas onde

foram utilizados (Figura 15).

76

7.5 CONCLUSÕES

As emissões de óxido nitroso aumentaram logo após a primeira aplicação

da cama de aves e composto de esterco suíno, mantendo-se baixa no restante

do período de avaliação.

Foram observadas pequenas emissões de metano e também consumo

pelo solo durante todo o período em que foi avaliado.

Os estoques de carbono no solo não diferiram entre o composto de

esterco suíno e a cama de aves foi observado uma tendência de aumento em

relação ao controle.

Não houve diferença no fator de emissão de N2O entre o composto de

esterco suíno e a cama de aves.

O potencial de aquecimento global e o índice de intensidade de emissão

de GEE foram negativos para cama de aves e composto de esterco suíno,

demonstrando que os tratamentos foram capazes de sequestrar carbono no

solo, mitigando as emissões de gases de efeito estufa e produzir grãos com

menor impacto ambiental.

77

8. CONSIDERAÇÕES FINAIS

A utilização de adubação orgânica com dejeto de suínos, composto de

esterco suíno e cama de aves pode ser utilizada como estratégia para aportar

carbono ao solo pela maior produção de biomassa vegetal e pelo carbono

presente nos próprios dejetos animais.

Através da análise do potencial de aquecimento global e do índice de

intensidade de emissão de gases de efeito estufa, verificamos que os dejetos de

animais utilizados no presente estudo têm potencial para mitigar as emissões de

gases de efeito estufa pelo maior aporte de carbono ao solo e também

demonstram ser capazes de produzir mais grãos com menor impacto ambiental

do que a adubação mineral ou com baixo uso de insumos (sem aplicação de

fertilizantes).

Existem estudos avaliando a emissão de gases de efeito estufa no local

onde os animais são criados, no processo de armazenamento dos dejetos,

durante o processo de compostagem dos dejetos, mas são necessários mais

estudos para avaliar a emissão dos gases de efeito estufa com a aplicação

desses resíduos ao solo. Na região Sul o volume desses resíduos é significativo

e precisam de maiores informações para uma destinação correta, com o

composto de esterco suíno e a cama de aves praticamente não existem dados

nas condições de clima e solo em regiões tropicais e subtropicais.

78

9. REFERÊNCIA BIBLIOGRÁFICA ABPA - Associação Brasileira de Produção Animal. Relatório anual 2015. Disponível em: <www.abpa-br.com.br/>. Acesso em: 10 de dezembro de 2016. ADELI, A.;SISTANI, K. R; ROWE, D. E.; TEWOLDE, H. Effects of Broiler Litter Applied to No-Till and Tillage Cotton on Selected Soil Properties. Soil Science Society of America Journal, Madison, n. 3, v. 71, p. 974–983, 2006. ADELI, A.; VARCO, J.J. Swine lagoon as a source of nitrogen and phosphorus for summer forage grasses. Agronomy Journal, Madison, v. 93, p. 1174-1181, 2001. ADELI, A., et al. Effect of long-term swine effluent application on selected soil properties. Soil Science, The Hague, n.3, v.173, p.223-235, 2008. ANDRADE, A. P. Estoque e frações de carbono e atributos físicos em Nitossolo Vermelho relacionados à aplicação de esterco em sistemas de produção. 2013. 86 p. Tese (Doutorado em Manejo do Solo) – Universidade do Estado de Santa Catarina. Programa de Pós-Graduação em Ciências Agrárias, Lages, 2013 ANUALPEC – Anuário da pecuária brasileira. São Paulo: Instituto FNP, 2015. p. 313. ARAÚJO. A. P.; TEIXEIRA. M. G. variabilidade dos índices de colheita de nutrientes em genótipos de feijoeiro e sua relação com a produção de grãos. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, v. 36, n. 1, p. 137-146, 2012. ARRUDA et al. 2010. Alicação de dejeto suíno e estrutura de um latossolo vermelho sob semeadura direta. Ciência e Agrotecnologia, Lavras, v. 34, n.4, p. 804-809, 2010. BAGGS, E. M., PHILIPPOT, L. Microbial terrestrial pathways to nitrous oxide. In: SMITH, K. A. (Ed.). Nitrous oxide and climate change. 2010. p. 4-35. BAGGS, E. M.; CHERRII, J.; NDUFA, J. K. A. A short-term investigation of trace gas emissions following tillage and no-tillage of agroforestry residues in Western Kenya. Soil and Tillage Research, Amsterdam, v. 90, n. 1-2, p. 69-76, 2006.

79

BALESDENT, J.; BALABANE, M. Major contribution of roots to soil carbon storage inferred from maize cultivated soils. Soil Biology and Biochemistry, Oxford, v.28, p.1261‐1263, 1996. BASSO, C. J.; CERETTA, C. A.; FLORES, E. M. M.; EDUARDO GIROTTO, E. Teores totais de metais pesados no solo após aplicação de dejeto líquido de suínos. Ciência Rural, Santa Maria, v.42, n.4, p.653-659, 2012. BASTOS, D. F. Emissão de gases de efeito estufa em solo sob integração lavoura-pecuária com ovinos no Sul do Brasil. 2014. 59p. Dissertação (mestrado em Ciência do Solo) – Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo, Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, 2014. BATEMAN, E. J. BAGG, E. M. Contributions of nitrification and denitrification to N2O emissions from soils at different water-filled pore space. Biology and Fertility of Soils, Berlim, v.41, n.6, p.379-388, 2005. BAYER, C., et al. Organic matter storage in a sandy clay loam Acrisol affected by tillage and cropping systems in southern Brazil. Soil and Tillage Research, Amsterdam, v. 54, n. 1–2, p. 101-109, 2000. BAYER, C.; MIELNICZUK, J.; MARTIN-NETO, L.; ERNANI, P. R. Stocks and humification degree of organic matter fractions as affected by no-tillage on a subtropical soil. Plant and Soil, Dordrechet, v. 238, n. 1, p. 133-140, 2002. BHATTACHARYYA, R. et al. Long term effects of fertilization on carbon and nitrogen sequestration and aggregate associated carbon and nitrogen in the Indian sub-Himalayas. Nutrient Cycling in Agroecosystems, Dordrecht, v.86, n.1, p.1–16, 2010. BOECKS, P.; VAM, C.; VILLARALVO, I. Methane oxidation in soils with different textures and land use. Nutrient Cycling in Agroecosystems, Heidelberg, v. 49, n. 1-3, p. 91-95, 1997. BOLINDER, M.A.; ANGERS, D.A.; GIROUX, M.; LAVERDIERE, M.R. Estimating C inputs retained as soil organic matter from corn (Zea mays L.). Plant and Soil, Dordrechet, v.215, p.85‐91, 1999. BOUWMAN, A.F. Direct emission of nitrous oxide from agricultural soils. Nutrient Cycling in Agroecosystems, Dordrecht, v. 46, n. 1, p. 53-70, 1996. BRAR, B. S.; SINGH, J.; SINGH, G.; KAUR, G. Effects of Long Term Application of Inorganic and Organic Fertilizers on Soil Organic Carbon and Physical Properties in Maize–Wheat Rotation. Agronomy, Basel, v.5, n.2, p.220-238, 2015. BRATTI, F. C. Uso da cama de aviário como fertilizante orgânico na produção de aveia preta e milho. 2013. 70p. (Dissertação) - Programa de Pós-Graduação em Zootecnia, Universidade Tecnológica Federal do Paraná, Dois Vizinhos, 2013.

80

BROUČEK, J.; ČERMAK, B. Emission of harmful gases from poultry farms and possibilities of their reduction. Ekologia, Bratislava, v.34, n.1, p. 89–100, 2015. BROUCEK, J. Nitrous oxide production from cattle and swine manure. Journal of Animal Behaviour Biometeorology, Mossoró, v.5, n.1 p.13-19, 2017. BRUGNARA, E. C.; NESI, C. N.; VERONA, L. A. F. Cama de aviário e composto de dejetos suínos em substratos para mudas de maracujazeiro-amarelo. Científica, Jaboticabal, v.42, n.3, p.242–251, 2014. BUSO, D. H. W.; KLIEMANN, J. H. Relações de carbono orgânico e de nitrogênio total e potencialmente mineralizável com o nitrogênio absorvido pelo milheto. Pesquisa Agropecuária Tropical, Goiânia, v.33, n.2, p.97-105, 2003. CALEGARI, A. Seqüestro de carbono, atributos físicos e químicos em diferentes sistemas de manejo em um Latossolo argiloso do Sul do Brasil. 2006. 191p. Tese (Doutorado) - Universidade Estadual de Londrina, Londrina, 2006. CARDOSO, E.G., et al. Nitrogen dynamics in soil management systems: II - mineralization and nitrification rates. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, v. 35, n. 5, p. 1651-1660, 2011. CARMELLO, Q. A. C. Curso de nutrição/fertirrigação na irrigação localizada: Apostila: Piracicaba: Departamento de Solos e Nutrição de Plantas, 1999. 59p. CERETTA, C. A.; DURIGON, R.; BASSO, C. J. et al. Características químicas de solo sob aplicação de esterco líquido de suínos em pastagem natural. Pesquisa Agropecuária Brasileira, Brasília, v.38, n.6, p.729-735, 2003. CERETTA, C. A. et al. Produtividade de grãos de milho, produção de matéria seca e acúmulo de nitrogênio, fósforo e potássio na rotação aveia preta/milho/nabo forrageiro com aplicação de dejeto líquido de suínos. Ciência Rural, Santa Maria, v.35, p.1287-1295, 2005. CERRI, C.C; BERNOUX, M.; CERRI. C E. P.; LAL, R. Challenges and opportunities of soil carbono sequestration in Latin America. In: LAL, R.; CERRI, C. C.; BERNOUX, M. ETCHEVERS, J. D.; CERRI, C. E. P. (Ed.). Carbon sequestration in soils of Latin America. New York: The Haworth Press, 2006. v. 1, p. 41-47. CASSOL, P.C. et al. Disponibilidade de macronutrientes e rendimento de milho em Latossolo fertilizado com dejeto suíno. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, v.36, p.1911-1923, 2012. CHADWICK, D.R., B.F. PAIN, S.K.E. BROOKMAN. Nitrous oxide and methane emissions following application of animal manures to grassland. Journal Environmental Quality, Madison, v. 29, n. 1, p. 277–287. 2000. CHADWICK, D. et al. Manure management: Implications for greenhouse gas emissions. Animal Feed Science and Technology, Amsterdam, v.166, n.167, p.514– 531, 2011.

81

CHAN, A.S.K., PARKIN T.B. Methane oxidation and production activity in soils from natural and agricultural ecosystems Journal Environmental Quality, Madison, v.30, p.1896–1903, 2001. CHAPUIS-LARDY L. et al. Soils, a sink for N2O? A review. Global Change Biology, Oxford, v. 13, p. 1-17, 2007.

CHIRINDA, N., OLESEN, J.E., PORTER, J.R., SCHJONNING, P. Soil properties, crop production and greenhouse gas emissions from organic and inorganic fertilizerbased arable cropping systems. Agriculture, Ecosystems and Environmental, Amsterdam, v.139, n.4, p.584–594, 2010. COMISSÃO DE QUÍMICA E FERTILIDADE DO SOLO. Manual de adubação e calagem para os estados de Rio Grande do Sul e de Santa Catarina. SBCS/Comissão de Química e Fertilidade do Solo. 11 ed., 2016. 376p. DEL GROSSO, S. J. et al. General CH4 oxidation model and comparisons of CH4 oxidation in natural and managed systems. Global Biogeochemical Cycles. v. 14, n.4, p. 999-1019. 2000. DENEGA, G. L. Emissão de óxido nitroso e dióxido de carbono após aplicação de dejetos de suínos e bovinos em um argissolo. 2009. 92p. Dissertação (mestrado em Ciência do Solo) - Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo, Universidade Federal de Santa Maria, Santa Maria, 2009. DIEKOW, J. et al. Soil C and N stocks as affected by cropping systems and nitrogen fertilisation in a southern Brazil Acrisol managed under no‐tillage for 17 years. Soil and Tillage Research, Amsterdam, v.81, p.87‐95, 2005. DIESEL. R.; MIRANDA, C. R.; PREDOMO, C. C. Coletânea de tecnologias sobre dejetos suínos. Concórdia: Embrapa Suíno e Aves, Emater/RS. Boletim informativo de pesquisa e extensão, 14. 30p. 2002. DURIGON, R.; CERETTA, C. A.; BASSO, C. J.; BARCELLOS, L. A. R.; PAVINATO, P. S. Produção de forragem em pastagem natural com o uso de esterco líquido de suínos. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Campinas, v. 26, p. 983-992, 2002. ELLERT, B. H.; BETTANY, J. R. Calculation of organic matter and nutrients stored in soils under contrasting management regimes. Canadian Journal of Soil Science, Ottawa, v. 75, n. 4, p. 529-538, 1995. EPA. Compilation of air pollutant emission factors, AP – 42. 5. Ed. Washington, DC: USEPA, 1995. EPA. Supplements to the compilation of air pollutant emission factors, AP – 42. 5. Ed. Washington, DC: USEPA, 2000. ESCOBAR, L. F. et al. Postharvest nitrous oxide emissions from a subtropical Oxisol as influenced by summer crop residues and their management. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, v. 34, n.2, p. 507-516, 2010.

82

FIRESTONE, M. K.; DAVIDSON, E. A. Microbial basis of NO and N2O production and consumption in soils. In: ANDRAE, M. O.; SCHIMEL, D. S. (Eds.). Exchange of trace gases between terrestrial ecosystems and the atmosphere. New York: John Wiley, 1989. p. 7-21. FILGUEIRA, F. A. R. Manual de Olericultura: Agrotecnologia moderna na produção e comercialização de hortaliças. Viçosa: Editora UFV, 2000, 402p.

FONTES, P. C. R. Nutrição mineral e adubação. In: Produção de batata. Brasília, DF: Linha Gráfica, 1987. p. 40-55. FORSTER, P. et al. Changes in Atmospheric Constituents and in Radiative Forcing. In: CLIMATE Change 2007: The Physical Science Basis. United Kingdom, New York, 2007. p.129-234. FUNDAÇÃO DO MEIO AMBIENTE DE SANTA CATARINA - FATMA. Instrução normativa para licenciamento ambiental. FATMA: Instrução normativa nº 11, de 13/12/2004. Disponível em:<http://www.fatma.sc.gov.br>. Acesso em: 03 de novembro de 2015. FRANZLUEBBERS, A. J.; STUEDEMANN, J. A.; WILKINSON, S. R. Bermudagrass management in the Southern Piedmont USA: I. Soil and surface residue carbon and sulfur. Soil Science Society of America Journal, Madison, v.65, n.3, p.834–841, 2001. GAMI S. K; LAUREN J. G; DUXBURY J. M. Soil organic carbon and nitrogen stocks in Nepal long-term soil fertility experiments. Soil and Tillage Research, Amsterdam, v.106, n.1, p.95–103, 2009. GIACOMINI, S. J. et al. Emissão de óxido nitroso com à aplicação de dejetos líquidos de suínos em solo sob plantio direto. Pesquisa Agropecuária Brasileira, Brasília, v. 41, n. 11, p.1653-1661, 2006. GOMES, J. Emissão de gases do efeito estufa e mitigação do potencial de aquecimento global por sistemas conservacionistas de manejo do solo. 2006. 151 f. Tese (Doutorado em Ciência do Solo) – Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, 2006. GONÇALVES JUNIOR, A. C. et al. Remoção de metais pesados tóxicos cádmo, chumbo e cromo em biofertilizante suíno utilizando macrofita aquática (Eichornia crassipes) como bioindicador. Acta Scientiarum Tecnology, Maringá, v. 30, n. 1, p. 9-14, 2008. GRIGNANI, C.; ZAVATTARO, L.; SACCO, D.; MONACO, S. Production, nitrogen and carbon balance of maize-based forage systems. European Journal of Agronomy, v.26, n.4, p.442–453, 2007. HOFFMANN, I.; GERLING, D.; KYIOGWOM, U.B.; MANÉ-BIELFELDT, A. Farmers management strategies to maintain soil fertility in a remote area in northwest Nigeria. Agriculture, Ecosystems and Environment., Amsterdam, v.86, p.263-275, 2001.

83

HONEYMAN, M.S. Extensive bedded indoor and outdoor pig production systems in USA: current trends and effects on animal care and product quality. Livestock Production Science, Amsterdam, v.94, p.15-24, 2005. HÜSTCH, B. W. Methane oxidation in arable soil as inhibited by ammonium, nitrite and organic manure with respect to soil pH. Biology and Fertility of Soils, Berlin, v.28, p.27-35, 1998. HOU, Y.; VELTHOF, G.; OENEMA, O. Mitigation of ammonia, nitrous oxide and methane emissions from manure management chains: a meta analysis and integrated assessment. Global Change Biology, Hoboken, v.21, n.3, p. 1283-1312, 2015. IBGE – Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística - Efetivo de rebanhos. Disponível:<http://www.ibge.gov.br/home/estatistica/economia/ppm/2015/default_xls_brasil.shtm. Acesso em: 12 de dezembro de 2016. IPCC. Intergovernmental Panel on Climate Change. Revised 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories, Chapter 11. N2O Emissions from managed soil, and CO2 emissions from line and urea application (IPCC/OECD/IEA: Paris), 2006. p. 1-54. IPCC. Summary for policymakers. In: SOLOMON, D.; QIN, D.; MANNING, M.; CHEN, Z.; MARQUIS, M.; AVERYT, K.B.; TIGNOR, M. & MILLER H. L. Climate change 2007: the physical science basis. Contribution of working group I to the fourth assessment report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge: Cambridge University Press. 2007. p. 1-18. IPCC. Summery for policymaker. In: CLIMATE change 2013: the phisycal Science basis. Constribution of working group I to the fifth assessment report of the Intergovernamental Panel on Climate Change. Cambridge: Cambridge University Press, united Kingdon and New York, 2013. P.15-35. JANZEN, H.H. Carbon cycling in earth systems – a soil science perspective. Agriculture, Ecosystems and Environmental, Amsterdam, v.104, n.3, p.399–417, 2004. JARECKI, M.K.; LAL, R. Crop management for soil carbon sequestration. Critical Reviews Plant Science, v.22, n.6, p.471–502, 2003. JARECKI, M. K. et al. Greenhouse gas emissions from two soils receiving nitrogen fertilizer and swine manure slurry. Journal Environmental Quality, Madison, v.37, n.4, p.1432–1438, 2008. JOKELA, W.E.; GRABBER, J.H.; KARLEN, D.L.; BALSER, T.C.; PALMQUIST, D.E. Cover crop and liquid manure effects on soil quality indicators in a corn silage system. Agronomy Journal, Madison, v.101, n.4, p.727-737, 2009. JONES, K. S. et al. Influence of organic and mineral N fertilizer on N2O fluxes from a temperature grassland. Agriculture, Ecosystems and Environmental, Amsterdam, v. 121, n.1, p. 74-83, 2007.

84

KARAKURT, I.; AYDIN, G.; AYDINER, K. Sources and mitigation of methane emissions by sectors: A critical review. Renewable Energy, Oxford, v. 39, n. 1, p. 40-48. 2012. KING, T; JEFF J. SCHOENAU, J. J., SUKHDEV, S. M. Effect of Application of Liquid Swine Manure on Soil Organic Carbon and Enzyme Activities in Two Contrasting Saskatchewan Soils. Sustainable Agriculture Research, v.4, n.1, p.13-25, 2015. KOGA, N., TSUJI, H. Effects of reduced tillage, crop residue management and manure application practices on crop yields and soil carbon sequestration on an Andisol in northern Japan. Soil Science Plant Nutrition. v.55, p.546-557, 2009. KUNZ, A.; MIELE, M.; STEINMETZ, R.L.R. Advanced swine manure treatment and utilization in Brazil. Bioresource Technology, Essex, v.100, n.22, p.5485-5489, 2009. LACEY. R. E.; REDWINE. J. S; PARNELL.C. B. JR. Particulate matter and ammonia emission factors for tunnel–ventilated broiler production houses in the southern U.S. Transactions of the ASAE, St. Joseph, v. 46, n.4, p.1203–1214, 2003. LAL, R. Carbon emission from farm operations. Environment International, Oxford, v. 30, n .7, p. 981-990, 2004. LI, C., ABER, J., BUTTERBACH-BAHL, K. P. H. A process-oriented model of N2O and NO emissions from forest soils. Journal of Geophysical Research, Washington, v.105, n.4, p.4369-4382. 2000. LOU, Y.; WANG, J.; LIANG, W. Impacts of 22-year organic and inorganic N managements on soil organic C fractions in a maize field, northeast China. Catena, Amsterdam, v.87, n.3, p.386–390, 2011. LOURENZI. C. R. et al. Soil chemical properties related to acidity under successive pig slurry application. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, v. 35, p. 1827-1836, 2011. LOVATO, T.; MIELNICZUK, J.; BAYER, C.; VEZZANI, C. Adição de carbono e nitrogênio e sua relação com os estoques no solo e com o rendimento do milho em sistemas de manejo. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, v.28, p.175‐187, 2004. LOWE, D. C. Global change: A green source of surprise. Nature, v. 439, p.148-149. 2006. MACHADO, P. L. O. de A. Carbono do solo e a mitigação da mudança climática global. Química nova, vol. 28, no. 2, 329-334, 2005. MACHADO, L. O. Adubação nitrogenada. Disponível em <http//www.dpv24.iciag.ufu.br/.../Monitor%20Leonardo%20>. Acesso janeiro de 2016.

85

MALAVOLTA, E.; VITTI, G. C.; OLIVEIRA, S.A. de. Avaliação do estado nutricional das plantas: princípios e aplicações. 2.ed. Piracicaba: POTAFOS, 1997. 319p. MAFRA, M. S. H. et al. Acúmulo de carbono em Latossolo adubado com dejeto líquido de suínos e cultivado em plantio direto. Pesquisa Agropecuária Brasileira, Brasília, v. 49, n. 8, p. 630-638, 2014. MAFRA, M. S. H. et al. Organic Carbon Contents and Stocks in Particle Size Fractions of a Typic Hapludox Fertilized with Pig Slurry and Soluble Fertilizer. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, v.39, p.1161-1171, 2015. MAGRIN, G.; et al. Latin America. In: PARRY, M.L.; CANZIANI, O.F.; PALUTIKOF, J.P.; VAN DER LINDEN, P.J.; HANSON, C.E. (Ed.).Climate change 2007: impacts, adaptation and vulnerability: contribution of Working Group II to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge: Cambridge University, 2007. p.581-615. MAILLARD, E. et al. Carbon accumulates in organo-mineral complexes after long-term liquid dairy manure application. Agriculture, Ecosystems and Environment, Amsterdam, v. 202, p. 108–119, 2015. MARCHI et al. 2008. Efeito da adubação orgânica sobre as frações de carbono de solos cultivados com alface americana. Ciência e Agrotecnologia, Lavras, v. 32, n. 6, p. 1760-1766, 2008. MCTI – Ministério da Ciência, Tecnologia e Inovação. Estimativas Anuais de Gases de Efeito Estufa no Brasil. Brasília, 2014. 168p. MELLEK, J. E. et al. Dairy liquid manure and notillage: Physical and hydraulic properties and carbon stocks in a Cambisol of Southern Brazil. Soil and Tillage Research, Amsterdam, v.110, p.69-76, 2010. MENDEZ-MILLAN, M. et al. Molecular dynamics of shoot vs. root biomarkers in agricultural soil estimated by natural abundance 13C labeling. Soil Biology Biochemistry, Oxford, n.2, v.42, p.169-177, 2010. MENEZES, J. F. S. et al. Aproveitamento de resíduos orgânicos para a produção de grãos em sistema de plantio direto e avaliação do impacto ambiental. Revista Plantio Direto, Passo Fundo, v. 12, p. 30-35, 2003. MONTES F. et al. Mitigation of methane and nitrous oxide emissions from animal operations: II. A review of manure management mitigation options. Journal of Animal Science, v.91,n.11, p.5070–5094, 2013. MOREIRA, F. M. S.; SIQUEIRA, J. O. Microbiologia e bioquímica do solo. 2. ed. Lavras: UFLA, 2006. MOSIER, A.R. Chamber and isotope techniques. In. ANDREAE, M.O.; SCHIMEL, D.S. (Eds.). Exchange of traces gases between terrestrial

86

ecosystems and the atmosphere: report of the Dahlem Workshop. Berlin: Wiley, 1989. p. 175-187. MOSIER, A.R., et al. Net global warming potential and greenhouse gas intensity in irrigated cropping systems in Northeastern Colorado. Journal Environmental Quality, Madison, v.35, p.1584–1598, 2006. NAYAK, A. K. et al. Long-term effect of different integrated nutrient management on soil organic carbon and its fractions and sustainability of rice-wheat system in Indo Gangetic Plains of India. Field Crops Research, Amsterdam, v.127, n., p.129–139, 2012. NICOLARDOT, B.; RECOUS, S.; MARY, B. Simulation of C and N mineralisation during crop residue decomposition: A simple dynamic model based on the C/N ratio of the residues. Plant and Soil, Dordrechet, v. 228, n. 1, p. 83-103, 2001. OLIVEIRA, P. A. V.; HIGARASHI, M. M. Unidade de compostagem para o tratamento dos dejetos de suínos. Concórdia: Embrapa Suínos e Aves, 2006. 39p. (Documento, 114). OLIVEIRA, P. A. V. Modelo matemático para estimar a evaporação d’água contida nos dejetos, em sistemas de criação de suínos sobre cama de maravalha e piso ripado, nas fases de crescimento e terminação. Engenharia Agrícola, Jaboticabal, v.23, p.398-406, 2003. PAPPA, V. A. et al. Nitrous oxide emissions and nitrate leaching in an arable rotation resulting from the presence of an intercrop. Agriculture, Ecosystems & Environmental, Oxford, v. 141, n. 1-2, p. 153-161, 2011. PAUSCH, J.; TIAN, J.; RIEDERES, M; KUZYAKOV, Y. Estimation of rhizodeposition at field scale: upscaling of a 14C labeling study. Plant Soil, The Hague, n.1, v. 364, p. 273–285, 2013. PELSTER, D. E. et al. Nitrous oxide emissions respond differently to mineral and organic nitrogen sources in contrasting soil types. Journal of Environmental Quality, Madison, v. 41, n.2, p. 427–435. 2012. PARK, K. H. et al. Greenhouse gas emissions from stored liquid swine manure in a cold climate. Atmospheric Environment, Oxford, v.40, n.4, p.618–627, 2006. PETERSEN, S. O. et al. Recycling of livestock manure in a whole-farm perspective. Livestock Science, Amsterdam, v. 112, n.3, p.180-191, 2007. PHILIPPE. F. X.; NICKS. B. Review on greenhouse gas emissions from pig houses: Production of carbon dioxide, methane and nitrous oxide by animals and manure. Agriculture, Ecosystems and Environment, Amsterdam, v. 199, p. 10-25, 2014.

87

PERDOMO, C. C.; OLIVEIRA, P. A. V.; KUNZ, A. Sistema de tratamento de dejetos de suínos: inventário tecnológico. Concórdia: Embrapa Suínos e Aves, 2003. 83p. (Documento, 85). RACHED, R. Z. Caracterização de pequenas criações de suínos no Estado de São Paulo. 2009. 149p. Dissertação – Programa de Pós-Graduação em Sanidade, Segurança Alimentar e Ambiental no Agronegócio, Instituto Biológico, da Agência Paulista de Tecnologia dos Agronegócios, São Paulo, 2009. RASSE, D. P.; RUMPEL, C.; DIGNAC, M. F. Is soil carbon mostly root carbon? Mechanisms for a specific stabilization. Plant Soil, The Hague, n.1, v.269, p.341-356, 2005. ROBERTSON, G. P; PAUL, E. A; HARWOOD, R. R. Greenhouse gases in intensive agriculture: contributions of individual gases to radiative forcing of the atmosphere. Science, v.289, p.1922–925, 2008. ROCHETTE, P. et al. Soil Carbon and Nitrogen Dynamics Following Application of Pig Slurry for the 19th Consecutive Year: II. Nitrous Oxide Fluxes and Mineral Nitrogen. Soil Science Society of America Journal, Madison. v.64, p.1396-1403, 2000. ROCHETTE, P. et al. Carbon dioxide and nitrous oxide emissions following fall and spring applications of pig slurry to an agricultural soil. Soil Science Society of America Journal, Madison, v. 68, n. 4, p. 1410-1420, 2004. RODIO, L. C. Frações de carbono orgânico em nitossolo e cambissolo com fertilizantes organominerais. 2014. 96p. Dissertação (mestrado em Ciência do Solo) - Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo, Universidade do Estado de Santa Catarina, Lages, 2014. RUSER, R. et al. Emission of N2O, N2 and CO2 from soil fertilized with nitrate: effect of compaction, soil moisture and rewetting. Soil Biology and Biochemistry, Oxford, v. 38, n. 2, p. 263-274, 2006. SÁ, J.C.M. de. et al. Long-term tillage systems impacts on soil C dynamics, soil resilience and agronomic productivity of a Brazilian Oxisol. Soil and Tillage Research, Amsterdam, v.136, p.38-50, 2014. SAINJU, U. M. et al. Soil carbon and nitrogen sequestration as affected by long-term tillage, cropping systems, and nitrogen fertilizer sources. Agriculture, Ecosystems and Environment, Amsterdam, v. 127, n. 3, p. 234-240, 2008. SANATANA, I. K. S. Emissão de gases de efeito estufa e amônia oriundas da criação de frangos de corte em múltiplos reúsos da cama. 2016. 128p. Tese (Doutorado em Ciências) – Programa de Pós-Graduação em Ciências, Universidade de São Paulo, 2016. SANTOS, D. B. dos. Acúmulo de carbono no solo e potencial de aquecimento global influenciados pelo modo de aplicação de dejetos líquidos de suínos e inibidor de nitrificação. 2016. 79p. Tese (doutorado em Ciência do Solo) - Programa

88

de Pós-Graduação em Ciência do Solo, Universidade Federal de Santa Maria, Santa Maria, 2016. SARDÁ, L. G. et al. Redução da emissão de CO2, CH4 e H2S através da compostagem de dejetos suínos. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, Campina Grande, v.14, n.9, p.1008–1013, 2010. SCHERER, E.E.; AITA, C.; BALDISSERA, I.T. Avaliação da qualidade do esterco líquido de suínos da região Oeste catarinense para fins de utilização como fertilizante. Santa Catarina: EPAGRI, 1996 - 46 p. (Boletim técnico, 79). SCHERER, E. E.; BALDISSERA, I. T.; NESI, C. N. Propriedades químicas de um Latossolo Vermelho sob plantio direto e adubação com esterco de suínos. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Voçosa, v. 31, p. 123-131, 2007. SCHERER, E. E.; NESI, C. N. Características químicas de um Latossolo sob diferentes sistemas de preparo e adubação orgânica. Bragantia, Campinas, v. 68, n. 3, p. 715-721, 2009. SEIDEL, E. P.; JUNIOR, A. C. G.; VANIN, J. P.; STREY, L., SCHWANTES, D.; NACKE, H. Aplicação de dejetos de suínos na cultura do milho cultivado em sistema de plantio direto. Acta Scientiarum Technology, Maringá, v. 32, n. 2, p. 113-117, 2010. SHERLOCK, R.R. et al. Ammonia, methane, and nitrous oxide emission from pig slurry applied to a pasture in New Zealand. Journal Environmental Quality, Madison, v. 31, n. 5, p. 1491–1502, 2002. SIGNOR, D.; CERRI, C. E. P.; CONANT, R. N2O emissions due to nitrogen fertilizer applications in two regions of sugarcane cultivation in Brazil. Environmental Research Letters, v. 8, n.1, p.1-9, 2013. SILVA, J.; LIMA E SILVA, P.S.; OLIVEIRA, M.; SILVA, K.M. Efeito de esterco bovino sobre os rendimentos de espigas verdes e de grãos de milho. Horticultura Brasileira, Brasília, v.22, n.2, p.326-331, 2004. SMITH, K. et al. Impact of Tillage and Fertilizer Application Method on Gas Emissions in a Corn Cropping System. Pedosphere, v.22, n. 5, p.604–615, 2012. SISTANI, K. R.; JN-BAPTISTE, M.; LOVANH, N.; COOK, K. L. Atmospheric Emissions of Nitrous Oxide, Methane, and Carbon Dioxide from Diff erent Nitrogen Fertilizers. Journal Environmental Quality, Madison, v.40, n.6, p. 1797–1805, 2011. SISTI. C. P. J. et al. Change in carbon and nitrogen stocks in soil under 13 years of conventional or zero tillage in southern Brazil. Soil and Tillage Research, Amsterdam, v.76, p.39–58, 2004. STEHFEST, E.; BOUWMAN, L. N2O and NO emission from agricultural fields and soils under natural vegetation: summarizing available measurement data and

89

modeling of global annual emissions. Nutrient Cycling in Agroecosystems, Dordrecht, v.4, n.3, p.207 –228, 2006. STEINER, F.; PIVETTA, L. A.; ZOZ, T.; JUNIOR, A. S. P. Estoque de carbono orgânico no solo afetado por adubação orgânica e sistemas de culturas no Sul do Brasil. Semia: Ciências Agrárias, Londrina, v. 33, n. 1, p. 2775-2788, 2012. SIX, J.; ELLIOTT, E.T.; PAUSTIAN K. Soil macroaggregate turnover and microaggregate formation: a mechanism for C sequestration under no-tillage agriculture. Soil Biology and Biochemistry, Oxford, v.32, n.14, p.2099-2103, 2000. TAIZ, L.; ZEIGER, E. Fisiologia vegetal. 3. ed. Porto Alegre: Artmed, 2004. 719 p. TEDESCO, M.J.; GIANELLO, C.; BISSANI, C.A.; BOHNEN, H. & VOLKWEISS, S.J. Análise de solo, plantas e outros materiais. Porto Alegre, UFRGS, 1995. 174p. VALLEJO, A. et al. Comparison of N losses (NO3-, N2O, NO) from surface applied, injected or amended (DCD) pig slurry of an irrigated soil in a Mediterranean climate. Plant and Soil, The Hague, v. 272, n. 1-2, p. 313–325. 2005. VEIGA, M. Metodologia para coleta de amostras e análises físicas do solo. Florianópolis: Epagri, 2011. 52p. (Boletim Técnico, 156). VIVANCO, L. & AUSTIN, A.T. Intrinsic effects of species on leaf and root decomposition: A comparison of temperate grasses from North and South America. Oecologia, n.1, v.150, p. 97-107, 2006. WHALEN, J. K.; CHANG, C. Macroaggregate Characteristics in Cultivated Soils after 25 Annual Manure Applications. Soil Science Society of America Journal, Madison, v.66, n.5, p.1637–1647, 2002. WRAGE N. et al. Role of nitrifier denitrification in the production of nitrous oxide. Soil Biology and Biochemistry, Oxford, v. 33, p. 1723-1732, 2001.

WATTS, D. B. et al. Long-Term Tillage and Poultry Litter Impacts Soil Carbon and Nitrogen Mineralization and Fertility. Soil Science Society of America Journal, Madison. v.74, n.5, p.1239–1247, 2010.

YAO, H; THORNTON, B. & PATERSON, E. Incorporation of 13C-labelled rice rhizodeposition carbon into soil microbial communities under different water status. Soil Biology Biochemistry, Oxford, n.9, v.53, p.72-77, 2012. YAO, Z.; et al. Effects of organic matter incorporation on nitrous oxide emissions from rice-wheat rotation ecosystems in China. Plant and Soil, Tóquio, v. 327, p. 315-330, 2010.

90

ZANATTA et al. 2007. Soil organic carbon accumulation and carbon costs related to tillage, cropping systems and nitrogen fertilization in a subtropical Acrisol. Soil and Tillage Research, Amsterdam, v.94, n.2, p.510–519, 2007. ZEBARTH, B.J., SNOWDON, E., BURTON, D.L., GOYER, C. DOWBENKO, R. Controlled release ferilizer product effects on potato crop response and nitrous oxide emissions under rain-fed production on a medium-textured soil. Canadian Journal of Soil Science, Ottawa, v. 92, p. 759-769, 2012. ZHANG, F.S., et al. Integrated nutrient management for food security and environmental quality in China. Advances in Agronomy, Amsterdam, v.116, n. 1, p.1-40, 2012.

ZONG, J. et al. Greenhouse gas emission from the total process of swine manure composting and land application of compost. Atmospheric Environment, Oxford, v.81, n.12, p.348-355, 2013. ZSCHORNACK, T. Emissão de metano e de óxido nitroso em sistemas de produção de arroz irrigado no sul do Brasil e potencial de mitigação por práticas de manejo. 2011. 101p. Tese (Doutorado) – Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo, Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, 2011.

91

10. APÊNCICES

92

Apêndice 1 - Teores de nutrientes presente no dejeto suíno (DS).

Ano pH MS/U N P2O5 K2O Ca Mg Cu Zn Mg

% ------------------kg m-3------------------ --------g m-3--------

1997 6,9 3,1 3,5 1,6 1,2 0,9 0,9 - - -

1998 7,0 2,8 2,4 2,0 1,2 2,2 1,0 - - -

1999 7,2 3,4 3,0 1,8 1,8 0,9 0,8 - - -

2000 7,1 3,9 5,4 2,1 1,7 2,3 1,7 - - -

2001 7,0 3,2 3,5 1,9 1,3 0,8 0,9 - - -

2002 7,3 2,2 2,5 1,2 1,0 1,5 0,4 15 42 21

2003 6,8 4,4 4,4 1,6 2,4 - - - - -

2004 7,2 3,9 5,4 2,5 1,7 1,3 0,9 22 52 24

2005 7,4 4,2 4,2 2,9 1,9 2,0 1,1 31 58 42

2006 7,3 2,6 2,5 1,9 0,8 0,8 0,2 25 27 18

2007 7,1 2,8 2,7 1,7 0,8 1,7 0,2 14 27 18

2008 7,3 3,6 3,6 1,8 1,1 1,1 0,7 21 38 21

2009 7,2 3,4 3,1 2,1 0,9 0,7 0,4 32 37 38

2010 7,0 3,3 3,6 2,1 1,8 1,0 0,9 41 46 28

2011 7,2 96,9 2,7 2,2 1,5 0,4 0,5 26 28 17

2012 7,4 98,2 2,6 1,7 2,0 0,4 0,4 22 17 12

2013 7,2 97,8 3,3 1,4 2,8 0,5 0,4 30 25 18

2014 7,4 98,9 1,7 0,6 1,4 0,6 0,2 13 12 6

2015 7,5 91,8 3,9 3,2 2,6 0,9 1,0 87 81 43

93

Apêndice 2 - Rendimento de grãos (RG), massa seca (MS) e carbono (C) adicionado pela parte área (PA) e raízes (R) das culturas do milho (Zea mays), milheto (Pennisetum glaucum), sorgo (Sorghum bicolor), Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de dejeto de suíno (DS), adubo mineral (AM) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. Tratamento Repetição Ano Cultura RG/MS CPA CR

------------Mg ha-1------------

Controle 1 1996 Milho 4,9 2,9 0,88 Controle 2 1996 Milho 3,7 2,2 0,68 Controle 3 1996 Milho 4,4 2,6 0,80

DS 1 1996 Milho 10,71 6,4 1,9 DS 2 1996 Milho 11,20 6,7 2,0 DS 3 1996 Milho 11,62 6,9 2,1 AM 1 1996 Milho 10,33 6,2 1,8 AM 2 1996 Milho 10,63 6,3 1,9 AM 3 1996 Milho 9,3 5,5 1,6







Controle 1 2000 Milho 4,9 2,9 0,88 Controle 2 2000 Milho 3,7 2,2 0,68

Continua...

94

Continuação... Tratamento Repetição Ano Cultura RG/MS CPA CR

------------Mg ha-1------------

Controle 3 2000 Milho 4,4 2,6 0,8 DS 1 2000 Milho 10,71 6,4 1,9 DS 2 2000 Milho 11,20 6,7 2,0 DS 3 2000 Milho 11,62 6,9 2,1 AM 1 2000 Milho 10,33 6,2 1,8 AM 2 2000 Milho 10,63 6,3 1,9 AM 3 2000 Milho 9,3 5,5 1,6

Controle 1 2001 Sorgo 4,9 1,9 0,6 Controle 2 2001 Sorgo 11,2 4,5 1,3 Controle 3 2001 Sorgo 4,4 1,7 0,5

DS 1 2001 Sorgo 20,3 8,1 2,4 DS 2 2001 Sorgo 18,7 7,4 2,2 DS 3 2001 Sorgo 17,0 6,8 2,0 AM 1 2001 Sorgo 16,0 6,4 1,9 AM 2 2001 Sorgo 15,3 6,1 1,8 AM 3 2001 Sorgo 18,0 7,2 2,1

Controle 1 2002 Milheto 4,9 1,9 0,6 Controle 2 2002 Milheto 5,7 2,3 0,7 Controle 3 2002 Milheto 4,4 1,7 0,5

DS 1 2002 Milheto 10,5 4,2 1,2 DS 2 2002 Milheto 9,8 3,9 1,1 DS 3 2002 Milheto 9,5 3,8 1,1 AM 1 2002 Milheto 9,6 3,8 1,1 AM 2 2002 Milheto 11,3 4,5 1,3 AM 3 2002 Milheto 9,4 3,7 1,1





Continua...

95


------------Mg ha-1------------




DS 1 2006 Sorgo 15,0 6,0 1,8 DS 2 2006 Sorgo 13,7 5,5 1,6 DS 3 2006 Sorgo 12,3 4,9 1,4 AM 1 2006 Sorgo 14,6 5,8 1,7 AM 2 2006 Sorgo 13,5 5,4 1,6 AM 3 2006 Sorgo 14,3 5,7 1,7






DS 1 2009 Sorgo 10,4 4,1 1,2 DS 2 2009 Sorgo 9,2 3,6 1,1 DS 3 2009 Sorgo 10,3 4,1 1,1 AM 1 2009 Sorgo 9,0 3,6 1,0

Continua...

96


------------Mg ha-1------------

AM 2 2009 Sorgo 8,4 3,3 1,0 AM 3 2009 Sorgo 7,4 2,9 0,9










DS 1 2014 Milho 12,2 7,3 2,2 DS 2 2014 Milho 11,3 6,8 2,0

Continua...

97


------------Mg ha-1------------

DS 3 2014 Milho 12,4 7,5 2,2 AM 1 2014 Milho 11,4 6,8 2,0 AM 2 2014 Milho 12,6 7,5 2,2 AM 3 2014 Milho 11,7 7,0 2,1



MS: massa seca; CPA: carbono parte aérea; CR: carbono raízes.

98

Apêndice 3 - Massa seca (MS) e carbono (C) adicionado pela parte área (PA) e raízes (R) das culturas da aveia (Avena strigosa) + azevém (Lolium multiflorum), Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de dejeto de suínos (DS), adubo mineral (AM) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. Tratamento Repetição Ano Cultura MS CPA CR

------------Mg ha-1------------

Controle 1 2000 Aveia+azevém 2,4 0,9 0,3 Controle 2 2000 Aveia+azevém 1,6 0,6 0,1 Controle 3 2000 Aveia+azevém 2,4 0,9 0,3

DS 1 2000 Aveia+azevém 5,3 2,1 0,6 DS 2 2000 Aveia+azevém 4,2 1,7 0,5 DS 3 2000 Aveia+azevém 4,3 1,7 0,5 AM 1 2000 Aveia+azevém 4,5 1,8 0,5 AM 2 2000 Aveia+azevém 4,5 1,8 0,5 AM 3 2000 Aveia+azevém 5,9 2,3 0,7







Controle 1 2004 Aveia+azevém 3,5 1,4 0,4

Controle 2 2004 Aveia+azevém 2,2 0,8 0,2 Controle 3 2004 Aveia+azevém 2,2 0,8 0,2

Continua...

99

Continuação... Tratamento Repetição Ano Cultura MS CPA CR

------------Mg ha-1------------










Controle 1 2009 Aveia+azevém 2,7 1,0 0,3 Continua...

100


------------Mg ha-1------------

Controle 2 2009 Aveia+azevém 3,7 1,4 0,4 Controle 3 2009 Aveia+azevém 3,5 1,4 0,4









DS 1 2013 Aveia+azevém 4,1 1,6 0,5 DS 2 2013 Aveia+azevém 4,3 1,7 0,5 DS 3 2013 Aveia+azevém 4,1 1,6 0,5 AM 1 2013 Aveia+azevém 3,9 1,6 0,5 AM 2 2013 Aveia+azevém 4,1 1,6 0,5

Continua...

101


------------Mg ha-1------------

AM 3 2013 Aveia+azevém 3,8 1,5 0,4 Controle 1 2014 Aveia+azevém 1,6 0,6 0,2 Controle 2 2014 Aveia+azevém 1,4 0,6 0,2 Controle 3 2014 Aveia+azevém 1,5 0,6 0,2



102

Apêndice 4 - Teores de nutrientes presente na cama de aves (CA) e no composto de esterco suíno (CES). Tratamento Ano pH MS N P2O5 K2O Ca Mg Cu Zn Fe Mn

---------------------%---------------------

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

CA 2005

- 86 2,7 2,8 2,8 6,9 1,4 43 106 - 106

CES - 36 1,8 2,1 1,3 0,4 0,3 104 226 - 358

CA 2006

- 88 2,8 3,5 3,0 0,8 0,9 95 318 - 531

CES - 46 1,4 2,7 1,1 0,7 0,4 285 404 - 565

CA 2007

- 76 2,7 4,3 3,1 0,6 1,4 108 352 - 602

CES - 52 1,5 3,1 1,4 0,6 0,8 298 552 - 725

CA 2008

- 83 3,5 3,4 2,1 2,9 1,0 170 125 - 329

CES - 45 1,4 2,8 1,4 0,9 0,5 203 572 - 721

CA 2009

- 86 2,9 2,9 3,7 5,6 1,7 218 312 - 364

CES - 38 1,2 2,3 1,6 0,6 0,3 127 476 - 149

CA 2010

- 75 2,2 2,9 1,2 13,1 0,6 140 460 - 640

CES - 38 1,3 1,7 1,8 0,9 0,3 230 270 - 300

-----------------------------------%----------------------------------

CA 2011

- 9,0 2,5 2,5 1,0 8,6 0,6 0,02 0,05 - 0,08

CES - 57 1,6 2,3 2,1 1,9 0,9 0,05 0,05 - 0,06

CA 2012

- 86 3,9 5,2 3,3 3,7 1,0 0,03 0,03 - 0,05

CES - 54 2,0 2,7 1,6 1,6 0,67 0,03 0,22 - 0,05

CA 2013

- 91 2,5 3,2 2,2 2,3 0,9 0,02 0,06 - 0,08

CES - 34 2,6 2,9 1,9 1,9 0,9 0,06 0,45 - 0,06

CA 2014

- - - - - - - - - - -

CES - - - - - - - - - - -

CA 2015

7,7 20,6 3,6 7,4 5,2 3,8 1,3 3,6 0,07 0,54 0,06

CES 7,5 63,1 2,3 1,9 2,1 2,1 0,7 2,3 0,02 3,52 0,16

103

Apêndice 5 - Rendimento de grãos (RG) e carbono (C) adicionado pela parte área (PA) e raízes (R) das culturas milho (Zea mays) e do feijão (Phaseolus vulgaris) em Latossolo Vermelho distroférrico em plantio direto, submetido a aplicação de cama de aves (CA), composto de esterco suíno (CES) e controle (sem aplicação). Chapecó – SC. Tratamento Repetição Ano Cultura RG CPA CR

------------Mg ha-1------------


CA 1 2005 Milho 6,1 3,7 1,1 CA 2 2005 Milho 5,9 3,5 1,0 CA 3 2005 Milho 7,4 4,4 1,3

CES 1 2005 Milho 6,2 3,7 1,1 CES 2 2005 Milho 5,8 3,5 1,0 CES 3 2005 Milho 6,1 3,6 1,1










Controle 1 2009 Feijão 0,6 0,1 0,05

Controle 2 2009 Feijão 0,9 0,2 0,07 Controle 3 2009 Feijão 0,9 0,2 0,07

Continua...

104


------------Mg ha-1------------

CA 1 2009 Feijão 1,6 0,4 0,1 CA 2 2009 Feijão 1,6 0,4 0,1 CA 3 2009 Feijão 1,7 0,4 0,1

CES 1 2009 Feijão 1,5 0,4 0,1 CES 2 2009 Feijão 2,4 0,6 0,2 CES 3 2009 Feijão 2,0 0,5 0,1

Controle 1 2010 Feijão 0,6 0,1 0,05 Controle 2 2010 Feijão 0,6 0,1 0,05 Controle 3 2010 Feijão 0,5 0,1 0,03

CA 1 2010 Feijão 2,1 0,5 0,2 CA 2 2010 Feijão 1,8 0,5 0,2 CA 3 2010 Feijão 2,5 0,6 0,2

CES 1 2010 Feijão 1,5 0,4 0,1 CES 2 2010 Feijão 1,5 0,4 0,1 CES 3 2010 Feijão 2,2 0,6 0,2










Controle 1 2014 Milho 8,6 5,2 1,5 Continua...

105


------------Mg ha-1------------

Controle 2 2014 Milho 7,2 4,2 1,2 Controle 3 2014 Milho 6,2 3,7 1,1







UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL FACULDADE … · 2020. 8. 11. · ii UNIVERSIDADE FEDERAL...

Documents

Transcript of UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL FACULDADE … · 2020. 8. 11. · ii UNIVERSIDADE FEDERAL...