3 Materiale og metode
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desnitrificação
As diferenças entre os tratamentos nas quantidades de N Kjeldahl aplicados deveram- se ao facto da dose em campo (equivalente a 120 kg N Kjeldahl ha-1) ter sido definida, com base no teor médio de N Kjeldahl presente em chorumes bovinos da região.
O teor de azoto nítrico do solo utilizado no ensaio de incubação apresentou-se bastante elevado (cerca de 62 mg N-NO3- kg-1), como se pode observar na Figura 4.1a, que
corresponde à testemunha. Justifica-se por termos utilizado um solo fertilizado segundo as práticas culturais da região (fertilização mineral e aplicação de chorume bruto à sementeira) de uma parcela agrícola onde decorria o cultivo de milho forragem. A utilização do solo nestas condições também permite observar o efeito da aplicação das fracções líquidas de chorume para potencial fertirrigação.
Na testemunha verificou-se que o teor de azoto nítrico diminuiu até aos 22 dias de incubação (Figura 4.1a), sendo atribuída esta redução às perdas de N por desnitrificação
sobretudo nos primeiros 4 dias (Figuras 4.3 e 4.4) e ao processo de imobilização que se verificou no decurso do ensaio.
Tem sido observado que a utilização de solos perturbados em incubações, conduz à presença de raízames cortados, que não ficando retidos na crivagem sofreram decomposição (Hatch et al., 1990). Os raízames, e também exsudações radiculares das plantas presentes, têm uma razão C:N elevada, pelo que a sua decomposição a curto prazo provoca imobilização líquida (Ross et al., 1985; Trindade, 1997), situação que nos parece ter ocorrido para as condições do ensaio.
A aplicação de chorumes conduziu ao aumento do teor de azoto amoniacal. Os teores iniciais obtidos após a aplicação dos chorumes nos tratamentos foram reduzidos para valores de cerca de 7 mg N-NH4+ kg-1 ao fim de 35 dias (Figuras 4.1 e 4.2). A redução dos teores de
azoto amoniacal pode dever-se aos processos de emissão de NH3, à nitrificação e à
imobilização (Haynes, 1986). Os resultados obtidos demonstram que as emissões de N2O por
nitrificação são praticamente nulas (Figura 4.4).
Também, se verificou que nos primeiros 13 dias, em todos os tratamentos com aplicação de chorume e/ou as fracções separadas, ocorreu redução simultânea do teor de azoto nítrico que, por um lado, revelou a presença de elevada imobilização de N-NH4+ nesse
período, e nitrificação a partir desse ponto até ao final do ensaio (Figuras 4.1 e 4.2). De salientar que, para Ragab et al. (1994), quando ocorre imobilização de azoto mineral os microrganismos mostram preferência pela forma amoniacal do azoto.
O facto das emissões de N2O por nitrificação serem praticamente nulas é difícil de
explicar, porque ocorreu elevada redução de N-NH4+, particularmente nos primeiros 13 dias,
e, também, porque os nossos resultados diferem dos resultados obtidos (em condições idênticas) por Merino et al. (2001) pelo facto de nesses trabalhos desenvolvidos a aplicação de chorumes bovinos ter conduzido maioritariamente a perdas por nitrificação, enquanto que a aplicação ao solo só de azoto mineral conduziu maioritariamente a perdas por desnitrificação.
Contudo, Ellis et al. (1998), em ensaios idênticos, verificaram que as perdas por desnitrificação são bastante mais elevadas que as perdas de N2O por nitrificação, referindo
que o N2 formado representa uma porção significativa das perdas gasosas devidas à aplicação
de chorumes de bovinicultura.
Também Clemens e Huschka (2001) verificaram que as emissões de N2O são devidas
predominantemente ao processo de desnitrificação, encontrando-se relacionadas não com o
input de N-NH4+, mas com o input de carbono orgânico prontamente disponível e a presença
de N-NO3- que é utilizado para a oxidação de substâncias orgânicas, induzindo as emissões de
A aplicação de chorumes de bovinicultura com e sem pré-tratamento conduziu a um acréscimo elevado das emissões nos primeiros 4 dias após a sua aplicação, sendo essas emissões bastante mais elevadas nos primeiros 2 dias (Figura 4.3). Ellis et al. (1998), em ensaios após a aplicação de chorumes de bovinicultura, obtiveram perdas bastante elevadas por desnitrificação nos primeiros 5 dias.
Por outro lado, o teor de azoto nítrico nos mesmos tratamentos reduziu-se abruptamente nesse mesmo período (Figuras 4.1b, 4.1c e 4.2), porque as perdas durante os 94 dias de incubação ocorreram quase exclusivamente pelo processo de desnitrificação (Figura 4.4), representando nos primeiros 5 dias (N2O + N2 total) de 39,7%, 47,4%, 71,7%, 51,6% e
43% das perdas gasosas totais, respectivamente, no chorume bruto, fracção sólida, fracção líquida, PAM - fracção sedimentada e PAM - fracção sobrenadante. No tratamento testemunha, durante o mesmo período de tempo aquelas perdas gasosas representaram 34,2% das perdas gasosas totais nos 94 dias de incubação.
Comparando os tratamentos quanto às emissões gasosas acumuladas, obtiveram-se diferenças altamente significativas (P<0,001) para o N2O total e o N2O por desnitrificação
(Quadros B2.12 e B2.13, Anexo 2). Por outro lado, verificou-se que nos tratamentos onde ocorreram maiores inputs de carbono orgânico solúvel em água (que representa o carbono prontamente disponível) e também que apresentaram menor percentagem de matéria seca (Quadro 4.4) ocorreram maiores perdas gasosas do N Kjeldahl incorporado pelos chorumes.
Weier e MacRae (1993) referem que acréscimos do teor de C total podem conduzir ao aumento da desnitrificação, contudo são vários os autores que apontam para que mais que o C total, o C prontamente disponível na forma de ácidos voláteis é o que pode ter uma maior relação com as perdas por desnitrificação (Beauchamp et al., 1989; Paul e Beauchamp, 1989; Misselbrook et al., 1998).
Desta forma se percebe o facto da fracção sólida apresentar menores emissões (2,9%), a fracção sedimentada com PAM ser o tratamento com emissões (4,2%) mais elevadas, que foram derivadas da dose de N Kjeldahl incorporado pelos chorumes em cada um dos tratamentos em ensaio; o chorume bruto apresentar emissões (3,9%) superiores ao primeiro e inferiores ao segundo, a fracção líquida apresentar emissões (3,7%) inferiores à fracção sólida e superiores à fracção sedimentada com PAM, e a fracção sobrenadante com PAM apresentar emissões (3,5%) inferiores à fracção líquida.
Um aspecto importante relativo ao impacte ambiental da desnitrificação está relacionado com a razão N2O/N2 do total de azoto emitido. A proporção de N2O emitida tende
a ser superior quando se verificam as seguintes situações: valores mais reduzidos de pH do solo, aumento da concentração de nitratos, redução da disponibilidade de compostos
carbonados degradáveis (carbono orgânico prontamente disponível), diminuição da temperatura do solo e redução das condições de anaerobiose (Whitehead, 1995).
A fracção sólida obtida por separação mecânica apresentou uma razão baixa de C orgânico solúvel em água/C total (0,06), na qual a disponibilidade de carbono orgânico prontamente disponível é reduzida, enquanto que na fracção líquida obtida a disponibilidade de carbono orgânico foi superior (razão C orgânico solúvel em água/C total = 0,54). Esta disponibilidade de carbono orgânico reflectiu-se na proporção de N2O emitida em cada uma
das fracções obtidas porque a fracção sólida apresentou uma proporção mais baixa de N2O
emitida (razão N2O/N2 = 0,52) que a fracção líquida (razão N2O/N2 = 1,31).
As fracções sedimentada e sobrenadante resultantes da aplicação do agente floculante PAM apresentaram uma relação idêntica entre a razão C orgânico solúvel em água/C total e a razão N2O/N2 à verificada nas fracções sólida e líquida, ou seja, a proporção de N2O emitida
pela fracção sobrenadante foi superior (razão N2O/N2 = 2,75) à proporção de N2O emitida
pela fracção sedimentada (razão N2O/N2 = 0,84) que parece estar relacionada com a presença
de uma proporção mais elevada de carbono orgânico prontamente disponível na fracção sobrenadante (Quadro 4.6).
Os processos de pré-tratamento que conduziram à redução das emissões gasosas totais, após a aplicação aos solos, comparativamente ao chorume bruto, foram: (i) fracção sólida em 25,6%; (ii) fracção líquida em 5,1%; e (iii) fracção sobrenadante com PAM em 10,3%.
Todavia, parece-nos que seria de esperar maiores reduções das emissões gasosas a partir da fracção sobrenadante com PAM, devido à elevada remoção de sólidos e nutrientes que é esperada pela utilização deste agente floculante (Vanotti et al., 2002a), atribuindo-se esta diferença ao facto da redução na concentração do sobrenadante não ter sido a teoricamente esperada (conforme descrito no capítulo 3) e também à elevada proporção de carbono orgânico solúvel em água.
Os processos de pré-tratamento, a que foram sujeitas as diferentes fracções dos chorumes, apresentaram efeito na redução das emissões de N2O total. É de referir que para
uma diminuição das emissões mais efectiva, quando se procede à aplicação dos chorumes aos solos, vários trabalhos têm demonstrado o efeito positivo da aplicação de inibidores de nitrificação (Pain et al., 1990; Pain et al., 1994; McTaggart et al., 1997; Dittert et al., 2001; Hatch et al., 2005). Por exemplo, Merino et al. (2001) obtiveram uma redução na produção de N2O de 78,6% pelo processo de desnitrificação através da incorporação de DCD ao chorume
de bovinicultura e também, Pain et al. (1990) obtiveram uma redução em 70% nas perdas gasosas totais (N2O + N2) por desnitrificação.
Por outro lado, Clemens e Huschka (2001), em ensaios laboratoriais obtiveram reduções de 39,7% nas emissões de N2O por desnitrificação quando o chorume de
bovinicultura é previamente sujeito a digestão anaeróbia porque este processo conduziu à alteração das populações microbianas, influenciando desta forma a actividade microbiana no solo, responsável pelas emissões de N2O após a aplicação do chorume digerido.