EFEITOS DA APLICAÇÃO E DA REAPLICAÇÃO DE RESÍDUOS ... · 2.2.4 Efeito do cromo em seres ......
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UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL FACULDADE DE AGRONOMIA PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIA DO SOLO EFEITOS DA APLICAÇÃO E DA REAPLICAÇÃO DE RESÍDUOS CARBONÍFERO E DE CURTUME NO SOLO E NAS PLANTAS Cláudio Henrique Kray Engenheiro Agrônomo (UFRGS) Dissertação apresentada como um dos requisitos à obtenção do Grau de Mestre em Ciência do Solo. Porto Alegre (RS), Brasil Março, 2001
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UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL
FACULDADE DE AGRONOMIA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIA DO SOLO
EFEITOS DA APLICAÇÃO E DA REAPLICAÇÃO DE RESÍDUOS
CARBONÍFERO E DE CURTUME NO SOLO E NAS PLANTAS
Cláudio Henrique Kray
Engenheiro Agrônomo (UFRGS)
Dissertação apresentada como um dos requisitos à obtenção do Grau de
Mestre em Ciência do Solo.
Porto Alegre (RS), Brasil
Março, 2001
AGRADECIMENTOS
A DEUS acima de tudo.
Ao professor Marino José Tedesco, pela orientação, amizade e apoio durante o desenvolvimento dos trabalhos.
A Universidade Federal do Rio Grande do Sul, pela oportunidade.
Ao professor Carlos Alberto Bissani pela colaboração.
Ao CNPq pela concessão da bolsa.
Ao Laboratório de Análise de Solo da UFRGS pelo auxílio financeiro.
A UTRESA e a COPELMI pelo fornecimento dos resíduos.
Aos colegas de turma: Elaine, Marcelo e Edir, pela amizade e cooperação mútua.
Aos amigos: Jairo, Diekow, Larisa, Antônio, Rogério, Leandro; Alaerto, Kaiser, Juliana, Miguel, Pedrinho, e à turma do futebol.
Aos funcionários do LAS: Pisit, Luciano, Vitor, Lisandra, João, Tonho, Tiago, Bebeca, Thais, Márcio, Juliana e, em especial, ao Daniel pela determinação de metais no forno de grafite.
Aos bolsistas: Amauri Pivotto, Fernando Pajara e Giana Rodrigues pelo auxilio e colaboração nos trabalhos.
A todos os professores do Departamento de Solos/UFRGS, pelos ensinamentos e convívio.
Aos colegas da CEFAV pela convivência e amizade.
À minha mãe pelo exemplo de persistência, força, amor e pelo seu estimulo e compreensão.
Aos meus irmãos: Isolde e Jair pelo estimulo e compreensão.
A todos que auxiliaram na execução deste trabalho.
iii
EFEITOS DA APLICAÇÃO E DA REAPLICAÇÕES DE RESÍDUOS CARBONÍFERO E DE CURTUME NO SOLO E NAS PLANTAS1
Autor: Cláudio Henrique Kray Orientador: Marino José Tedesco
RESUMO
Os efeitos do descarte de resíduos sobre as propriedades físicas, químicas e biológicas do solo devem ser avaliados em estudos de longa duração.Com o objetivo de estudar os efeitos da aplicação e da reaplicação de resíduos de curtume e carbonífero sobre as características químicas do solo e sobre as culturas de soja, milho e trigo, está sendo conduzido esse experimento a campo de longa duração. A primeira aplicação dos resíduos foi feita no ano agrícola de 1996/97 e a reaplicação no ano agrícola de 1999/2000. As doses de resíduos de curtume variaram em função do pH do solo e poder de neutralização do resíduo, sendo que as quantidades acumuladas de cromo variaram de 671 a 1342 kg ha-1. A quantidade acumulada de resíduo carbonífero foi de 164 t ha-1. O lodo de curtume aplicado em quantidade adequada para elevar o pH do solo a 6,0 supriu o nitrogênio necessário para as culturas, além de aumentar os teores de fósforo disponível, cálcio trocável e zinco extraível do solo. A utilização de duas vezes esta quantidade provoca um aumento excessivo do pH do solo, embora mostrando maior efeito residual de suprimento de nitrogênio. O tratamento com adição de serragem cromada propiciou menor rendimento de grãos de milho em relação ao tratamento com lodo de curtume, necessitando de adubação mineral e calagem adequadas. Tanto o cromo contido nos resíduos de curtume como o adicionado na forma mineral [Cr2(SO4)3] não foi translocado para a parte aérea e para os grãos das plantas cultivadas. A acidificação do solo provocada pela oxidação da pirita presente no resíduo carbonífero pode ser neutralizada pela adição de quantidades adequadas de lodo de curtume.
1/ Dissertação de Mestrado em Ciência do Solo, Faculdade de Agronomia, Universidade
Federal do Rio Grande do Sul. Porto Alegre, (91p.) Março, 2001.
SOIL DISPOSAL EFFECTS OF TANNERY AND COAL MINING RESIDUES ON SOIL AND PLANTS1.
Author: Cláudio Henrique Kray Adviser: Marino José Tedesco
ABSTRACT
Long term studies are required to evaluate the effects of industrial residues' disposal on physical, chemical and biological soil properties. A field experiment with corn, wheat and soybeans crops is underway since the 1996/97 season to study the effects of tannery and coal mining residues' disposal on crops' growth and soil properties. A second application was done in the 1999/2000 season. Tannery sludge application was done according soil's pH and the residue's neutralizing value. Chromium rates up to 1342 kg ha-1 were applied, as a sum of both applications, either as sludge, leather shavings or [Cr2(SO4)3]. Coal mining residue in the total amount of 164 t ha-1 was also used. Tannery sludge at the adequate rate to bring the soil's pH to 6,0 supplied sufficient nitrogen for the crops and increased also the soil's exchangeable calcium, available phosphorus and extractable zinc contents. The application of twice this amounts however, increased the pH to values higher than 7,0, but showed longer lasting residual effects. Corn grain yield on the leather shavings addition treatment was lower than for the sludge application, requiring adequate liming and fertilization. Chromium wasn't transfered to the plant's tops and to the grain in any treatment. Soil's strong acidification promoted by the oxidation of pyrite contained in the coal's residue can be overcome by the tannery sludge addition.
1/ Master of Science Dissertation in Agronomy, Faculdade de Agronomia, Universidade
Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, RS, Brazil. (91p.) March, 2001.
vi
SUMÁRIO
Pagina
1 INTRODUÇÃO.........................................................................................1
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ................................................................3
2.1 A INDUSTRIA DO COURO...........................................................................3
2.2 RESÍDUOS DE CURTUME ...........................................................................4
2.2.1 O curtimento e a geração de resíduos ............................................4
2.2.2 Caracterização dos resíduos...........................................................5
2.2.3 Cromo no solo.................................................................................6
2.2.4 Efeito do cromo em seres vivos.....................................................11
2.2.5 Resposta das plantas à adição de cromo......................................11
2.3 CARVÃO MINERAL .................................................................................14
2.3.1 Origem e exploração carbonífera.................................................15
2.3.2 Oxidação da pirita ........................................................................16
2.3.3 Descarte de resíduos carboníferos no solo...................................20
2.4 DESCARTE E POSSIBILIDADE DE USO DE RESÍDUOS INDUSTRIAIS ............22
3 MATERIAL E MÉTODOS ...................................................................24
3.1 HISTÓRICO DO EXPERIMENTO.................................................................24
3.2 INSTALAÇÃO E CONDUÇÃO DO EXPERIMENTO ........................................28
3.2.1 Tratamentos ..................................................................................28
3.2.2 Caracterização dos resíduos.........................................................28
vii
3.2.3 Delineamento experimental ..........................................................31
3.2.4 Implantação e manejo das culturas ..............................................31
3.3 AMOSTRAGEM E DETERMINAÇÕES .........................................................34
3.3.1 Solo ...............................................................................................34
3.3.2 Tecido e grãos...............................................................................34
3.4 ATIVIDADE MICROBIANA .......................................................................35
3.5 ANÁLISE ESTATÍSTICA............................................................................36
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO............................................................37
4.1 CARACTERÍSTICAS QUÍMICAS DO SOLO ..................................................37
4.1.1 Valores de pH em água e alumínio e manganês trocáveis ...........37
4.1.2 Nitrogênio e carbono orgânico totais...........................................41
4.1.3 Fósforo e potássio disponíveis......................................................44
4.1.4 Cálcio e magnésio trocáveis .........................................................46
4.1.5 Sódio, cobre, enxofre, zinco e cromo hexavalente extraíveis .......48
4.1.6 Cromo, cobre, zinco e manganês totais ........................................49
4.1.7 Condutividade elétrica..................................................................51
4.2 RENDIMENTO E COMPOSIÇÃO QUÍMICA DAS CULTURAS..........................52
4.2.1 Produção de matéria seca e rendimento de grãos........................52
4.2.2 Absorção de macronutrientes pelas plantas .................................55
4.2.3 Absorção de cromo, micronutrientes e enxofre pelas plantas ......59
4.2.4 A cultura do trigo..........................................................................63
4.3 ATIVIDADE MICROBIANA .......................................................................65
4.3.1 Nitrogênio mineral........................................................................69
4.3.2 pH do solo .....................................................................................70
viii
5 CONCLUSÕES .......................................................................................72
6 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS..................................................74
7 APÊNDICES ...........................................................................................83
8 VITA.........................................................................................................91
ix
RELAÇÃO DAS TABELAS
Página
1. Caracterização físico-química inicial do solo.*........................................................... 25
2. Características químicas do solo, amostrado em agosto de 1999, na camada
de 0 a 20 cm de profundidade (médias de quatro repetições). ................................... 26
3. Características químicas do solo, amostrado em agosto de 1999, na camada
de 50 a 80 cm de profundidade (médias de quatro repetições). ................................. 27
4. Doses de material aplicadas em cada tratamento (em matéria seca). ......................... 29
5. Características físico-químicas dos resíduos utilizados na aplicação e
reaplicação dos tratamentos ....................................................................................... 30
6. Valor de pH em água na camada superficial (0 - 20 cm) do solo em quatro
épocas de amostragem (duas após a aplicação dos resíduos e duas após a
reaplicação dos mesmos) (médias de quatro repetições). .......................................... 39
7. Teores de alumínio trocável (cmolc L-1) e manganês trocável (mg L-1) na
camada superficial (0 - 20 cm) do solo em três épocas de amostragem (960
dias após a aplicação e 30 e 180 dias após a reaplicação dos resíduos)
(médias de quatro repetições)..................................................................................... 40
8. Teor de nitrogênio total (g kg-1) na camada superficial (0 - 20 cm) do solo
em quatro épocas de amostragem (duas após a aplicação dos resíduos e
duas após a reaplicação dos mesmos) (médias de quatro repetições). ....................... 43
9. Teor de carbono orgânico total (g kg-1) na camada superficial (0 - 20 cm)
do solo em quatro épocas de amostragem (duas após a aplicação dos
resíduos e duas após a reaplicação dos mesmos) (médias de quatro
repetições). ................................................................................................................. 44
x
10. Teores de fósforo e potássio disponíveis (mg L-1) na camada superficial (0
- 20 cm) do solo em três épocas de amostragem (960 dias após a aplicação,
30 e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro
repetições). ................................................................................................................. 46
11. Teores de cálcio e magnésio trocáveis (cmolcL-1) na camada superficial (0
- 20 cm) do solo em três épocas de amostragem (960 dias após a aplicação,
30 e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro
repetições). ................................................................................................................. 47
12. Teores de sódio trocável e zinco extraível (mg L-1) na camada superficial
(0 - 20 cm) do solo em três épocas de amostragem (960 dias após a
aplicação, 30 e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de
quatro repetições). ...................................................................................................... 49
13. Teor de cromo total (mg L-1) na camada superficial (0 - 20 cm) do solo
em quatro épocas de amostragem (duas após a aplicação dos resíduos e
duas após a reaplicação dos mesmos) (médias de quatro repetições). ....................... 51
14. Produção de matéria seca (g planta-1) e rendimento de grãos de soja e
milho (t ha-1), com 13% de umidade, no ano agrícola de 1999/2000
(médias de quatro repetições)..................................................................................... 55
15. Teores de nitrogênio, fósforo, potássio, cálcio e magnésio (g kg-1) da
parte aérea da soja no estádio de florescimento (médias de quatro
repetições). ................................................................................................................. 58
16. Teores de nitrogênio, fósforo, potássio, cálcio e magnésio (g kg-1) dos
grãos da soja (médias de quatro repetições)............................................................... 58
18. Teores de nitrogênio, fósforo, potássio, cálcio e magnésio (g kg-1) dos
grãos de milho (médias de quatro repetições). ........................................................... 59
xi
19. Teor de cromo (mg kg-1) nos grãos e na parte aérea da soja e do milho no
estádio de enchimento de grãos (médias de quatro repetições). ................................ 62
20. Teores de cobre, zinco e manganês (mg kg-1) nos grãos e na parte aérea da
soja no estádio de enchimento de grãos (médias de quatro repetições) ..................... 63
21. Teores de cobre, zinco e manganês (mg kg-1) nos grãos e na parte aérea
do milho no estádio de enchimento (médias de quatro repetições)............................ 63
22. Produção de matéria seca (t ha-1) e teores de nitrogênio, fósforo, potássio,
cálcio e magnésio da parte aérea do trigo no estádio de enchimento de
grãos (g kg-1) (médias de quatro repetições) .............................................................. 64
23. Liberação acumulada de carbono (mg de C-CO2 kg-1 de solo) até vários
períodos da incubação (média de três repetições). ..................................................... 68
24. Teores de NH4+ e NO3
- e pH em água do solo após 88 dias de incubação
(média de três repetições)........................................................................................... 70
1 INTRODUÇÃO
Algumas atividades industriais geram grandes quantidades de resíduos que
apresentam diferentes potenciais de poluição. No Rio grande do Sul, o curtimento de
peles e a mineração de carvão são atividades de elevada importância econômica, porém
geram grandes quantidades de resíduos. O potencial poluente do resíduo do curtimento
de peles é devido à elevada carga orgânica e à presença de fenóis, sulfetos e cromo. O
resíduo carbonífero contém pirita, xisto, argila e outros componentes que são separados
do carvão durante a operação de limpeza. Na presença de água e oxigênio e pela
atividade conjunta dos microrganismos do solo, a pirita é oxidada, ocorrendo a
formação de ácido sulfúrico. O descarte inadequado desses resíduos pode causar a
contaminação do solo e da água.
A utilização do solo para descarte de resíduos pode ser uma alternativa viável
devido à sua capacidade de complexar e inativar componentes destes materiais. Alguns
resíduos podem ser benéficos ao solo e às plantas devido à presença de nutrientes e/ou à
capacidade de neutralização da acidez. Porém, a maioria contém metais pesados, que
em grandes quantidades e em formas disponíveis podem ser tóxicos aos microrganismos
do solo e às plantas. Portanto, o descarte de resíduos no solo deve ser feito considerando
sua composição química, principalmente quanto ao teor de metais pesados, o poder
fertilizante e a capacidade de neutralização da acidez. A utilização de dois resíduos
2
numa mesma área buscando o sinergismo ou a anulação dos seus efeitos tóxicos
isolados é uma alternativa que deve ser avaliada.
Diversos trabalhos foram realizados com os objetivos de avaliar os efeitos da
aplicação de resíduos de curtume sobre as características químicas do solo, o
rendimento das culturas, a absorção e a translocação de metais pesados em plantas.
Muitos destes estudos foram conduzidos em vasos, com curta duração, sendo
necessária, portanto, a realização de experimentos de campo a longo prazo.
Os estudos realizados com resíduos carboníferos objetivaram avaliar o poder
acidificante e formas de recuperação de áreas mineradas, utilizando calagem e adubação
mineral com posterior revegetação da área. A utilização de lodo de curtume no processo
de recuperação de áreas mineradas pode ser uma alternativa de uso desses resíduos para
seu descarte no solo.
O presente trabalho teve por objetivos; a) estudar os efeitos das adições de lodo
de estação de tratamento de efluentes (ETE) de curtume e de rejeitos carboníferos sobre
as propriedades do solo; b) avaliar a liberação de nitrogênio do lodo de ETE de curtume
para as culturas; c) quantificar a absorção de cromo pelas plantas, e, d) avaliar a
possibilidade de utilização conjunta destes dois resíduos no solo. Este trabalho de
campo foi iniciado no ano agrícola de 1996/97, tendo sido avaliados o efeito residual e a
reaplicação dos resíduos.
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
A adição de resíduos pode provocar alterações nas propriedades físicas,
químicas e biológicas do solo, que dependem da composição, forma e quantidade do
material aplicado, das características físicas e químicas do solo e das condições
climáticas. Serão apresentados a seguir a composição dos resíduos de curtume e
carbonífero e seus efeitos sobre as características químicas do solo bem como sobre o
rendimento de plantas e a qualidade do grão produzido.
2.1 A industria do couro
No ano de 1996 operavam no Brasil 403 curtumes, dos quais 135 estavam
localizados no estado do Rio Grande do Sul. O Brasil é o segundo maior exportador
mundial de peles. A produção de couros bovinos no Brasil em 1998 foi de 30,20
milhões de couros, sendo exportados 227 mil toneladas de couros e peles, gerando US$
671,2 milhões. Esse valor representa 1,31% da balança comercial do Brasil. O Estado
do Rio Grande do Sul participou com 38,39% das exportações globais de couros e peles
do Brasil no ano de 1998, sendo o setor coureiro responsável por 4,58% da balança
comercial do RS (Guia, 2000).
4
2.2 Resíduos de curtume
No processamento industrial das peles de animais são gerados vários resíduos
sólidos que apresentam grande variabilidade e características próprias. Esses
representam aproximadamente 60% do peso inicial da pele (Springer, 1986; Curtumes,
1991) e possuem um elevado potencial poluente, sendo necessário o manejo correto
para evitar contaminação ambiental, causadas principalmente pelo seu elevado teor de
cromo.
2.2.1 O curtimento e a geração de resíduos
O curtimento é um processo físico-químico que visa transformar um material
facilmente decomponível, como a pele, em outro altamente estável, o couro,
conservando algumas características naturais essenciais da matéria prima, como, por
exemplo, a elasticidade. Neste processo, ocorre a consolidação das proteínas da pele,
sendo o colágeno a principal delas (Silva, 1989; A fabricação...,1994).
As características físico-químicas do couro dependem do processo de
curtimento, que é variável e dependente do material a ser produzido (Silva, 1989). As
principais formas de curtimento são: a vegetal, usando taninos extraídos de plantas, e a
mineral, utilizando sais de cromo, sendo este último processo o mais utilizado. No
curtimento com sais de cromo são utilizados sulfato de cromo trivalente e sulfato de
sódio. A maioria dos curtumes utiliza o curtimento com cromo devido às melhores
características do produto final.
O processamento da matéria prima (couro cru) até o acabamento gera em média
15 kg de resíduo sólido por pele de bovino adulto, destacando-se o resíduo de
rebaixadeira de couro, também denominado de serragem cromada. Esse material pode
5
ser reaproveitado na produção de couro regenerado (Illanes, 1983), na fabricação de
colas (Bohnenberger, 1980) e no descurtimento, visando à recuperação do cromo e de
proteína (Taylor et al., 1992).
No Rio grande do Sul, a Lei n0 6437 (RS), de 20/08/1987 (artigo 19) obriga os
curtumes a tratar suas águas residuárias. Este tratamento gera, conforme a planta de
processamento, aproximadamente 7,5 kg de lodo por pele (Castilhos, 1998). Em geral
dois tipos de lodo podem ser gerados: o lodo de caleiro e o lodo cromado. O lodo
cromado apresenta elevados teores de cromo, que permanece na forma trivalente,
complexado com moléculas orgânicas. A estimativa da geração de resíduos da indústria
coureiro-calçadista no Estado do Rio Grande do Sul é de 6.722 m3 mês-1 de lodo nas
estações de tratamento de líquidos industriais (ETE) com cromo, 3.750 m3 mês-1 de
aparas e retalhos com cromo e 6.313 m3 mês-1 de serragem, farelo e pó com cromo
(FEPAM, 1997).
2.2.2 Caracterização dos resíduos
Os diferentes processos e operações utilizados na produção do couro
determinam a ampla variação nas características dos resíduos gerados. Em média, são
apresentados os seguintes valores para o lodo gerado por curtumes que utilizam o cromo
(material seco a 65 oC): carbono orgânico: 65 a 430 g kg-1; nitrogênio total: 21 a 38 g
kg-1; nitrogênio amoniacal: 1,4 a 4 g kg-1; fósforo: 2,0 a 7,0 g kg-1; potássio: 0,25 a 0,8 g
kg-1; cálcio: 71 a 179 g kg-1; magnésio: 0,24 a 14,0 g kg-1; enxofre: 12,5 a 15,0 g kg-1;
zinco: 129 a 137 mg kg-1; cobre: 16 a 64 mg kg-1; ferro: 1.300 a 6.300 mg kg-1;
manganês: 1.540 a 5.430 mg kg-1; boro: 16 mg kg-1; cádmio: 0,4 a 12 mg kg-1; cromo
trivalente: 8.040 a 40.976 mg kg-1; chumbo: 120 mg kg-1; níquel: 4,2 a 15 mg kg-1; pH:
6
7,5 a 9,5 e valor de neutralização: 10 a 47% (Teixeira, 1981; Stomberg et al., 1984;
Selbach et al., 1991; Castilhos 1998; Ferreira, 1998).
Os resíduos de rebaixadeira apresentam, em média, os seguintes valores
(material seco a 65o C): carbono orgânico: 290 a 370 g kg-1; nitrogênio total: 110 a 140
g kg-1; fósforo: 3 g kg-1; potássio: 1 a 4 g kg-1; cálcio: 16 a 179 g kg-1; magnésio: 0,21 a
0,40 g kg-1; cromo trivalente: 17,1 a 21 g kg-1 (Castilhos 1998; Ferreira, 1998).
2.2.3 Cromo no solo
O cromo é ampla e irregularmente distribuído na natureza; pode ocorrer em
compostos nos estados de oxidação de –2 a +6, mas os estados comumente encontrados
no ambiente são +3 (compostos de Cr (III)) e +6 (compostos de Cr (VI)), sendo a forma
+3 a mais estável do elemento (Mertz, 1969). Tem origem na mineralização da cromita
(FeCr2O4) (Silva, 1989), ou de hidróxidos de cromo misturados ou oclusos em óxidos
de ferro (Cary et al., 1977a). A concentração média de cromo em solos minerais varia
entre 5 e 250 mg kg-1 de solo (Mertz, 1969; Silva, 1989), podendo chegar até a 5.230
mg kg-1 em alguns solos (Mertz, 1969). No solo, o comportamento do cátion Cr3+ é
similar ao do cátion Al3+, e pode substituir o alumínio hexacoordenado em
aluminosilicatos, apesar de ter raio atômico maior (0,65 e 0,47 Å) (Cary et al., 1977b).
O Cr3+ possui maior afinidade pela superfície de troca do que os cátions divalentes, e
sua adsorção diminui com a adição de fosfatos e com a elevação do pH (Bartlett &
Kimble 1976a). O Cr (III) também pode formar complexos de esfera interna, com
átomos de oxigênio e nitrogênio contidos em ligantes orgânicos (Mertz, 1969).
No solo, o Cr pode ocorrer na forma catiônica, como nos compostos de Cr (III),
e na forma aniônica, como nos compostos de Cr (VI) (cromato por ex.). A espécie Cr3+
7
predomina em pH < 3,6; entretanto, a elevação do pH do solo favorece a formação de
compostos insolúveis, como Cr(OH)3 e também Cr(OH)4- em níveis de pH superiores a
11,5 (Cary et al., 1977a; Silva, 1989; Rai et al., 1989). Devido à sua baixa afinidade por
O2, o Cr (III) forma numerosos complexos, tanto com ligantes orgânicos quanto
inorgânicos (Losi et al., 1994). Entre os ligantes OH-, SO42-, NO3
- e CO32-, avaliados em
concentrações comuns em ambientes naturais, somente o OH- foi encontrado
complexando significativamente o Cr. A formação de hidróxidos insolúveis é
preconizada como reação predominante do Cr (III) no solo, com base nas quantidades
de cromo extraídas em análises seqüenciais e pelo baixo produto de solubilidade do
Cr(OH)3 (Kps = 2,9 x 10-29) (Cary et al., 1977a; James & Bartlett, 1983a). Através do
diagrama de fase, pode-se observar que o Cr(OH)3 precipita em pH > 6 e que o Cr2O3 é
a espécie mais estável.
A complexação do Cr (III) com ácidos orgânicos solúveis pode ser responsável
pela permanência do Cr complexado na solução do solo com pH alto, no qual é
esperado que ocorra a precipitação do Cr (Bartlett & Kimble, 1976a). Os ácidos cítrico,
fúlvico e a matéria orgânica solúvel do solo seco ao ar são exemplos de ligantes que
podem reter o Cr (III) na solução do solo em valores de pH de 7,5 (James & Bartlett,
1983a). O Cr (III), quando não complexado, pode permanecer em formas insolúveis, ser
fisicamente imobilizado dentro da matriz do solo ou estar sujeito à sedimentação em
ambientes aquáticos.
As reações de oxi-redução do Cr podem ocorrer no solo e na água. A oxidação
do Cr (III) a Cr (VI) ocorre em solos com elevado teor de manganês facilmente
reduzível sendo a formação do Cr (VI) controlada, principalmente, pela redução da
superfície dos óxidos de Mn (III/IV), devida à sua dissolução redutiva e pela formação
8
de complexos organo-Cr (III) (Trebien, 1994; Bartlett & Kimble, 1976b). A redução de
Cr (VI) a Cr (III) é favorecida em pH baixo e com a presença de agentes redutores. Os
principais doadores de elétrons no solo, para que possa ocorrer a reação de redução são
a matéria orgânica (Bartlett & Kimble, 1976b; Losi et al., 1994) e de íons ferro (II) (James,
1996). Bartlett & Kimble (1976a) observaram que com o aumento do pH a solubilidade
do Cr (III) diminuiu, e que em valores próximos a 5,5 ocorreu sua completa
precipitação. A presença de teores mais elevados de matéria orgânica favoreceu a
complexação do cromo (III), impedindo a formação de compostos insolúveis. Nos
tratamentos onde o cromo foi adicionado posteriormente ao fósforo, a fração de Cr (III)
complexada pela matéria orgânica diminuiu, provavelmente pela formação de
hidróxidos e fosfatos de cromo. Estudando o comportamento de Cr (III) no solo, estes
autores não observaram a oxidação a Cr (VI), mesmo em condições de máxima aeração
e altos valores de pH. Ácidos orgânicos solúveis adicionados aos solos por resíduos ou
por exsudatos de raízes das plantas podem, ao complexarem o cromo, manter o
elemento solúvel em pH alto. Nessa condição existe a possibilidade de parte do cromo
complexado ser oxidado a cromo (VI) (James & Bartlett, 1983b).
Bartlett & Kimble (1976 b), estudando o comportamento do Cr (VI), observaram
que a presença de altos teores de matéria orgânica nos solos provocou a redução de
quase todo Cr (VI), durante um período de incubação de 5 semanas. No período de 24 h,
foi observado efeito semelhante com a incorporação de esterco e posterior acidificação
do meio até valores de pH abaixo de 3. A adsorção de Cr (VI) foi observada em todos
os solos estudados, porém a presença de ortofosfato impediu a adsorção, provavelmente
por competição de sítios de adsorção. A presença de fosfato diminuiu a concentração
de Cr (VI) em equilíbrio, para solos com altos teores de matéria orgânica.
9
Provavelmente o ortofosfato provocou o deslocamento de Cr (VI) para a solução, sendo
esse reduzido a Cr (III) e adsorvido nesta forma.
Bartlett & James (1979), trabalhando em solos com altos teores de manganês,
observaram que em condições ácidas todo o Cr (III) era oxidado a Cr (VI) e
aproximadamente 20% do cromo oxidado era adsorvido. Com o aumento do pH, a
quantidade de Cr (VI) formado diminui, o mesmo acontecendo com o Cr (VI)
adsorvido. Além disso, a oxidação do cromo foi acompanhada pelo aumento da
quantidade de manganês reduzido no solo. Concluíram que a presença no solo de
manganês oxidado favorecia a oxidação do Cr (III), servindo como receptor de elétrons
durante a reação.
Segundo Trebien (1994), a oxidação do Cr (III) adicionado ao solo na forma de
CrCl3, depende da presença de altos teores de óxidos de Mn facilmente reduzível, e é
mais intensa na condição de umidade do solo em que os óxidos de Mn (III/IV) são mais
estáveis. O autor não observou a oxidação a Cr (VI) do cromo presente no lodo de
curtume, provavelmente devido à formação de complexos de esfera interna com
compostos orgânicos solúveis, presentes no lodo.
O cromo (VI) é a forma mais instável do elemento por ser altamente oxidante e
tem o comportamento influenciado por várias propriedades do solo: pH, presença de
agentes redutores e teores e tipos de minerais. O cromo (VI) formado ou adicionado no
solo pode ser lixiviado, reduzido, adsorvido, precipitado ou absorvido pelos organismos
vivos (Bartlett & James, 1988).
A disposição de resíduos no solo é viável devido à capacidade deste em degradar
e inativar poluentes, por diferentes processos como adsorção, complexação,
decomposição microbiana, etc. O comportamento e, especialmente, a fitotoxicidade de
10
cátions no solo dependem da espécie química, bem como das propriedades do solo,
sendo o pH e o potencial redox as mais importantes (Kabata-Pendias & Pendias, 1986).
O lodo de curtume pode ser utilizado para a correção do pH de solos ácidos e
como fonte de nitrogênio para as culturas. A freqüência de aplicação e as doses a
utilizar são limitadas pelo valor de neutralização da acidez, concentração de sais
(principalmente de sódio) e quantidades de metais pesados presentes no lodo. No Rio
Grande do Sul, uma norma preliminar (Rodrigues et al., 1993) estabelece critérios
técnicos e as quantidades máximas cumulativas permissíveis de alguns metais pesados a
ser adicionados ao solo, sendo (em kg ha-1): chumbo e cromo: 1.000; zinco: 560; cobre:
280; níquel: 70; cádmio: 5,0 e mercúrio: 2,0. Vários estudos realizados em vasos e a
campo demonstraram a viabilidade do uso do lodo para as culturas do milho, soja,
acácia negra, eucalipto e rabanete (Teixeira, 1981; Stomberg et al., 1984; Selbach et al.,
1991; Figliolia et al., 1992; Cavallet, 1992; Fisch, 1992; Fisch, 1994; Ferreira, 1998).
A farinha de couro, obtida pela hidrólise de serragens, aparas e outros resíduos, é
utilizada como fertilizante orgânico na Itália. Devido ao alto teor de cromo contido
nesse material (10 a 35g kg-1) poderá ocorrer, entretanto, contaminação do solo, água e
plantas, sendo necessário mais pesquisas para avaliar os efeitos de aplicações sucessivas
(Sequi & Ciavatta, 1988; Ciavatta & Sequi, 1989; Govi et al., 1996). No lodo, o Cr (III)
é encontrado predominantemente em forma quelatada com moléculas orgânicas ou
também como compostos inorgânicos precipitados (carbonatos e hidróxidos), devido ao
seu elevado pH (Grove & Elis, 1980).
11
2.2.4 Efeito do cromo em seres vivos
O cromo é um componente essencial da nutrição humana e animal, estando
associado com o metabolismo do glicogênio (Mertz, 1969; Salem, 1994) e compondo o
chamado “fator de tolerância à glicose” (GTF), em situações de baixa produção ou
inefetividade da insulina (Mertz et al., 1977). É importante no metabolismo de lipídios
em animais. O Cr (III) é a forma nutricional utilizada, cuja ingestão recomendada para
adultos varia de 0,05 e 0,20 mg dia-1, enquanto o Cr (VI) é a forma tóxica e mutagênica,
devido à sua capacidade de atravessar membranas biológicas e apresentar forte
capacidade oxidante, sendo cancerígeno ao homem (Hughes et al.,1994). O cromo
hexavalente é de 10 a 100 vezes mais tóxico que o cromo trivalente (Katz & Salem,
1994).
2.2.5 Resposta das plantas à adição de cromo
A essencialidade do cromo na nutrição vegetal ainda não foi comprovada.
Entretanto, Mertz (1969) constatou que a aplicação de sulfato de cromo ao solo (600 g
ha-1) ou diretamente na videira (200 mg planta-1) aumentou a produção de uvas, o
tamanho de grãos e o teor de açúcar em 21, 18 e 23 %, respectivamente. O Cr pode ser
absorvido tanto na forma (III) como (VI), entretanto a toxicidade às plantas é rara,
provavelmente devido à maior ocorrência natural do cromo na forma trivalente,
caracterizada como de baixa mobilidade no solo e restrito movimento através da
membrana celular. A reação do Cr (III) com proteínas e outros colóides forma
compostos com alto peso molecular, que possuem baixa permeabilidade em membranas,
razão pela qual quantidades superiores a 85 % do Cr (III) permanecem na camada
externa de 1mm da superfície da raiz (Shivas, 1978). O Cr absorvido pelas plantas é
acumulado nas raízes juntamente com o Fe (III), sendo pouco translocado para a parte
12
aérea da planta, o que torna ineficiente a adição de cromo ao solo como forma de
aumentar a dieta humana de cromo (Cary et al., 1977a). Normalmente ocorre um
aumento no teor de cromo nas raízes das plantas com o aumento da concentração de
cromo no solo (James & Bartlett, 1984; Ummarino et al., 1993). Porém é difícil
determinar uma correlação entre o teor de cromo no solo com a concentração de cromo
nas plantas (Cary & Kubota, 1990; Gunsé et al., 1992; Missio, 1996; Scolmeister,
1999).
Cunningham et al (1975) e Mortvedt & Giordano (1975) observaram que o
efeito tóxico dos metais é mais acentuado quando estes são aplicados ao solo na forma
de sais, sendo seu efeito nocivo mais prolongado do que na aplicação com resíduos
orgânicos. Em relação à quantidade aplicada, a absorção de Cr pelas plantas é inferior à
dos outros metais pesados devido à adsorção de Cr pelos minerais do solo, à
complexação pela MO, à insolubilidade dos sais de Cr ou à formação de complexos
orgânicos insolúveis nas raízes das plantas.
O aumento da concentração de ácidos orgânicos favorece a absorção de cromo
pelas plantas, evidenciando que a absorção deste na forma complexada por moléculas
de baixo peso molecular é um mecanismo importante de suprimento do metal para as
plantas (James & Bartlett 1984; Srivastava et al., 1999). A afinidade do cromo por
vários ácidos orgânicos liberados por plantas segue a seguinte ordem: cítrico ≈ oxálico
> aspártico ≈ glutâmico.
Pickrell & Ellis (1980), estudando a translocação de cromo nas plantas,
aplicaram cromo em solução nas folhas de soja e observaram, através de 51Cr
radioativo, que ocorreu absorção semelhante ao 59Fe, mas a translocação do ponto de
absorção para outras partes da folha foi de aproximadamente 4% para o cromo. Teixeira
13
(1981) após a aplicação de lodo, que adicionou 5.760 kg ha-1 de cromo no solo,
observou pequena translocação para a parte aérea da cultura do azevém. Silva (1989)
não observou diferença significativa no teor de cromo nos grãos de milho, trigo e arroz
cultivados em solos onde foram aplicados 15.320 kg ha-1 de lodo com 1,75% de cromo
em relação ao tratamento controle. Castilhos (1998) também observou que a aplicação
de lodo de curtume, resíduo de rebaixadeira e aparas de couro na quantidade de 37,3 mg
kg-1 de cromo ao solo não provocou alterações nos teores de cromo no tecido e nos
grãos de trigo, tecido de alface e em bulbos e tecido foliar de rabanete quando
comparados com a testemunha. Este autor observou baixa translocação de Cr da parte
vegetativa do trigo para os grãos, cujos teores foram em média 22,5 vezes inferiores aos
teores do tecido foliar. Essa constatação é importante para a utilização alimentar de
grãos, como o trigo, cultivados em solos onde foram adicionados resíduos contendo
metais pesados pouco móveis nas plantas.
Ferreira (1998), em experimento de campo onde aplicou serragem cromada, lodo
de curtume e lodo de curtume + [Cr2(SO4)3], adicionando 617, 344 e 297 kg ha-1 de Cr,
respectivamente, não observou redução do rendimento de grãos e aumento nos teores de
Cr na parte aérea e grãos nas culturas da soja e milho quando comparados com o
tratamento adubação mineral.
A absorção de Cr pelas plantas e, conseqüentemente, o seu efeito tóxico diminui
com o tempo. O rendimento da parte aérea de azevém após a aplicação de 1.440kg ha-1
de Cr mineral [Cr2(SO4)3] foi reduzido no primeiro corte, aumentando, entretanto, no
segundo corte (Teixeira, 1981). Mortvedt & Giordano (1975) observaram que a toxidez
para as plantas desapareceu na 3a cultura (20 meses após a aplicação). Os autores
14
atribuíram isso à inativação dos metais pesados no solo, embora a extração com HCl
0,5N não mostrasse decréscimo no teor destes elementos.
Selbach et al (1991) observaram que a adição de 60 t ha-1 de lodo de curtume em
solo arenoso proporcionou aumento superior nos teores de cromo nos bulbos do que no
tecido foliar de rabanete. O crescimento das plantas diminuiu linearmente com o
aumento das quantidades de lodo.
Gunsé et al (1992) observaram sintomas de toxicidade de cromo em feijão, na
forma de acentuada clorose em folhas trifoliadas, com a aplicação de 34,8 g kg-1 de
lodo, adicionando 160 mg kg-1de cromo. As plantas adultas cultivadas no solo tratado
com lodo mostraram aumento significativo na concentração de cromo nas raízes, caules
e frutos. Apenas com doses mais elevadas de lodo é que foi detectado um aumento
significativo na concentração de Cr nas folhas.
2.3 Carvão mineral
O carvão mineral constitui 2/3 das reservas de combustíveis do Brasil, sendo 20
vezes maior do que as reservas estimadas de petróleo e 75 vezes maior do que as de gás
natural. As jazidas brasileiras de carvão estão estimadas em 32 bilhões de toneladas,
sendo que 86,5% estão localizadas no Rio Grande do Sul (Sánchez & Formoso, 1990).
Os processos de extração, beneficiamento e utilização do carvão mineral
apresentam elevado potencial de poluição, devido ao grande volume de resíduos que são
gerados. A ação antropogênica afeta a fauna, a flora e o relevo, com reflexos na
qualidade do ar, da água e do solo. Serão abordados a seguir alguns aspectos referentes
à origem, à produção, e à caracterização destes resíduos e os efeitos do descarte dos
mesmos no solo.
15
2.3.1 Origem e exploração carbonífera
0 material carbonífero é geologicamente formado em condições de baixo
potencial de oxi-redução, em que o carvão ocorre associado a diversos compostos
minerais e orgânicos. No Estado do Rio Grande do Sul, o ambiente geológico de
formação das jazidas de carvão foi condicionado pelas variações do nível de água nas
turfeiras, proporcionando a deposição simultânea de matéria orgânica e inorgânica. As
camadas de carvão formadas nestas condições apresentam teores de minerais entre 14 e
42% (Silva, 1987).
A maior parte do carvão produzido no estado do Rio Grande do Sul é minerada a
céu aberto. A lavra é feita pelo sistema de descobertura em tiras, que consiste na
extração por cortes com largura média de 80 metros e comprimento variável de 220 a
1500 m (Bugin et al., 1989). Nesse processo, tanto o carvão como o material estéril são
afrouxados por tratores com escarificadores, retirados por escavadeiras e transportados
por caminhões. O carvão é encaminhado para a unidade de beneficiamento e o estéril
para a recomposição ambiental. Durante o beneficiamento do carvão, são gerados os
resíduos carboníferos que são constituídos de rocha fragmentada, compostos sulfurados
e carvão de baixa qualidade. Segundo Stewart & Daniels (1992), de 30 a 60% do
material minerado é refugado nos processos de fracionamento, separação e limpeza do
carvão. Os compostos sulfurados encontram-se principalmente na forma de pirita (FeS2)
e outros sulfetos, que se oxidam quando expostos ao ar e à água, formando ácido
sulfúrico (Daniels, 1996). Os problemas ambientais provocados pelo rejeito carbonífero
devem-se principalmente à oxidação da pirita e conseqüente produção da acidez.
16
2.3.2 Oxidação da pirita
Na mineração do carvão, a oxidação da pirita (FeS2) pode ocorrer nos solos
construídos, nas pilhas de rejeitos, nas cavas abertas para extração e no processo de
beneficiamento do carvão, com a liberação de íons H+ para as águas de drenagem. A
oxidação da pirita é um processo constituído por reações de oxidação-redução,
hidrólise, catálise, formação de íons complexos, controle por solubilidade e efeitos
cinéticos (Alexander, 1977; Pichtel & Dick, 1991). O processo pode ser descrito pela
seguinte equação geral:
FeS2 + 15/4O2 + 7/2H2 ➞ Fe(OH)3 + 2 H2SO4 (1)
Devido à presença de carbonatos e à formação em ambiente de baixo potencial
oxi-redutor, os rejeitos carboníferos apresentam freqüentemente reação inicial neutra
(Daniels, 1996). Quando o material piritoso é exposto às condições oxidantes do meio, e
considerando a baixa solubilidade dos compostos de Fe(III) em pH > 4, supõe-se que o
oxigênio favorece a oxidação em pH próximo à neutralidade, sendo a oxidação química
o principal mecanismo responsável pelas reações de oxidação da pirita neste pH. Após a
acidificação do material, devida à formação do ácido sulfúrico, a oxidação microbiana
passa a ser o principal mecanismo de liberação do ácido. A quantidade de ácido
produzida pela oxidação microbiana é muito maior que a produzida pela oxidação
química (Atlas & Bartha, 1993).
Na fase inicial, a oxidação da pirita pode ser um processo químico ou biológico
(reação 2), enquanto a oxidação do ferro (II) a ferro (III) é um processo
predominantemente biológico (reação 3) (Alexander, 1977; Machado, 1985):
2FeS2 + 7O2 + 2H2O ➞ FeSO4 + 2 H2SO4 (2)
17
Thiobacillus ferrooxidans
2FeSO4 + 1/2O2 + H2SO4 ➞ Fe2(SO4)3 + H2O (3)
Na oxidação microbiana da pirita participam microrganismos heterotróficos e
quimioautotróficos que utilizam compostos reduzidos de ferro e enxofre como fonte de
energia. A bactéria heterotrófica do gênero Metellogenium é responsável pela oxidação
da pirita na faixa de pH de 3,5 a 4,3. Nos valores de pH inferiores a 3,5, as bactérias
quimioautotróficas do gênero Thiobacillus são as principais responsáveis pelas reações
de oxidação. A bactéria T. thiooxidans utiliza somente formas reduzidas de enxofre
como fonte de energia, enquanto T. ferrooxidans oxida tanto o enxofre quanto o ferro
(Garcia, 1992). Segundo Alexander (1977), a oxidação ferrosa pelo T. ferrooxidans
ocorre em valores de pH entre 2,0 e 4,5, sendo que o intervalo ótimo situa-se entre 2,5 e
3,5, indicando que este organismo é mais ativo em ambiente ácido. O íon férrico
formado na reação 3 pode hidrolisar-se e formar um óxido de ferro (reação 4)
(Alexander, 1977; Machado, 1985):
Fe2(SO4)3 + 6H2O ➞ 2Fe(OH)3 + H2SO4 (4)
O íon férrico (reação 3) pode atuar como agente oxidante da pirita (reação 5)
continuando o ciclo de oxidação (Alexander, 1977; Machado, 1985). Quando o pH
decresce até valores próximos a 3,5 e há um aumento da relação Fe+3/Fe+2, a oxidação
da pirita passa a ser um processo dominante. A pirita é instável na presença do Fe(III),
pois esse causa a oxidação do S da pirita, conforme a reação.
FeS2 + 14 Fe3+ + 8H2O ➞ 15Fe2+ + 2SO4-2 +16 H+ (5)
As reações de oxidação da pirita apresentam como principal característica a
produção de ácido sulfúrico (reação 1), onde 1 mol de pirita produz 2 moles de ácido
sulfúrico. Porém, essa reação somente se completa quando todo o Fe é oxidado e o
18
Fe(OH)3 é hidrolisado, produzindo óxido de ferro como a goethita (FeOOH). Em
algumas condições, a oxidação da pirita pode produzir apenas 1 mol de ácido sulfúrico
(reação 6). Isto pode ocorrer quando o sulfato de ferro migra de outros locais, através da
oxidação e hidrolise ocorrida em reações subseqüentes (Fanning & Fanning, 1989).
FeS2 + 3 1/2O2 + H2O ➞ Fe(II) SO4 + H2SO4 (6)
A taxa de acidificação da pirita depende do seu teor, do tamanho de partícula e
da presença de condições oxidantes. A produção de ácido resultante pode ser
naturalmente neutralizada pela presença de carbonatos, bases trocáveis e de silicatos
presentes no solo e nos materiais estéreis. Porém, o poder de acidificação dos
compostos sulfurados é maior, ocorrendo uma produção líquida de ácido (Daniels,
1996).
A acidificação provoca a lixiviação dos cátions básicos do complexo de troca
(Ca, Mg, Na e K), diminuindo a saturação por bases e alterando a estabilidade dos
silicatos, com liberação de cátions estruturais, especialmente Al, Fe e Mg (Senkayi et
al., 1981). Por este fato, aliado ao aumento da solubilidade em valores de pH baixos, são
geradas grandes quantidades de Al, Fe, Mn, Ni, Cu, e Zn na solução do solo e águas de
drenagem nas áreas de mineração de carvão. A quantidade de metais presentes na
drenagem ácida depende da solubilidade dos compostos em que se encontram, sendo o
pH o fator de maior importância para o controle dessas quantidades, pois interfere
diretamente nas reações de solubilização (Soares, 1995).
A drenagem ácida compromete a qualidade dos recursos hídricos da região, pois
a acidificação do corpo receptor, seja água subterrânea ou superficial, mantém
dissolvidos grande parte dos metais pesados liberados pela dissolução dos sulfetos e
19
outros minerais presentes nas pilhas de rejeitos, prejudicando tanto a vida aquática
quanto a utilização dessas águas para o abastecimento público.
Em experimento de lixiviação utilizando colunas de solo contendo rejeitos da
exploração de carvão, Gaivizzo et al. (2000) determinaram grandes quantidades de Cd,
Ni e Pb na água de lixiviação nos tratamentos com resíduo de carvão. O baixo pH da
água de lixiviação manteve dissolvidos grande parte dos elementos provenientes do
rejeito carbonífero, refletindo-se em elevada condutividade elétrica da solução, e sendo
Fe, Mn, Zn e Ni os elementos que ocorreram em maiores concentrações. Estudo
realizado em casa-de-vegetação por Gaivizzo (1997), visando avaliar o efeito da camada
de solo sobre o resíduo carbonífero, mostrou que a água lixiviada apresentava baixo pH,
alta condutividade elétrica e aumento dos teores de N, P e K.
Em estudo de laboratório, Almeida (1999) verificou intensidade de acidificação
extremamente alta devido ao rejeito carbonífero, obtendo valores de pH próximos a 2,0.
A dissolução dos minerais liberou para a solução do solo altas quantidades de Al, Mg e
Si e em menores concentrações Na, K, Ca e metais pesados, provocando elevada
condutividade elétrica.
Rodriguez et al. (2000), em estudo das alterações provocadas na bacia
hidrográfica da região carbonífera do Baixo Jacuí determinaram as seguintes alterações
provocadas pela mineração e disposição inadequada de seus rejeitos: a) os maiores
valores de condutividade elétrica foram verificados na bacia do arroio do Conde, sendo
em média 15 vezes superiores aos determinados em área sem impacto antrópico da
mesma bacia; b) o valor médio anual do pH foi de 3,9 e o menor valor de 2,6, ficando
abaixo do permitido (Conama, 1986); c) teores de Fe e Mn e níveis de pH não
compatíveis com os aceitos para água de classe 1 (Conama, 1986); e, d) presença de
20
mercúrio, fenóis, cobre, nitrogênio amoniacal e alumínio em todas as estações
monitoradas.
2.3.3 Descarte de resíduos carboníferos no solo
A recuperação topográfica de áreas mineradas a céu aberto é feita pela
recolocação dos rejeitos e do estéril na cava minerada. Na cobertura final, é utilizado o
solo proveniente da superfície original (Kampf et al., 1995). A abertura dos cortes é
feita seqüencialmente, de modo a ter sempre um corte em lavra, um em processo de
recuperação topográfica e outro onde se inicia a reabilitação do terreno, sendo que a
declividade não deve exceder a 5%; quando isso não for possível, deve-se construir
terraços e usar técnicas de conservação do solo. Durante a recomposição topográfica da
cava de mineração, deve-se colocar primeiramente o rejeito carbonífero e o estéril da
mineração, a fim de manter estes materiais em ambiente redutor e limitar a produção de
ácido, seguindo-se os horizontes C, B e A do solo (Bugin et al., 1989). A reconstrução
do perfil auxilia a manutenção da produtividade do solo e, conseqüentemente, os
trabalhos de recuperação (Bell et al., 1994). A recuperação das áreas mineradas requer a
remoção das limitações físicas e químicas presentes nos solos construídos de modo a
permitir o estabelecimento da vegetação. Em áreas com horizontes pouco desenvolvidos
ou onde ocorre a mistura do horizonte superficial com o subsuperficial, o solo
construído apresenta menor pH e baixa fertilidade, dificultando o estabelecimento de
plantas (Daniels & Amos, 1985).
Devido ao alto custo de cobertura das áreas a serem reconstituídas, torna-se
necessário estabelecer a espessura mínima de solo a ser reposta sobre a superfície do
resíduo. O Instituto Brasileiro de Mineração (IBRAM, 1992) recomenda que quanto
maior for a espessura da camada de solo melhores serão as condições de recuperação
21
das áreas. Schuman & Power (1981) demonstraram que a utilização de camadas com
espessura superior a 75 cm não apresentou efeitos positivos significativos sobre os
processos de recuperação. Daniels (1996) recomenda a utilização de camadas variando
de 15 a 50 cm, dependendo do potencial de acidificação do rejeito carbonífero. Gaivizzo
(1997) determinou que uma camada de solo de no mínimo 10 cm, aplicada na superfície
do resíduo carbonífero, foi suficiente para o estabelecimento de trevo e aveia. Tedesco
et al. (1999) sugerem que a camada mínima sobre o resíduo carbonífero seja de 10 cm,
com calagem e adubação adequadas para o bom desenvolvimento das plantas.
O estabelecimento da vegetação nas áreas recuperadas da mineração é
dificultado pela acidez do solo e baixo nível de fertilidade. Daniels (1996) sugere a
utilização de 250 kg de P2O5, 100 kg K2O e quantidades de N menores de 150 kg ha-1
para o estabelecimento e a manutenção de plantas em solos construídos nos Estados
Unidos. Devido ao elevado custo dos fertilizantes e à necessidade de acumulação de
matéria orgânica e da ciclagem de nutrientes, a aplicação de lodo de esgoto ou de ETEs
de forma controlada torna-se uma alternativa viável na recuperação de solos minerados.
Vários estudos têm sido realizados para avaliar a utilização de lodos de esgoto
como corretivo da acidez de resíduos carboníferos. Pichtel et al. (1994), em minas
abandonadas de Ohio, USA, com pH 3,4, compararam a utilização de uma camada de
20 cm de solo corrigido aplicado sobre a superfície do resíduo, com a utilização de 224 t
ha-1 de lodo de esgoto misturado ao resíduo. O rendimento de matéria seca e o
percentual de cobertura foram semelhantes para um consórcio de gramíneas e
leguminosas. Após 10 anos, o valor de pH e a concentração de K, Ca e Mg não
diferiram significativamente entre si, porém o teor de P foi maior no tratamento com
lodo de esgoto. Daniels & Amos (1985) obtiveram resultados semelhantes para uma
22
camada de solo corrigido de 30 cm e doses crescentes de lodo de esgoto (22, 56, 112,
224 t ha-1) misturadas aos resíduos carboníferos. Ferreira (1998), em experimento de
campo com aplicação de 106 t ha-1 de resíduo carbonífero no solo, e a mesma dose mais
21,25 t ha-1 de lodo de ETE de curtume, observou maiores valores de pH do solo e
rendimentos de grãos de milho e soja no tratamento com lodo, sendo esses valores
semelhantes aos determinados no tratamento com calcário e adubação mineral sem
aplicação de resíduo carbonífero.
2.4 Descarte e possibilidade de uso de resíduos industriais
No Brasil, o descarte de resíduos industriais no solo vem sendo estudado desde a
década de 70, com a finalidade de avaliar seus efeitos sobre o solo, a água e as plantas.
A maior parte destes estudos foi feita em condições de casa-de-vegetação, onde muitos
fatores externos podem ser controlados.
No Rio Grande do Sul, destacam se as pesquisas realizadas no Departamento de
Solos da UFRGS (Teixeira, 1981; Selbach et al., 1991; Krob, 1992; Trebien, 1994;
Gaivizzo, 1997; Castilhos, 1998; Ferreira, 1998; Domaszak, 2000). Os estudos
realizados por esses autores oferecem suporte científico para o descarte desses resíduos
no solo, evitando danos ambientais.
Os estudos de casa-de-vegetação e a campo realizados no Rio Grande do Sul,
utilizando resíduos de curtume, confirmam o poder de neutralização da acidez do solo e
a capacidade de fornecimento de nitrogênio para as plantas destes resíduos (Teixeira,
1981; Selbach et al., 1991; Fisch, 1994; Castilhos, 1998; Ferreira, 1998; Domaszak,
2000). Esses estudos também evidenciam que dificilmente pode ocorrer a oxidação de
Cr (III) contido nos resíduos para Cr(VI) nos solos testados. Esta oxidação, entretanto,
23
pode ocorrer com a adição de Cr (III) em forma mineral, em solos com alto teor de
manganês facilmente reduzível, em condições adequadas de umidade (Trebien, 1994).
Estudos de longa duração são necessários para avaliar o efeito de aplicações
sucessivas de resíduos e metais pesados ao solo, servindo também para determinar as
quantidades máximas possíveis de metais pesados a serem aplicados no solo, tendo em
vista os diferentes valores adotados nas legislações ambientais de diferentes países. A
duração do efeito corretivo da acidez do solo a longo prazo e o suprimento de nutrientes
às plantas devem ser avaliados, evitando-se a elevação do pH a valores superiores a 6,5
e o excesso de nitrogênio, que não sendo absorvido pelas culturas pode ser nitrificado e
lixiviado, contaminado a água subterrânea. Esses estudos também podem servir como
base para trabalhos de monitoramento de áreas de descarte de resíduos e fornecer
subsídios para a criação de legislação ambiental sobre descarte de resíduos em solos
agrícolas.
O uso conjunto de resíduos com potencial de poluição, porém com
características distintas, pode ser uma opção viável para o descarte de resíduos.
Diversos trabalhos têm sido realizados utilizando lodo de ETEs para recuperação de
áreas mineradas. A utilização em conjunto de lodo de curtume e resíduo carbonífero
pode ser uma alternativa viável de destinação final para esses dois resíduos; o lodo de
curtume apresenta alto pH, podendo neutralizar a acidez proveniente da oxidação da
pirita, além de fornecer material orgânico e nutrientes de plantas. Porém, os efeitos
sobre o solo, a água, a fauna e a flora devem ser estudados, além de aspectos
econômicos desta prática.
3 MATERIAL E MÉTODOS
3.1 Histórico do experimento
Este trabalho é a continuação de um experimento de longa duração iniciado em
1996, que está sendo conduzido na Estação Experimental Agronômica da UFRGS
(EEA/UFRGS), no município de Eldorado do Sul (RS), região fisiográfica da Depressão
Central. A precipitação media anual da região é de 1440 mm e o clima, segundo a
classificação de Koeppen, é o subtropical de verão úmido quente (Cfa). O solo é
classificado como Argissolo Vermelho Distrófico típico (EMBRAPA, 1999), com
declividade do terreno menor que 5%.
Até o inicio do experimento, em 1996, a área foi ocupada por campo nativo.
Antes do preparo, foram coletadas amostras de solo para caracterização física e química
nas profundidades de 0 a 20 e de 50 a 80 cm (Tabela 1). As determinações foram
realizadas conforme metodologia descrita por Tedesco et al. (1995). No ano agrícola de
1996/97, cultivou-se milho e soja. As avaliações das culturas e do solo foram
apresentadas por Ferreira (1998). A área permaneceu em pousio até 1999, sendo
cultivada aveia preta neste período.
Em agosto de 1999, foi feita outra amostragem do solo para avaliar o efeito
residual dos tratamentos e determinar as doses de resíduos e insumos a serem
reaplicadas; as características químicas do solo são dadas nas Tabelas 2 e 3. Em janeiro
25
de 2000, foram reaplicados os tratamentos conforme especificados no item 3.2 e nas
Tabelas 4 e 5, sendo cultivados milho e soja no verão e trigo no inverno.
TABELA 1. Caracterização físico-química inicial do solo.*
Profundidade Características
0 - 20 cm 50 - 80 cm Argila (g kg-1) 250 470
Carbono orgânico (g kg-1) 14,7 7,8
Nitrogênio total (g kg-1) 1,12 0,50
Relação C/N 13,1 15,6
pH em água 4,9 4,6
Índice SMP 5,9 5,2
P disponível (mg L-1) 3 2
K disponível (mg L-1) 153 78
Matéria orgânica (g L-1) 26,5 18,0
Al trocável (cmolc L-1) 0,6 2,6
Ca trocável (cmolc L-1) 1,68 1,10
Mg trocável (cmolc L-1) 1,25 0,80
S extraível (mg L-1) 8,9 7,9
Zn extraível (mg L-1) 1,4 0,2
Cu extraível (mg L-1) 1,1 0,9
B extraível (mg L-1) 0,5 0,4
Mn trocável (mg L-1) 26 3 * Ferreira (1998).
TABELA 2. Características químicas do solo, amostrado em agosto de 1999, na camada de 0 a 20 cm de profundidade (médias de quatro repetições).
Tratamentos* Características T 1 T 2 T 3 T 4 T 5 T 6 T 7 T 8 Carbono orgânico (g kg-1) 13,0 13,5 14,0 15,1 17,6 17,2 16,8 14,0Nitrogênio total (g kg-1)
1,16 1,20 1,35 1,43 1,22 1,37 2,08 1,22Relação C/N 11,2 11,2 10,4 10,6 14,4 12,6 8,1 11,2pH em água 4,5 5,1 5,1 5,4 3,4 4,4 4,7 5,1Índice SMP 5,5 5,8 5,9 6,1 4,6 5,5 5,5 5,9P disponível (mg L-1) 3,3 6,4 9,1 12,9 6,0 11,4 5,1 10,0K disponível (mg L-1) 151 196 159 155 96 119 131 181Matéria orgânica (g L-1) 23,4 24,1 25,2 27,2 31,7 31,0 30,3 25,4Al trocável (cmolc L-1) 1,0 0,2 0,1 0,1 3,2 0,7 0,4 0,2Ca trocável (cmolc L-1) 1,5 2,6 3,3 4,4 0,9 4,1 2,1 3,4Mg trocável (cmolc L-1) 0,9 1,5 0,7 0,7 0,3 0,4 1,0 0,7H + Al (cmolc L-1) 5,6 4,2 4,0 3,1 12,9 7,5 5,4 4,1CTC (cmolc L-1) 8,4 8,9 8,4 8,6 14,5 11,9 8,8 8,6% de saturação da CTC: Bases 33 52 52 64 11 39 39 53 Al 12,5 1,7 1,8 0,9 22,2 10,3 5,4 2,1 Na extraível (mg L-1) 1,2 3,2 1,7 2,2 1,2 1,7 1,0 1,2S extraível (mg L-1) 15,4 9,1 13,9 12,5 11,7 17,4 10,0 11,6Zn extraível (mg L-1) 1,4 1,5 3,1 6,3 1,2 4,8 1,6 3,6Cu extraível (mg L-1) 1,3 1,3 1,2 1,2 1,4 1,3 1,2 1,2Mn trocável (mg L-1) 32 18 15 10 31 21 22 16Cromo total (mg kg-1) 14 12 68 112 12 115 95 98Cobre total (mg kg-1) 7,0 6,5 7,0 7,0 6,5 7,0 6,5 7,0Zinco total (mg kg-1) 20 22 21 24 21 21 22 22Manganês total (mg kg-1) 158 147 153 160 141 162 149 159* Tratamentos descritos no item 3.2.1
TABELA 3. Características químicas do solo, amostrado em agosto de 1999, na camada de 50 a 80 cm de profundidade (médias de quatro repetições).
Tratamentos Características T 1 T 2 T 3 T 4 T 5 T 6 T 7 T 8 Carbono orgânico (g kg-1) 8,1 8,6 8,4 8,8 8,3 8,6 8,7 8,5 Nitrogênio total (g kg-1) 0,69 0,62 0,65 0,65 0,64 0,66 0,69 0,63 Relação C/N 11,7 13,9 12,9 13,5 13,0 13,1 12,6 13,5 pH em água 4,4 4,3 4,3 4,3 3,9 4,1 4,3 4,4 Índice SMP 4,9 5,1 4,9 4,9 4,8 4,8 4,8 4,9 P disponível (mg L-1) 2,5 2,5 2,5 2,7 2,5 2,7 2,4 2,5 K disponível (mg L-1) 95 98 125 95 97 108 109 130 Matéria orgânica (g L-1) 14,6 15,5 15,1 15,8 14,9 15,5 15,7 15,3 Al trocável (cmolc L-1) 2,9 2,8 3,0 2,8 3,2 3,0 3,0 2,8 Ca trocável (cmolc L-1) 1,1 1,3 1,2 1,5 1,6 1,8 1,2 1,3 Mg trocável (cmolc L-1) 0,7 0,8 0,7 0,8 0,7 0,7 0,7 0,7 H + Al (cmolc L-1) 9,5 8,5 9,9 9,3 10,1 8,3 10,2 9,2 CTC (cmolc L-1) 11,6 10,7 12,1 11,9 12,8 11,6 12,4 11,6 % de saturação da CTC: Bases 18 21 19 22 21 30 18 20 Al 25 26 25 24 25 20 24 25 Na extraível (mg L-1) 1,0 1,0 1,0 1,2 1,0 1,2 1,5 1,2 S extraível (mg L-1) 14,0 15,5 14,7 16,2 15,2 14,7 17,5 17,7 Zn extraível (mg L-1) 0,2 0,3 0,3 0,4 0,4 0,3 0,2 0,2 Cu extraível (mg L-1) 0,9 0,9 0,9 1,0 0,9 0,9 0,9 0,9 Mn trocável (mg L-1) 4,0 3,2 2,8 3,0 8,5 3,5 4,8 2,5 Cromo total (mg kg-1) 14 16 14 16 14 16 17 16 Cobre total (mg kg-1) 10,4 9,7 9,9 10,4 8,8 11,9 10,1 9,6 Zinco total (mg kg-1) 33 33 33 33 33 33 33 32 Manganês total (mg kg-1) 89 87 86 87 92 85 88 85
28
3.2 Instalação e condução do experimento
3.2.1 Tratamentos
Foram estudados neste experimento os seguintes tratamentos:
T 1 - Testemunha;
T 2 - Adubação NPK + calcário para atingir pH 6,0 (NPK + calc.);
T 3 - Lodo de curtume em quantidade adequada para atingir pH 6,0 + PK (LC
+PK);
T 4 - Duas vezes a quantidade de lodo de curtume utilizada no tratamento 3 +
PK (2xLC + PK);
T 5 - Resíduo carbonífero + NPK + calcário em quantidade adequada para
atingir pH 6,0 (RC + NPK + calc.);
T 6 - Resíduo carbonífero + lodo de curtume em quantidade adequada para
atingir pH 6,0 + PK (RC + LC + PK);
T 7 - Serragem cromada + NPK + calcário em quantidade adequada para atingir
pH 6,0 (SC + NPK + calc.);
T 8 - Cromo mineral + lodo de curtume em quantidade adequada para atingir pH
6,0, + PK (Crmin + LC +PK).
As doses dos materiais aplicadas em cada tratamento, em 1996, por ocasião da
instalação, e em 2000, por ocasião da reaplicação, são apresentadas na Tabela 4.
3.2.2 Caracterização dos resíduos
O lodo de curtume e a serragem cromada foram obtidos na UTRESA (Usina de
Tratamento de Resíduos), em Estância Velha (RS), sendo provenientes do Curtume
KERN-MATTES S.A, da cidade de Portão (RS). O resíduo carbonífero foi obtido na
29
COPELMI (empresa mineradora de carvão), localizada no município de Butiá (RS). As
características físico-químicas dos resíduos utilizados na aplicação e na reaplicação são
apresentadas na Tabela 5. As determinações foram efetuadas conforme a metodologia
descrita por Tedesco et al. (1995).
TABELA 4. Doses de material aplicadas em cada tratamento (em matéria seca).
Tratamento Aplicação (1996)
Reaplicação (2000)
Cromo1
1 - Testemunha ------------------- t ha-1-------------------- kg ha-1
2 - NPK + calc 3,4 calc 6,3 calc
3 - LC + PK 21,25 LC 22,4 LC 6711
4 - 2 x LC +PK 42,50 LC 44,8 LC 13421
5 - RC +NPK 106,0 RC
56,0 RC
20,0 calc
6 - RC +LC +PK 106,0 RC
21,25 LC
56,0 RC
34,4 LC
9371
7 - SC + NPK + calc 29,4 SC
3,4 calc
30,0 SC
8,6 calc
13371
8 - Cr + LC + PK 21,25 LC
0,125 Cr
22,4 LC
0,500 Cr
12962
1 Adicionado pelos resíduos (quantidade acumulada) 2 Adicionado pelos resíduos e por Cr2(SO4)3
30
TABELA 5. Características físico-químicas dos resíduos utilizados na aplicação e reaplicação dos tratamentos
Lodo de curtume
Serragem cromada
Resíduo carboníferoCaracterísticas*
I II I II I II Teor de sólidos (g kg-1) 390 300 460 480 905 925
pH em água 7,8 7,7 3,4 3,3 7,1 7,0
Carbono orgânico (g kg-1) 65,1 203,8 298,3 326,0 242,9 183,8
Nitrogênio total (g kg-1) 9,8 32,5 113,1 119,7 3,6 2,3
Relação C/N 6,6 6,3 2,6 2,72 67,5 79,9
NH4+ (mg L-1) 4,20 5,10 ND ND ND ND
NO3- + NO2
- (mg L-1) 6,82 7,20 ND ND ND ND
Fósforo total (g kg-1) 2,0 2,5 0,3 0,4 0,3 0,3
Potássio total (g kg-1) 0,10 0,12 0,10 0,12 0,07 0,06
Cálcio total (g kg-1) 20,0 22,0 17,9 18,0 18,6 19,0
Magnésio total (g kg-1) 0,24 3,50 0,21 0,19 0,72 0,68
Enxofre total (g kg-1) 13,0 15,0 16,5 15,9 83,6 85,0
Cobre total (mg kg-1) 19 34 5 3 23 25
Zinco total (mg kg-1) 112 176 7 2 207 126
Ferro total (g kg-1) 6,3 7,1 13,5 12,8 18,7 19,8
Manganês total (mg kg-1) 262 128 <3 <3 541 194
Sódio total (g kg-1) 8,4 8,1 7,0 4,3 ND ND
Cromo total (g kg-1) 8,1 22,2 21,0 24,0 <0,1 0,3
Cádmio total (mg kg-1) 0,138 0,142 0,006 0,005 13,0 12,8
Níquel total (mg kg-1) 15,0 14,5 3,1 3,2 19,8 19,2
Chumbo total (mg kg-1) 15,0 14,6 2,2 2,2 21,1 21,3
Poder de neutralização % 16 31,5 ND ND ND ND
* Determinações feitas no material seco a 75o C, à exceção do pH.
I - resíduos utilizados por Ferreira (1998).
II - resíduos utilizados na reaplicação feita em janeiro de 2000.
ND = não determinado.
31
Na adubação mineral, foram utilizados 160, 120 e 50 kg ha-1 de N (uréia), P2O5
(superfosfato triplo) e K2O (KCl), respectivamente, conforme a recomendação da
SBCS/NRS (1995); na cultura da soja não foi feita adubação nitrogenada. A calagem foi
feita em quantidade adequada para atingir pH 6,0 com base nos teores de alumínio
trocável e matéria orgânica do solo. O cromo mineral (Cr min) foi adicionado na forma
de sulfato de cromo (Cr III) na quantidade de 500 kg de Cr ha-1. O lodo de curtume foi
adicionado em quantidade equivalente à dose de calcário para atingir pH 6,0. As
quantidades de resíduos e de sulfato de cromo aplicadas são apresentadas na Tabela 4.
A reaplicação dos tratamentos foi feita em 12/01/2000. Antes da distribuição, o
solo foi arado e gradeado; para aumentar a uniformidade de aplicação, as parcelas foram
divididas em frações de 5 m2, aplicando-se as quantidades necessárias medidas por
volume. Após a distribuição, os materiais foram incorporados ao solo com uma
gradagem, uma aração e mais duas gradagens, sendo realizada a semeadura de milho e
da soja no dia seguinte.
3.2.3 Delineamento experimental
Foi utilizado delineamento experimental em blocos completamente casualizados,
com quatro repetições. Cada bloco é composto de oito parcelas com 70 m2 (10m x 7m).
O esquema experimental é apresentado na Figura 1.
3.2.4 Implantação e manejo das culturas
As unidades experimentais (com 70 m2) foram subdivididas para o plantio das
culturas de milho e soja, em subparcelas de 35 m2 (5m x 7m). A semeadura foi realizada
dia 13/01/2000 com semeadora Semeato S885, com três linhas para milho e seis linhas
para soja.
Milho Soja BLOCO I BLOCO II BLOCO III BLOCO IV
01 (8) 05 (4) 09 (5) 13 (1) 17 (2) 21 (3) 25 (4) 29 (6)
→ → → → → → → →
02 (1) 06 (2) 10 (3) 14 (6) 18 (4) 22 (7) 26 (8) 30 (1)
→ →
→ → → → → →
03 (5) 07 (7) 11 (2) 15 (8) 19 (5) 23 (1) 27 (3) 31 (7)
→ →
→ → → → → →
04 (3) 08 (6) 12 (4) 16 (7) 20 (8) 24 (6) 28 (2) 32 (5)
→ → → → → → → →
FIGURA 1. Localização das parcelas experimentais no campo. Os números entre parênteses indicam os tratamentos e os números de 1
a 32 indicam as unidades experimentais. As setas representam o sentido das linhas das culturas.
33
O milho (Zea mays L.; híbrido PIONNER 3063 de ciclo tardio) foi semeado no
espaçamento de 80 cm entre linhas na densidade de aproximadamente 60.000 plantas
ha-1. O controle da lagarta do cartucho (Spodoptera frugiperda) foi feito com inseticida
Decis 50SC, vinte dias após a emergência. O controle de plantas invasoras foi feito com
herbicida Sanson IV aos 18 dias após a emergência. A adubação nitrogenada do milho
foi feita em três épocas, sendo a primeira na base (30 kg N ha-1) e as outras duas no
momento em que as plantas apresentavam quatro e oito folhas com colar visível (65 kg
N ha-1 cada). A avaliação de grãos foi realizada em 03/06/2000, colhendo-se uma área
de 12 m2 (3 linhas centrais, deixando-se um metro de bordadura nas extremidades das
linhas).
A soja (Glycine Max (L.) Merr.; cv. FT-Abyara) foi semeada com espaçamento
de 40 cm entre linhas na densidade de aproximadamente 400.000 plantas ha-1. Antes do
plantio foi feita a inoculação das sementes com Bradhyrhizobium japonicum em
suspensão aquosa. O controle de plantas invasoras foi feito com Select 240 aos 18 dias
após a emergência das plantas. O controle do tamanduá (Sternechus subsignatus), da
lagarta da soja (Anticarsia gemmatalis) e do percevejo (Nezara viridula) foi feito
quando esses apresentavam nível de dano econômico à cultura (Reunião..., 1997). A
avaliação de grãos foi feita no dia 19/05/2000, colhendo-se uma área de 10 m2 (6 linhas
centrais, deixando-se um metro de bordadura nas extremidades das linhas).
O suprimento de água para ambas as culturas, por aspersão foi feito oito vezes,
desde a germinação até a fase de endurecimento de grãos.
O trigo (Triticum aestivum L.; cv. RS049) foi semeado em 08/07/2000 com
espaçamento de 18 cm entre linhas e densidade de aproximadamente 400.000 plantas
ha-1. Não foi feita adubação para esta cultura.
34
3.3 Amostragem e determinações
3.3.1 Solo
As amostragens do solo foram feitas com trado holandês de 8 cm de diâmetro.
Uma amostragem do solo foi realizada aos 960 dias (em 20/08/1999) após a aplicação
inicial dos tratamentos, para avaliar o efeito residual. Cada amostra foi constituída por
cinco subamostras coletadas dentro da unidade experimental, nas profundidades de 0 a
20 cm e de 50 a 80 cm. Após a reaplicação dos tratamentos, foram feitas amostragens de
solo aos 30 dias (12/01/2000) e 180 dias (12/07/2000) após a incorporação dos resíduos
e adubos ao solo; na amostragem realizada aos 30 dias somente foi amostrado o solo da
camada superficial (0 a 20 cm). As amostras foram levadas ao laboratório em
recipientes de polietileno. Subamostras de solo úmido dos tratamentos T4, T6 e T8
foram utilizadas para a determinação de Cr (IV), conforme metodologia descrita por
Bartlett & James (1996). O restante do solo foi seco em estufa a 45 0C e moído em
moínho de martelo.
Nas amostras secas foram determinados, conforme metodologia descrita por
Tedesco et al. (1995): pH em água (relação 1:1); índice SMP; nitrogênio e carbono
orgânico totais; fósforo e potássio disponíveis; sódio, cálcio, magnésio, alumínio e
manganês trocáveis; enxofre, zinco e cobre extraíveis; cromo, zinco, cobre e manganês
totais e condutividade elétrica no extrato 1:5 (solo:água).
3.3.2 Tecido e grãos
No estádio de enchimento de grãos foram coletadas, aleatoriamente dentro de
cada parcela, quatro plantas de milho e vinte plantas de soja. Estas plantas foram secas a
65 0C em estufa com circulação de ar. Após atingirem peso constante, foi feita a
35
determinação do rendimento de matéria seca. As amostras foram a seguir moídas e
tamizadas com peneira de malha de 1mm de diâmetro; uma subamostra do material
moído foi seco novamente antes das análises químicas. Foram determinados: nitrogênio,
fósforo, potássio, cálcio e magnésio extraídos com H2O2 + H2S04 + mistura de digestão;
cromo, enxofre, zinco, cobre, manganês e sódio extraídos com HNO3 - HClO4
concentrados. Todas essas determinações foram feitas conforme metodologia descrita
por Tedesco et al. (1995). O cromo foi determinado por espectrofotometria de absorção
atômica com forno de grafite e os outros metais no fotômetro de absorção atômica.
O rendimento de grãos foi expresso corrigindo-se a umidade para 13%; após a
secagem dos grãos, retirou-se uma subamostra para as análises químicas, adotando-se os
mesmos procedimentos de secagem, moagem e análises usados nas análises de tecido.
3.4 Atividade microbiana
A atividade microbiana do solo após a adição dos resíduos foi avaliada em
laboratório pela determinação de CO2 liberado durante 88 dias. Foram aplicadas as
mesmas quantidades dos materiais utilizados no experimento de campo quando da
reaplicação. Foi incluído também um tratamento com serragem cromada sem
nitrogênio. Porções de 200 g (base seca) do solo, misturadas com os resíduos, foram
colocadas em frascos de incubação de vidro (1 L) juntamente com um copo de
polietileno (de 50 mL) contendo 20 mL de NaOH 0,5 mol L-1, mantendo-se os mesmos
hermeticamente fechados. Determinou-se em diversos intervalos a quantidade de CO2
liberado, adicionando-se 1 mL de uma solução de BaCl2 (25%) e 3 gotas de
fenolftaleína (5%) em cada copo, titulando-se o excesso de NaOH com uma solução de
HCl aproximadamente 0,5 mol L-1 (Stotzky, 1965). Foram utilizadas três repetições para
cada tratamento e mais três provas em branco. As avaliações foram realizadas aos 1, 3,
36
6, 13, 20, 26, 32, 39, 46, 53, 60, 67, 74, 81 e 88 dias após o início da incubação do solo.
A liberação de CO2, em mg de C- CO2 kg1- de solo, foi calculada pela formula:
mg C- CO2 = (B - V) x M x E
onde: B = volume de HCl necessário para titular o excedente de NaOH da prova
em branco;
V = volume de HCl necessário para titular o excedente de NaOH da
amostra;
M = molaridade do HCl (0,5 mol L-1);
E = peso equivalente do carbono (6).
No 88o dia retirou-se uma amostra de solo de cada unidade experimental e
determinou-se, na amostra úmida, o pH do solo e os teores de nitrogênio inorgânico
(NH4+ e NO3
-), conforme metodologia descrita em Tedesco et al. (1995).
3.5 Análise estatística
O estudo estatístico dos dados obtidos foi feito pela análise da variância
individual e conjunta dos resultados obtidos, com teste de comparações múltiplas pelo
teste de Tukey (probabilidade de 5%). Na análise conjunta, as causas de variação foram:
blocos, tratamentos, épocas de amostragem, interação entre tratamento com época e erro
experimental; na análise individual foram considerados apenas os blocos, tratamentos e
o erro experimental.
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Características químicas do solo
4.1.1 Valores de pH em água e alumínio e manganês trocáveis
O efeito residual dos tratamentos sobre as características químicas do solo foi
avaliado 960 dias após a primeira aplicação dos resíduos. O valor do pH do solo no
tratamento T4 (2x LC+PK), foi estatisticamente maior do que nos outros tratamentos,
sendo que os tratamentos T3 (LC+PK) e T8 (Cr3++LC+PK) apresentaram a mesma
média que o tratamento T2 (NPK+calcário) evidenciando a capacidade do lodo para
corrigir a acidez do solo (Tabela 6).
A acidificação do solo pela oxidação da pirita não é observada imediatamente. A
avaliação realizada por Ferreira (1998) a 180 dias após a aplicação dos resíduos não
mostrou alteração no pH do solo no tratamento T5 (RC+NPK); porém, a avaliação
efetuada 960 dias após a instalação do experimento mostrou o grande potencial
acidificante do resíduo carbonífero, apresentando pH 3,4. Kämpf et al. (2000) estudando
solos reconstituídos em áreas de mineração, constataram que o processo de oxidação da
pirita é evidenciado em solos mais antigos. No tratamento T6 (RC+LC+PK), a
alcalinidade do lodo de curtume neutralizou o poder acidificante do resíduo carbonífero
provocado pela oxidação da pirita e o pH deste tratamento não diferiu da testemunha.
Este fato indica a possibilidade do uso de lodo de curtume na reconstrução de solos de
38
áreas de mineração. A oxidação da pirita nos tratamentos com resíduo carbonífero
provocou drenagem ácida. O pH do solo na camada de 50 a 80 cm de profundidade foi
significativamente menor (p<0,05), quando comparado com os outros tratamentos
(Apêndice 1). No trabalho conduzido por Gaivizzo (1997) com colunas de solo e
resíduo carbonífero também foi observada a ocorrência de drenagem ácida.
O pH do solo foi afetado pela reaplicação de calcário, resíduos carbonífero e de
curtume (Tabela 6). A reaplicação de calcário, segundo a necessidade de cada
tratamento, aumentou o pH do solo determinado aos 30 e 180 dias após a aplicação. O
maior aumento foi observado aos 180 dias após a reaplicação, sendo, portanto,
necessário um tempo maior para a correção da acidez pelo calcário e pelo lodo de
curtume.
A correção da acidez do solo pode ser feita com a utilização do lodo de curtume,
cujo valor de neutralização pode variar de 10 a 47% em CaCO3 (Teixeira, 1981;
Stomberg et al., 1984; Selbach et al., 1991; Castilhos 1998; Ferreira, 1998). A aplicação
de lodo na quantidade utilizada foi eficiente para a correção do pH. Os tratamentos com
lodo de curtume apresentaram valores de pH do solo significativamente superiores aos
tratamentos sem calagem nas duas amostragens, indicando que o efeito corretivo deste
material pode ser prolongado. Aumentos no pH do solo com aplicação de lodo de
curtume foram observados por Teixeira (1981), Selbach et al. (1991) e Ferreira (1998),
entre outros, sendo variável de acordo com a dose empregada e o poder de neutralização
do material. No tratamento T8 (Cr3++LC+PK), entretanto, o aumento do pH do solo foi
menor, devido provavelmente ao efeito ácido da hidrólise do sal de cromo (Teixeira,
1981).
39
A determinação da quantidade de lodo a ser aplicada deve ser ajustada ao poder
de neutralização do mesmo e ao poder tampão do solo, para que o pH não ultrapasse o
valor de 6,5. A quantidade de metais pesados deve ser controlada para não ultrapassar as
doses recomendadas na legislação vigente (Rodrigues et al., 1993).
TABELA 6. Valor de pH em água na camada superficial (0 - 20 cm) do solo em quatro épocas de amostragem (duas após a aplicação dos resíduos e duas após a reaplicação dos mesmos) (médias de quatro repetições).
Aplicação Reaplicação Tratamento 180 dias1 960 dias 30 dias 180 dias
1 - Testemunha 5,2 c A 4,5 c BC 4,3 d C 4,9 d AB
2 - NPK + calc 5,9 ab A 5,1 ab B 5,3 bc B 6,2 bc A
3 - LC + PK 6,0 a B 5,1 ab C 5,5 abc C 6,7 ab A
4 - 2 x LC +PK 6,2 a B 5,4 a C 5,8 ab BC 7,1 a A
5 - RC +NPK+ calc2 5,0 c A 3,4 d B 5,0 c A 5,3 d A
6 - RC +LC +PK 6,3 a AB 4,4 c C 5,9 a B 6,6 ab A
7 - SC + NPK + calc 5,4 bc AB 4,7 bc C 5,2 c B 5,9 c A
8 - Cr + LC + PK 5,9 ab B 5,1 ab C 5,2 c C 6,4bc A
Média 5,7 B 4,7 D 5,3 C 6,1 A
Médias seguidas de mesma letra minúscula e maiúscula não diferem entre tratamentos e épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Ferreira, 1998. 2 Na reaplicação dos tratamentos.
O teor de Al3+ trocável do solo (Tabela 7) apresentou relação inversa ao pH, na
avaliação realizada 960 dias após a aplicação dos tratamentos; o tratamento T5
(RC+NPK), por exemplo, apresentou elevado teor de Al3+ trocável devido ao baixo
valor de pH. No tratamento T6 (RC+LC+PK) o teor de Al3+ trocável foi semelhante ao
determinado na testemunha (Tabela 7). O alumínio trocável foi completamente
neutralizado tanto pela calagem como pela aplicação de lodo na amostragem feita a 180
dias após sua adição. A neutralização do alumínio é devida à precipitação por oxidrilas
liberadas dos materiais corretivos (Volkweiss, 1989) e à complexação do Al3+ por
matéria orgânica presente no resíduo (McBride, 1994).
40
Os tratamentos não afetaram o teor de Al3+ trocável na camada subsuperficial do
solo (Apêndice 1).
TABELA 7. Teores de alumínio trocável (cmolc L-1) e manganês trocável (mg L-1) na camada superficial (0 - 20 cm) do solo em três épocas de amostragem (960 dias após a aplicação e 30 e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
Al3+ Manganês Tratamento
960 dias 30 dias 180 dias 960 dias 30 dias 180 dias
1 - Testemunha 1,05 b A 0,93 a A 0,75 a A 30 a A 35 a A 28 a A
2 - NPK + calc 0,15 d A 0,13 b A 0,00 b A 18 bc A 11 bc A 2 b B
3 - LC + PK 0,15 d A 0,15 b A 0,00 b A 15 bc A 13 bc A 2 b B
4 - 2 x LC +PK 0,07 d A 0,03 b A 0,00 b A 10 c A 8 c AB 2 b B
5 - RC +NPK+ calc1 3,20 a A 0,13 b B 0,05 b B 33 a A 15 bc B 3 b C
6 - RC +LC +PK 0,70 bc A 0,03 b B 0,00 b B 25 ab A 10 bc B 4 b B
7 - SC + NPK + calc 0,46 cd A 0,15 b AB 0,00 b B 22 ab A 13 bc B 3 b C
8 - Cr + LC + PK 0,18 d A 0,18 b A 0,00 b A 16 bc A 19 b A 2 b B
Média 0,75 A 0,21 B 0,10 B 21 A 16 B 5 C
Médias seguidas de mesma letra minúscula e maiúscula não diferem entre tratamentos e épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos.
O teor de manganês trocável no solo depende do pH. Em solos ácidos, a
solubilidade das formas oxidadas de manganês aumenta (McBride, 1994). Na
amostragem de solo feita a 960 dias, os teores de manganês variaram entre 10 a 33 mg L-1
(Tabela 7). Antes da reaplicação dos tratamentos, a testemunha e o tratamento T5
(RC+NPK) apresentaram os maiores valores, diferindo dos demais. A aplicação de
calcário e lodo de curtume reduziu o teor inicial de manganês trocável para valores de 2
a 4 mg L-1 após 180 dias. A solubilidade dos óxidos de manganês diminui com o
aumento do pH do solo, conforme foi verificado nesses tratamentos, devido à maior
adsorção de Mn2+ nas superfícies de óxidos e silicatos e aumento da estabilidade dos
complexos com a matéria orgânica. Na camada subsuperficial (50 a 80 cm de
profundidade), o maior teor de manganês foi determinado no tratamento T5 (Apêndice
41
1), devido à acidificação dessa camada pela adição de resíduo carbonífero na camada
superficial. No tratamento T6 (RC+LC+PK) este efeito foi menor, devido ao poder de
neutralização do lodo adicionado na camada superficial, que manteve o pH mais
elevado (Tabela 6), reduzindo o efeito acidificante da pirita.
4.1.2 Nitrogênio e carbono orgânico totais
A adição de grande quantidade de lodo de curtume ao solo provocou aumento do
teor de nitrogênio na amostragem realizada aos 180 dias da aplicação (Tabela 8). Aos
960 dias, entretanto, as diferenças entre tratamentos com adição de lodo e a testemunha
não foram significativas, indicando a decomposição parcial deste resíduo. No
tratamento T7 (SC+NPK+calc.), entretanto, o teor de N total foi significativamente
maior que nos demais tratamentos, indicando a baixa decomposição da serragem
cromada. Esta possui baixa relação C/N (2,76) e devido ao processo de curtimento sua
decomposição pelos microrganismos do solo é lenta, permanecendo com suas
características iniciais. Portanto, mesmo apresentando alto teor de N total, esse não está
disponível para os microrganismos.
A reaplicação dos resíduos de curtume adicionou 728, 1.456, 1.118, 3.591e 728
kg de N ha-1 nos tratamentos T3, T4, T6, T7 e T8 respectivamente. Este aporte
provocou diferenças significativas nos tratamentos nas doses acima de 1.000 kg de N
ha-1 em relação à testemunha e à adubação mineral após 30 dias (Tabela 8). Aumentos
no teor de N total com aplicação de lodo de curtume foram observados por Stomberg et
al. (1984), Selbach et al. (1991) e Castilhos (1998). Em observações realizadas nas
parcelas 180 dias após a reaplicação ainda foi possível encontrar lodo não decomposto e
a serragem cromada idêntica à aplicada, mostrando a alta recalcitrância desse resíduo.
42
A maior parte do N presente no lodo está na forma orgânica, cuja mineralização
e liberação para as plantas depende da atividade dos organismos do solo. A baixa
relação C/N (6,3) torna esse nitrogênio facilmente disponível para as plantas. Estudos
para determinar a taxa de mineralização do lodo de curtume foram realizados por
diversos pesquisadores. Stomberg et al. (1984) determinaram que 18% do nitrogênio
orgânico é disponibilizado em seis meses. Wiseman & Zibilske (1988) quantificaram
uma mineralização de 20% do nitrogênio orgânico incorporado ao solo na forma de
lodo com relação C/N = 8, num período de 84 dias. Após a incubação de três solos do
estado do Rio Grande do Sul com lodo de curtume por um período de 366 dias,
Castilhos (1998) determinou mineralização média de 39,3% do nitrogênio orgânico
incorporado. A estimativa de mineralização neste experimento é de aproximadamente
20% em 100 dias (ciclo da cultura do milho, em que ocorre absorção de N). O lodo
pode ter fornecido a quantidade necessária de nitrogênio para a cultura do milho, não
sendo observada diferença significativa no rendimento entre o tratamento com adubação
mineral com adição de 160 kg de N ha-1 (uréia) e os tratamentos com adição de lodo.
A aplicação de 22,5 t ha-1 de lodo adicionou 728 kg de N ha-1; se a
decomposição do mesmo for de 23,3%, pode haver liberação de 170 kg de N ha-1,
suprindo-se mais nitrogênio que na adubação mineral. Esta taxa de mineralização foi
obtida no teste de decomposição microbiana (Tabela 23).
Os tratamentos não afetaram o teor de nitrogênio na camada subsuperficial de 50
a 80 cm (Apêndice 2).
43
TABELA 8. Teor de nitrogênio total (g kg-1) na camada superficial (0 - 20 cm) do solo em quatro épocas de amostragem (duas após a aplicação dos resíduos e duas após a reaplicação dos mesmos) (médias de quatro repetições).
Aplicação Reaplicação Tratamento 180 dias1 960 dias 30 dias 180 dias
1 – Testemunha 1,16 b A 1,17 b A 1,13 c A 1,07 d A
2 - NPK + calc 1,18 b A 1,20 b A 1,13 c A 1,09 d A
3 - LC + PK 1,28 b A 1,35 b A 1,30 bc A 1,36bcd A
4 - 2 x LC +PK 1,36 ab A 1,43 b A 1,49 b A 1,48 b A
5 - RC +NPK+ calc2 1,22 b A 1,22 b A 1,12 c A 1,17 cd A
6 - RC +LC +PK 1,37 ab A 1,37 b A 1,55 b A 1,45 bc A
7 - SC + NPK + calc 1,60 a B 2,08 a A 2,13 a A 2,07 a A
8 - Cr + LC + PK 1,22 b A 1,22 b A 1,38 bc A 1,34 bcd A
Média 1,30 B 1,38 AB 1,41 A 1,38 AB
Médias seguidas de mesma letra minúscula e maiúscula não diferem entre tratamentos e épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Ferreira, 1998. 2 Na reaplicação dos tratamentos.
O teor de carbono orgânico total em geral aumentou nos tratamentos com adição
de resíduos (Tabela 9). O aumento da quantidade de lodo aplicada provocou aumento no
valor analítico, em todas as amostragens, embora não significativo. O maior teor de
carbono foi determinados no tratamento com adição de serragem cromada.
Na determinação do carbono orgânico deve-se considerar dois aspectos
metodológicos que afetam os resultados obtidos: a) a segregação do material grosseiro
nas fases de amostragem e tamização do solo, e, b) a metodologia de determinação do
carbono, que utiliza a oxidação parcial do material orgânico por dicromato. Os
resultados obtidos não representam fielmente, portanto, as quantidades totais de carbono
do solo, tendo em vista que, mesmo após 960 dias após a aplicação dos resíduos,
persiste material grosseiro, que é descartado na amostragem/tamização, principalmente
nos tratamentos com adição de serragem cromada e resíduo carbonífero. Os resultados
obtidos nos tratamentos com adição de resíduo carbonífero podem também ser
superestimados caso haja material reduzido (pirita) na amostra.
44
Os tratamentos não afetaram os teores de carbono na camada subsuperficial de
50 a 80 cm (Apêndice 2).
TABELA 9. Teor de carbono orgânico total (g kg-1) na camada superficial (0 - 20 cm) do solo em quatro épocas de amostragem (duas após a aplicação dos resíduos e duas após a reaplicação dos mesmos) (médias de quatro repetições).
Aplicação Reaplicação Tratamento 180 dias1 960 dias 30 dias 180 dias 1 - Testemunha 16,5 a A 13,0 b B 13,3 d AB 12,6 c B
2 – NPK + calc 16,1 a A 13,5 b A 13,9 cd A 13,0 c A
3 - LC + PK 17,1 a A 14,0 ab A 15,6 bcd A 14,6 bc A
4 - 2 x LC +PK 18,0 a A 15,1 ab A 18,1 ab A 16,0 bc A
5 - RC +NPK+ calc2 16,7 a A 17,6 a A 17,3 abc A 18,1 ab A
6 - RC +LC +PK 18,5 a AB 17,2 a B 20,4 a AB 20,6 a A
7 - SC + NPK + calc 16,3 a A 16,8 ab A 17,5 abc A 18,2 ab A
8 - Cr + LC + PK 16,4 a A 14,0 ab A 15,7 bcd A 15,1 bc A
Média 16,9 A 15,2 B 16,5 A 16,0 AB
Médias seguidas de mesma letra minúscula e maiúscula não diferem entre tratamentos e épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Ferreira, 1998. 2 Na reaplicação dos tratamentos.
4.1.3 Fósforo e potássio disponíveis
À excessão da testemunha, os teores de fósforo de todos os tratamentos
diminuiram na amostragem feita a 960 dias (Tabela 10) em relação aos determinados
aos 180 dias da aplicação de adubo fosfatado e dos resíduos (Ferreira, 1998). Estes
valores são considerados muito baixos (4 a 9 mg L-1) ou baixos (9,1 a 14 mg L-1),
conforme a interpretação da SBCS/NRS (1995). Este decréscimo pode ser devido à
adsorção de P e/ou absorção pelas culturas.
O menor valor de P disponível na amostragem feita a 960 dias foi determinado
no tratamento com adição de serragem. Ferreira (1998) atribui este fato à imobilização
microbiana de P que deve ter ocorrido na decomposição deste resíduo. Um baixo valor
45
de P foi também determinado no tratamento com resíduo carbonífero. O valor de pH
neste tratamento foi muito baixo, tendo, provavelmente, ocorrido maior adsorção de P.
Com a reaplicação de adubo fosfatado e de lodo de curtume os teores de P
extraível aumentaram na amostragem feita aos 30 dias após a reaplicação dos mesmos
ao solo, para valores médios (9 a 14 mg L-1) e suficiente (>14 mg L-1). Os menores
aumentos foram também verificados nos tratamentos com resíduos carbonífero e
serragem cromada.
A adição de lodo de curtume contribuiu para a elevação do teor de P do solo na
amostragem efetuada aos 30 dias após a reaplicação deste resíduo (Tabela 10). Este fato
foi também observado por Ferreira (1998), Castilhos (1998) e Domaszak (2000). A
quantidade de 22,4 t ha-1 de lodo adicionado supriu 56 kg de P total ao solo. A
mineralização contribuiu para a manutenção de níveis altos de P na amostragem feita a
180 dias, na maior parte dos tratamentos em que foi adicionado o lodo (Tabela 10).
Nos tratamentos com adição de resíduo carbonífero e serragem cromada, o
decréscimo no teor de P foi mais acentuado, atingindo valores baixos. Este fato indica a
necessidade de readubação fosfatada mais freqüente nos casos de adição destes
resíduos.
Os tratamentos não afetaram os teores de P disponível na camada subsuperficial
de 50 a 80 cm (Apêndice 3).
A avaliação feita a 960 dias após a aplicação dos tratamentos mostrou que os
teores de potássio trocável podem ser considerados suficientes (80 a 120 mg L-1) para o
crescimento das culturas (SBCS/NRS, 1995), sendo somente aplicada a adubação de
reposição. Ocorreu uma redução significativa no teor de potássio disponível com o
período de amostragem (Tabela 10), devido à absorção pelas culturas, pois não ocorreu
46
lixiviação para a camada subsuperficial (Apêndice 3). Os teores de K disponível na
camada de 50 a 80 cm de profundidade não foram afetados pelos tratamentos (Apêndice
3).
TABELA 10. Teores de fósforo e potássio disponíveis (mg L-1) na camada superficial (0 - 20 cm) do solo em três épocas de amostragem (960 dias após a aplicação, 30 e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
Fósforo Potássio Tratamento
960 dias 30 dias 180 dias 960 dias 30 dias 180 dias
1 - Testemunha 3,3 c 3,8 c 1,85 c 151 abc 161 a 122 abc
2 - NPK + calc 6,4 abc B 14,2 b A 6,1 bc B 196 a A 175 a AB 129 abc B
3 - LC + PK 9,1 abc C 22,4 a A 15,1 a B 159 abc A 173 a A 140 abc A
4 - 2 x LC +PK 12,9 a B 22,9 a A 16,3 a B 155 abc A 169 a A 134 abc A
5 - RC +NPK + calc1 6,0 abc A 9,0 bc A 4,3 c A 96 c AB 141 a A 81 c B
6 - RC +LC +PK 11,4 ab B 24,8 a A 15,0 a B 119 bc A 156 a A 150 ab A
7 - SC + NPK + calc 5,1 bc B 12,3 b A 5,3 c B 131 abc AB 160 a A 88 bc B
8 - Cr + LC + PK 10,0 abc B 22,6 a A 12,7 ab B 181 ab A 198 a A 157 a A
Média 8,0 B 16,5 A 9,6 B 148 B 166 A 125 C
Médias seguidas de mesma letra minúscula e maiúscula não diferem entre tratamentos e épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos.
4.1.4 Cálcio e magnésio trocáveis
Os teores de cálcio trocável determinados no solo amostrado a 960 dias após a
aplicação dos tratamentos com calcário e lodo de curtume foram maiores do que nos
tratamentos sem a adição destes. Os teores de cálcio aumentaram com a recalagem e
principalmente com a reaplicação do lodo, já na amostragem feita a 30 dias (Tabela 11).
Estes teores são considerados altos (> 4 cmolc L-1), conforme interpretação de análises
utilizada pela SBCS/NRS (1995). Na amostragem feita a 180 dias os teores de Ca
aumentaram nos tratamentos em que foi adicionado somente lodo de curtume (T3 e T4),
devido à dissolução gradual de carbonatos (pouco solúveis) com o tempo.
47
O teor de cálcio na camada subuperficial (50 a 80 cm) aumentou nos tratamentos
com adição de calcário ou lodo de curtume (Apêndice 4), indicando que ocorre
naturalmente a translocação deste elemento no perfil e a conseqüente reacidificação do
solo, conforme foi verificado na análise dos valores de pH.
A reaplicação de calcário e lodo de curtume aumentou os teores de magnésio do
solo para níveis considerados suficientes (> 1,0 cmolc L-1) pela SBCS/NRS (1995)
(Tabela 11). Na maioria dos tratamentos com adição de lodo de curtume foi também
observado aumento dos teores de magnésio na amostragem feita a 180 dias. Não foi,
entretanto, observado aumento na camada subsuperficial do solo (Apêndice 4).
TABELA 11. Teores de cálcio e magnésio trocáveis (cmolcL-1) na camada superficial (0 - 20 cm) do solo em três épocas de amostragem (960 dias após a aplicação, 30 e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
Cálcio Magnésio Tratamento
960 dias 30 dias 180 dias 960 dias 30 dias 180 dias
1 - Testemunha 1,5 d A 2,0 e A 1,6 f A 0,9 abc A 1,1 d A 1,1 d A
2 – NPK + calc 2,6 bc B 4,0 d A 4,2 de A 1,5 a B 1,9 abc B 2,6 ab A
3 - LC + PK 3,3 ab C 4,6 cd B 5,5 bc A 0,7 bc C 1,5 bcd B 2,5 abc A
4 - 2 x LC +PK 4,4 a C 5,9 ab B 7,1 a A 0,7 bc C 1,8 abcd B 2,8 a A
5 - RC +NPK + calc1 1,0 d B 5,3 bc A 4,8 cde A 0,3 c B 2,1 ab A 2,0 bc A
6 - RC +LC +PK 4,2 a B 6,6 a A 6,5 ab A 0,4 bc B 2,3 a A 2,2 abc A
7 - SC + NPK + calc 2,1 cd C 5,1 bcd A 3,7 e B 1,0 ab B 2,1 ab A 1,9 c A
8 - Cr + LC + PK 3,4 ab B 5,1 bc A 5,1 cd A 0,7 bc B 1,4 cd A 1,9 c A
Média 2,8 B 4,8 A 4,8 A 0,8 C 1,8 B 2,1 A
Médias seguidas de mesma letra minúscula e maiúscula não diferem entre tratamentos e épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos.
48
4.1.5 Sódio, cobre, enxofre, zinco e cromo hexavalente extraíveis
O sódio é um cátion muito móvel no solo. Seu teor é em geral baixo em solos de
climas que apresentam alta precipitação pluviométrica. Na amostragem feita a 960 dias,
o valor de Na trocável variou de 1,0 a 3,2 mg L-1 (Tabela 12). Tendo em vista que os
resíduos de curtume contêm alto teor de Na (Tabela 5), o teor deste no solo aumentou
para valores próximo a 290 mg L-1 na amostragem feita a 30 dias. Na amostragem feita
a 180 dias, entretanto, o teor de Na diminuiu para valores entre 10 e 25 mg L-1. Esta
redução foi também verificada no trabalho conduzido por Ferreira (1998). Como
conseqüência da lixiviação, o teor na camada subsuperficial aumentou nos tratamentos
com resíduo de curtume (Apêndice 5).
O teor de zinco extraível foi estatisticamente maior em todas as épocas de
amostragem nos tratamentos com adição de lodo de curtume, aumentando conforme a
dose aplicada (Tabela 12). As quantidades de zinco adicionadas foram de 3,94, 7,88,
5,91 e 3,94 kg ha-1, para os tratamentos T3, T4, T6 e T8 respectivamente. Estas
quantidades podem ser consideradas baixas, mas representam no mínimo o dobro da
recomendação deste nutriente para solos do Estado do Rio Grande do Sul, que varia de
1,0 a 2,0 kg de Zn ha-1 (Gianello et al., 1995).
O teor de enxofre extraível não foi afetado pelos materiais adicionados, não
sendo observada diferença entre tratamentos em nenhuma das épocas de amostragem,
para ambas as profundidades (Apêndice 6). Embora contendo altos teores de enxofre
(15,0 e 15,9 g kg-1 para lodo de curtume e serragem cromada, respectivamente), a
adição de resíduos de curtume não provocou aumento do teor de sulfato extraível do
solo (Apêndice 6). O mesmo fato foi observado nos tratamentos com resíduo
carbonífero.
49
O teor de cobre extraível não foi afetado pela adição de resíduos nas duas
profundidades, devido ao baixo aporte desse elemento pelos mesmos (Apêndice 7).
Não foi observada a formação de Cr6+ nos solos, mesmo no tratamento T8, em
que foram adicionados lodo e 500 kg de Cr ha-1 (na forma de Cr2(SO4)3). A formação de
Cr6+ pela aplicação de lodo de curtume também não foi observada por Selbach et al.
(1991) e Ferreira (1998). A oxidação do Cr(III) para Cr(VI) foi somente observada por
Trebien (1994) em estudo de laboratório, num solo contendo alto teor de manganês
facilmente reduzível. Essa possibilidade deve ser estudada em outros solos, por ser esta
forma tóxica para as plantas, mesmo em baixas concentrações.
TABELA 12. Teores de sódio trocável e zinco extraível (mg L-1) na camada superficial (0 - 20 cm) do solo em três épocas de amostragem (960 dias após a aplicação, 30 e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
Sódio Zinco Tratamento
960 dias 30 dias 180 dias 960 dias 30 dias 180 dias
1 - Testemunha 1,2 a A 7,7 c A 1,0 a A 1,4 d A 1,8 e A 1,4 c A
2 - NPK + calc 3,2 a A 18,0 c A 1,0 a A 1,5 d A 1,8 e A 1,5 c A
3 - LC + PK 1,7 a B 141,0 b A 20,7 a B 3,1 c A 3,7 cd A 3,6 b A
4 - 2 x LC +PK 2,2 a B 265,0 a A 24,0 a B 6,3 a AB 7,2 a A 5,8 a B
5 - RC +NPK + calc1 1,2 a A 14,5 c A 2,2 a A 1,2 d A 1,7 e A 1,2 c A
6 - RC +LC +PK 1,7 a B 288,0 a A 20,0 a B 4,8 b B 6,0 ab A 5,0 ab AB
7 - SC + NPK + calc 1,0 a B 288,0 a A 10,2 a B 1,6 d A 2,5 de A 1,6 c A
8 - Cr + LC + PK 1,2 a B 287,0 a A 19,7 a A 3,6 bc B 4,8 bc A 4,6 ab AB
Média 1,8 B 163,8 A 12,5 B 3,0 B 3,7 A 3,1 B
Médias seguidas de mesma letra minúscula e maiúscula não diferem entre tratamentos e épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1Na reaplicação dos tratamentos.
4.1.6 Cromo, cobre, zinco e manganês totais
Os tratamentos com aplicação de lodo de curtume, lodo de curtume+cromo
mineral e serragem cromada apresentaram maiores teores de cromo total do que os
50
determinados nos outros tratamentos (Tabela 13). O tratamento com adição de serragem
cromada, apesar de receber a maior quantidade de cromo, apresentou valores menores
de cromo total do que o tratamento com adição de LC+Cr+3+PK, devido provavelmente
à segregação da serragem cromada durante a preparação das amostras.
O teor mais elevado de cromo foi determinado no tratamento com aplicação de
lodo de curtume + cromo mineral (Tabela 13). Apesar da diferença significativa entre os
tratamentos com resíduos de curtume, esperava-se obter teores mais elevados de cromo,
pois foram adicionados ao solo 336, 671, 468, 668 e 648 mg de Cr kg-1 para os
tratamentos T3, T4, T6, T7 e T8, respectivamente (totais da aplicação inicial e da
reaplicação). A recuperação do cromo na análise foi de somente 39, 30, 41, 23 e 43%,
respectivamente, nestes tratamentos. Castilhos (1998) também recuperou somente 52,
67 e 88% do cromo aplicado na forma de lodo de curtume em três solos do Estado do
Rio Grande do Sul, após 70 dias da aplicação.
A recuperação do Cr adicionado diminui com o tempo, como pode ser
observado nas determinações feitas a 180 e a 960 dias da primeira aplicação (Tabela
13). Como não foi observada lixiviação do cromo para a camada subsuperficial
(Apêndice 11), a análise destes dados indica que a estabilidade dos compostos de cromo
formados após a adição dos resíduos de curtume, em complexos orgânicos ou em co-
precipitados com ferro, pode aumentar ao longo do tempo. A digestão com ácidos
nítrico-perclórico não solubiliza todo o cromo presente na amostra. Portanto, a
determinação de cromo em solos onde são aplicados resíduos de curtume com cromo
pode apresentar teores do metal menores do que os aplicados.
Os teores totais de cobre, zinco e manganês na camada de 0 a 20 cm não
apresentaram diferenças significativas entre os tratamentos (Apêndices 8, 9 e 10). O
51
baixo teor destes elementos nos resíduos indica que o seu descarte no solo não aumenta
as concentrações destes a níveis tóxicos para as plantas e organismos do solo. Na
camada subsuperficial (50 a 80 cm de profundidade), os teores totais de cobre, zinco e
manganês também não foram afetados pelos tratamentos (Apêndices 8, 9 e 10).
TABELA 13. Teor de cromo total (mg L-1) na camada superficial (0 - 20 cm) do solo em quatro épocas de amostragem (duas após a aplicação dos resíduos e duas após a reaplicação dos mesmos) (médias de quatro repetições).
Aplicação Reaplicação Tratamento 180 dias1 960 dias 30 dias 180 dias
1 - Testemunha 32 de A 14 b A 10 d A 12 d A
2 - NPK + calc 23 d A 12 b A 14 d A 15 a A
3 - LC + PK 89 cd AB 68 ab B 114 c AB 132 c A
4 - 2 x LC +PK 221 a A 112 a B 179 b A 181 bc A
5 - RC +NPK + calc2 25 e A 12 b A 12 d A 11 d A
6 - RC +LC +PK 170 ab A 115 a B 176 b A 194 b A
7 - SC + NPK + calc 147 bc A 95 a B 135 bc AB 151 bc A
8 - Cr + LC + PK 136 bc B 98 a B 290 a A 279 a A
Média 106 A 65 B 116 A 122 A
Médias seguidas de mesma letra minúscula e maiúscula não diferem entre tratamentos e épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Ferreira, 1998. 2 Na reaplicação dos tratamentos.
4.1.7 Condutividade elétrica
Os valores de condutividade elétrica foram afetados pelos tratamentos e épocas
de amostragem (Apêndice 12). Entretanto, permaneceram, no mínimo, 4 vezes abaixo
de 2 mS cm-1, valor máximo para solos não salinos (Daker, 1970).
O valor da condutividade elétrica 960 dias após a aplicação dos tratamentos foi
maior nos tratamentos com aplicação de resíduo carbonífero. Segundo McBride (1994),
à medida da condutividade elétrica baseia-se no princípio de que a corrente elétrica é
transmitida por uma solução, e é proporcional à quantidade de cargas dos íons da
mesma. O aumento da condutividade elétrica se deve à formação de ácido sulfúrico e
52
sua ação sobre os minerais presentes no rejeito, dando origem a uma drenagem ácida
com elevada concentração de íons. Os tratamentos com resíduo carbonífero afetaram as
camadas superficial e subsuperficial (0 a 20 e 50 a 80 cm de profundidade), aumentando
a condutividade elétrica (Apêndice 12).
Nos tratamentos com lodo de curtume e serragem cromada, 30 dias após a
reaplicação, observa-se um aumento na condutividade elétrica, devido à presença de
sódio. Na avaliação após 180 dias, a condutividade elétrica diminuiu nos tratamentos
com lodo de curtume e serragem cromada, devido à lixiviação do sódio (Tabela 12 e
Apêndice 5). A lixiviação de íons provocou aumento na condutividade elétrica na
camada subsuperficial dos tratamentos com lodo de curtume e serragem cromada na
comparação entre épocas (Apêndice 12).
4.2 Rendimento e composição química das culturas
4.2.1 Produção de matéria seca e rendimento de grãos
A produção de matéria seca e o rendimento de grãos de soja foram menores na
testemunha do que em todos os outros tratamentos (Tabela 14). Não foi observada
diferença estatística para rendimento de grãos e a produção de matéria seca da cultura
da soja entre o tratamento com adubação mineral e os tratamentos com adição de
resíduos.
O rendimento médio de grãos nestes tratamentos foi 2,82 t ha-1, valor maior do
que a média do Estado do Rio Grande do Sul que é de 1,83 t ha-1 (Reunião...1997).
Resultados semelhantes foram obtidos por Ferreira (1998).
Heckman et al. (1987) sugerem o cultivo do milho após a aplicação de lodo, e a
seguir o cultivo da soja; apesar de haver aumento no rendimento da soja, essa prática
53
diminui a eficiência da associação simbiótica (leguminosa/Bradyrhizobium), devido à
grande disponibilidade de nitrogênio proporcionada pelo lodo.
O menor rendimento na testemunha ocorreu provavelmente devido à deficiência
de nutrientes, menor pH e maior teor de alumínio trocável. A deficiência de nutrientes é
comprovada pela menor concentração destes no tecido e grãos de soja (Tabelas 15, 16 e
19).
Tanto a produção de matéria seca como rendimento de grãos de milho foram
maiores nos tratamentos com aplicação de resíduos ou com adubação mineral, em
relação à testemunha (Tabela 14). O solo em que foi conduzido o experimento é acido e
contém baixo teor de fósforo, havendo necessidade de adubação e calagem adequadas
para a obtenção de altos rendimentos da cultura.
Os rendimentos de grãos de milho determinados nos tratamentos com adição de
lodo de curtume foram semelhantes ao obtido no tratamento com adubação mineral e
calagem, sendo em média de 8,63 t ha-1, valor este bem superior ao rendimento médio
desta cultura na região da Depressão Central do Estado do Rio Grande do Sul, que é de
2,54 t ha-1 (Programa...1998). A aplicação do dobro da quantidade de lodo recomendada
(44,8 t ha-1) não alterou o rendimento das plantas, tendo, entretanto, provocado aumento
excessivo do pH do solo (Tabela 6). O efeito benéfico da adição de lodo de curtume
sobre o rendimento de grãos foi anteriormente observado em milho a campo por Fisch
(1992; 1994) e Ferreira (1998).
O rendimento de grãos de milho no tratamento com adição de serragem cromada
foi inferior ao obtido com adubação mineral. Este decréscimo pode ser devido ao menor
teor de fósforo disponível no solo (Tabela 10), provocado pela imobilização do mesmo
por microrganismos, conforme discutido anteriormente. Castilhos (1998) também
54
constatou menor rendimento na cultura de trigo onde foi aplicada serragem cromada +
NPK + calcário. Domaszak (2000) observou a tendência de redução na produção de
matéria seca de sorgo neste tratamento.
A produção de matéria seca das plantas de milho foi menor no tratamento com
adição de resíduo carbonífero e adubação mineral com calagem do que nos tratamentos
com somente aplicação de lodo de curtume. Esta diferença foi provavelmente devida à
menor disponibilidade de fósforo (Tabela 10), provocada pela redução do pH do solo
(Tabela 6). A quantidade de calcário adicionada neste tratamento não foi suficiente para
atingir pH 6,0 na amostragem realizada a 180 dias, valor recomendado para a cultura do
milho (SBCS/NRS, 1995). Deve-se também considerar que a calagem foi feita
imediatamente antes do plantio, não havendo tempo suficiente para a neutralização
parcial da acidez do solo durante o crescimento da cultura, que apresentou sintomas de
deficiência de fósforo aos 15 dias da emergência. A baixa produção de matéria seca
neste tratamento refletiu-se no menor rendimento de grãos do milho (Tabela 14).
O efeito da acidificação provocada pelo resíduo carbonífero foi parcialmente
controlado pela adição de lodo de curtume. Além de apresentar maior valor de pH do
solo na amostragem feita 960 dias (Tabela 6), a reaplicação do lodo de curtume
propiciou um aumento do pH para 5,9 já aos 30 dias da aplicação. Embora apresentando
produção de matéria seca pouco inferior aos tratamentos com adição de somente lodo de
curtume, o rendimento de grãos de milho não foi afetado.
A adição de cromo na forma mineral [Cr2(SO4)3] não afetou o crescimento das
plantas, sendo o rendimento de grãos semelhante ao obtido no tratamento com adubação
mineral e calagem. A quantidade de Cr mineral adicionado mais o Cr contido no lodo
foi de 1.296 kg ha-1 nas duas aplicações, sendo superior à taxa máxima de aplicação
55
recomendada por Rodrigues et al. (1993). Pela legislação americana (USEPA, 1993)
pode ser aceita a taxa de até 3.000 kg de Cr ha-1, como quantidade segura para aplicação
no solo. O Cr(III) é muito pouco móvel, formando compostos insolúveis com os
constituintes minerais e/ou orgânicos do solo. Outros trabalhos (Castilhos, 1998;
Ferreira, 1998 e Domaszak, 2000) também constataram a imobilização deste metal no
solo, e a sua pequena absorção pelas plantas.
TABELA 14. Produção de matéria seca (g planta-1) e rendimento de grãos de soja e milho (t ha-1), com 13% de umidade, no ano agrícola de 1999/2000 (médias de quatro repetições).
Matéria seca Rendimento Tratamento
Soja Milho Soja Milho
1 - Testemunha 6,80 b 82,9 c 1,24 b 3,27 c
2 – NPK + calc 12,33 a 162,4 ab 2,78 a 8,60 a
3 - LC + PK 13,78 a 176,9 a 2,81 a 8,61 a
4 - 2 x LC +PK 13,37 a 175,4 a 2,83 a 8,71 a
5 - RC +NPK + calc1 10,93 a 138,6 b 2,82 a 6,91 b
6 - RC +LC +PK 12,78 a 152,0 ab 2,87 a 8,70 a
7 - SC + NPK + calc 11,43 a 169,1 ab 2,76 a 6,90 b
8 - Cr + LC + PK 11,30 a 171,8 a 2,88 a 8,50 a
CV % 12,3 8,8 14,23 6,7
Médias seguidas de mesma letra na coluna não diferem estatisticamente entre si pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos
4.2.2 Absorção de macronutrientes pelas plantas
4.2.2.1 Nitrogênio e fósforo
No estudo da absorção de nitrogênio e fósforo pela soja devem ser considerados
três aspectos: a eficiência da nodulação, o teor de P e o pH do solo. Em baixo pH, a
disponibilidade de fósforo diminui, provocando redução da eficiência da fixação
56
simbiótica. O suprimento de nitrogênio pela adição de lodo de curtume é outro fator a
ser considerado no presente estudo.
Neste experimento, os teores de N e de P da cultura da soja no estádio de
florescimento foram semelhantes em todos os tratamentos com adição de resíduos,
sendo, entretanto, maiores que os determinados na testemunha (Tabela 15). Embora as
sementes de soja tenham sido inoculadas antes do plantio, a eficiência da simbiose na
fixação de N atmosférico no tratamento testemunha foi menor devido ao baixo pH do
solo (Tabela 6) e muito baixo teor de P do solo (Tabela 10). A absorção de P pela soja
foi também menor nos tratamentos com adição de resíduos carboníferos e serragem
cromada, refletindo o menor pH do solo e teores mais baixos de P.
Os teores de N dos grãos de soja foram semelhantes em todos os tratamentos,
devido à translocação deste elemento para os grãos (Tabela 16); o mesmo, entretanto,
não foi observado para o P, cujo teor dos grãos na testemunha foi aproximadamente a
metade em relação aos outros tratamentos.
Os teores de N na matéria seca e nos grãos do milho foram semelhantes em
todos os tratamentos (Tabelas 17 e 18), embora tenham sido observadas grandes
diferenças em produção de matéria seca e rendimento de grãos (Tabela 14), tendo
ocorrido, portanto, adequação destes parâmetros às quantidades de N absorvido pelas
plantas. Os teores de P, entretanto, decresceram com a menor disponibilidade deste
elemento no solo, tanto na matéria seca quanto no grão.
Deve-se salientar que a adição de lodo em quantidade duas vezes maior que a
recomendada não provocou aumento da quantidade absorvida, nas duas culturas. Este
fato pode indicar a possível lixiviação de nitrogênio no solo, em caso de adição de
quantidades muito elevadas de lodo.
57
4.2.2.2 Potássio, cálcio e magnésio
O solo utilizado no experimento apresentou alto teor de potássio disponível (161
mg L-1) na amostragem efetuada a 30 dias (Tabela 10). As quantidades absorvidas
apresentaram pequenas diferenças, na maior parte não significativas, entre tratamentos
com adição de resíduos, nas duas culturas, tanto na matéria seca como nos grãos. Deve-
se ressaltar que foi feita adubação de reposição deste nutriente.
Não foi observada diferença no teor de cálcio da soja (parte aérea e grãos) entre
tratamentos (Tabelas 15 e 16). Os tratamentos com adição de resíduos apresentaram teor
de cálcio superior à testemunha na parte aérea do milho (Tabela 17), não sendo o
mesmo observado para grãos (Tabela 18).
Os teores de magnésio tanto na parte aérea como nos grãos de ambas as culturas
apresentaram pequenas diferenças, na maior parte não significativas (Tabelas 15 a 18).
A translocação de cálcio e magnésio para os grãos foi muito pequena, tanto na soja
como no milho.
Os teores de potássio, cálcio e magnésio determinados na parte aérea das
culturas (plantas inteiras) estão em geral compreendidas na faixa considerada adequada
destes nutrientes, determinados nas folhas (Raij et al., 1996); este fato indica que as
quantidades de resíduos, fertilizantes e calcário foram suficientes para o suprimento
destes nutrientes às plantas.
58
TABELA 15. Teores de nitrogênio, fósforo, potássio, cálcio e magnésio (g kg-1) da parte aérea da soja no estádio de florescimento (médias de quatro repetições).
Tratamento N P K Ca Mg
1 - Testemunha 24,5 c 1,25 c 16,5 b 6,6 a 3,8 a
2 - NPK + calc 28,6 b 2,6 a 22,0 a 7,7 a 4,0 a
3 - LC + PK 32,0 a 2,8 a 22,5 a 7,5 a 4,1 a
4 - 2 x LC +PK 33,0 a 2,6 a 21,1 a 7,6 a 4,1 a
5 - RC +NPK + calc1 31,2 ab 2,1 b 21,3 a 7,8 a 4,1 a
6 - RC +LC +PK 31,1 ab 2,5 a 22,0 a 8,3 a 3,8 a
7 - SC + NPK + calc 32,0 a 2,1 b 22,3 a 7,8 a 4,0 a
8 - Cr + LC + PK 32,1 a 2,5 a 21,8 a 8,2 a 3,9 a
Média 30,6 2,4 21,2 7,7 4,0
Médias seguidas de mesma letra minúscula não diferem entre tratamentos, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1Na reaplicação dos tratamentos. TABELA 16. Teores de nitrogênio, fósforo, potássio, cálcio e magnésio (g kg-1) dos
grãos da soja (médias de quatro repetições). Tratamento N P K Ca Mg
1 - Testemunha 61,0 a 3,4 b 20,0 a 1,90 a 2,5 b
2 - NPK + calc 62,3 a 7,1 a 21,1 a 1,92 a 3,2 a
3 - LC + PK 60,8 a 7,4 a 20,4 a 1,95 a 3,0 ab
4 - 2 x LC +PK 61,3 a 7,5 a 23,4 a 1,97 a 3,2 a
5 - RC +NPK + calc1 60,8 a 7,4 a 23,1 a 1,87 a 2,9 ab
6 - RC +LC +PK 63,0 a 7,8 a 24,5 a 2,00 a 3,2 a
7 - SC + NPK + calc 60,1 a 7,4 a 22,3 a 1,85 a 3,0 ab
8 - Cr + LC + PK 63,2 a 7,5 a 23,0 a 1,95 a 3,1 a
Média 61,6 6,9 22,2 1,93 3,0
Médias seguidas de mesma letra minúscula não diferem entre tratamentos, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1Na reaplicação dos tratamentos.
59
TABELA 17. Teores de nitrogênio, fósforo, potássio, cálcio e magnésio (g kg-1) da parte aérea do milho no estádio de enchimento de grãos (médias de quatro repetições). Tratamento N P K Ca Mg
1 - Testemunha 14,6 a 1,2 c 15,9 abc 1,4 b 1,7 b
2 - NPK + calc 15,3 a 2,2 a 18,6 a 2,1 a 2,3 a
3 - LC + PK 15,0 a 1,9 a 16,1 abc 2,1 a 1,9 ab
4 - 2 x LC +PK 15,5 a 2,2 a 16,2 abc 2,3 a 2,0 ab
5 - RC +NPK + calc1 14,6 a 1,7 b 14,0 c 2,5 a 2,3 a
6 - RC +LC +PK 14,8 a 2,0 a 16,1 abc 2,4 a 2,0 ab
7 - SC + NPK + calc 15,3 a 1,7 b 15,0 bc 2,1 a 2,1 ab
8 - Cr + LC + PK 14,7 a 2,0 a 17,3ab 2,0 a 1,9 ab
Média 15,0 1,9 16,2 2,4 2,0
Médias seguidas de mesma letra minúscula não diferem entre tratamentos, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1Na reaplicação dos tratamentos. TABELA 18. Teores de nitrogênio, fósforo, potássio, cálcio e magnésio (g kg-1) dos
grãos de milho (médias de quatro repetições). Tratamento N P K Ca Mg
1 - Testemunha 14,5 a 1,8 b 3,9 a 0,22 a 0,95 a
2 - NPK + calc 14,7 a 2,3 a 4,1 a 0,24 a 1,05 a
3 - LC + PK 14,8 a 2,3 a 3,9 a 0,24 a 0,95 a
4 - 2 x LC +PK 15,1 a 2,5 a 3,9 a 0,23 a 0,95 a
5 - RC +NPK + calc1 15,4 a 1,8 b 3,8 a 0,23 a 0,95 a
6 - RC +LC +PK 15,0 a 2,3 a 3,8 a 0,22 a 0,95 a
7 - SC + NPK + calc 14,9 a 1,8 b 3,0 a 0,24 a 0,85 a
8 - Cr + LC + PK 14,9 a 2,4 a 3,5 a 0,26 a 1,00 a
Média 14,9 2,2 3,7 0,23 0,96
Médias seguidas de mesma letra minúscula não diferem entre tratamentos, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1Na reaplicação dos tratamentos.
4.2.3 Absorção de cromo, micronutrientes e enxofre pelas plantas
Os teores de cromo determinados na parte aérea e nos grãos das duas culturas
(Tabela 19) não apresentaram diferenças estatisticamente significativas entre os
tratamentos. Ferreira (1998), em experimento de campo onde aplicou lodo de curtume e
60
Cr mineral na forma de [Cr2(SO4)3], não observou diferenças no teor de cromo tanto no
tecido como nos grãos de soja e de milho, em relação ao tratamento com adubação
mineral. A concentração nos grãos foi menor do que no tecido da parte aérea, em ambas
as culturas, evidenciando a baixa translocação do cromo dentro da planta. Castilhos
(1998) também observou baixa translocação de Cr em trigo; o teor nos grãos foi em
média 22,5 vezes inferior ao teor do tecido foliar. O mesmo autor também não observou
diferenças nas concentrações de Cr no tecido de trigo cultivado nos tratamentos com
resíduos de curtume e no tratamento com calcário e adubação mineral. Os valores
determinados são inferiores aos considerados tóxicos ou excessivos por Kabata-Pendias
& Pendias (1986). As quantidades de cromo adicionadas ao solo não provocaram
alterações nas concentrações de cromo na parte aérea e grãos das culturas, devido à
baixa mobilidade do Cr3+ no solo, reduzida absorção pelas raízes e pequena
translocação para a parte aérea. Segundo Shivas (1978), o Cr3+ possui baixa mobilidade
no solo e seu movimento através da membrana biológica é muito restrito. A
complexação do Cr3+ com proteínas e outros colóides forma compostos de elevado peso
molecular, que possuem baixa permeabilidade em membranas, razão pela qual
quantidades superiores a 85 % do cromo absorvido pelas plantas permanece na camada
externa de 1mm da superfície da raiz.
Pequenas quantidades de zinco foram adicionadas pelos resíduos de curtume
aumentando o teor extraível desse elemento no solo (Tabela 12). O teor de zinco na
parte aérea da soja variou entre 48,3 e 97,7 mg kg-1, sendo maior na testemunha e nos
tratamentos T4 e T6 (2xLC+PK e RC+LC+PK). A variação nos grãos foi entre 55,5 e
61,1 mg kg-1, não sendo verificadas diferenças estatisticamente significativas (Tabela
20). Na parte aérea de soja, Ferreira (1998) determinou maior concentração de zinco na
testemunha e no tratamento com o dobro da dose de lodo, porém não observou
61
diferença nos grãos de soja para esse elemento entre a testemunha e os tratamentos com
adubação mineral e adição de resíduos. O maior teor de zinco na testemunha deve-se à
menor produção de matéria seca, aumentando com isso a concentração de zinco no
tecido. Nos tratamentos T4 e T6 foram aplicadas as maiores quantidades do elemento,
resultando em maiores teores extraíveis, e maior absorção pela planta.
O teor de zinco da parte aérea do milho variou entre 23,4 e 26,4 e entre 20,4 e
24,1 mg kg-1 nos grãos, não havendo diferenças estatisticamente significativas entre os
tratamentos (Tabela 21). Castilhos (1998), na cultura do trigo, não observou diferença
para esse elemento entre os tratamentos com resíduos de curtume e adubação mineral,
sendo, porém, maior a concentração de zinco na testemunha. Os teores de zinco
determinados na parte aérea da soja e do milho situam-se na faixa considerada adequada
para estas culturas (Raij et al., 1996).
Os teores de cobre não apresentaram diferenças estatísticas significativas entre
os tratamentos, nas duas culturas (Tabelas 20 e 21). Estes teores variaram de 12,9 a 17,0
e de 21,8 a 24,8 mg kg-1 na parte aérea e grãos de soja, respectivamente. No milho os
teores na parte aérea foram de 5,3 a 6,0 e de 1,6 a 2,3 no grão; a maior parte dos teores
determinados situam-se na faixa considerada adequada em folhas destas culturas (Raij
et al., 1996). Resultados semelhantes foram determinados por Castilhos (1998) para a
cultura do trigo e por Ferreira (1998) para a cultura da soja e do milho. Selbach et al.,
(1991) não observaram diferenças no teor de cobre na parte aérea e grãos para a cultura
do sorgo em solo com diferentes doses de lodo de curtume.
Os teores de manganês da parte aérea, tanto da soja como do milho,
apresentaram pequenas diferenças entre tratamentos (Tabelas 20 e 21), não sendo o
mesmo observado para os grãos devido à baixa translocação deste nutriente. Resultados
62
semelhantes foram observados por Ferreira (1998) nas culturas da soja e do milho. Os
teores determinados na parte aérea situam-se na faixa considerada adequada para estas
culturas (Raij et al., 1996).
O teor de enxofre tanto da soja como do milho não apresentaram diferenças
estatisticamente significativas entre tratamentos (Apêndice 13), situando-se na faixa de
teores considerados adequados para estas culturas (Raij et al., 1996). Ferreira (1998)
não observou diferenças no teor de enxofre entre o tratamento com adubação mineral e
os com adição de resíduos carbonífero e de curtume, tanto no tecido vegetal como nos
grãos de soja e de milho.
TABELA 19. Teor de cromo (mg kg-1) nos grãos e na parte aérea da soja e do milho no estádio de enchimento de grãos (médias de quatro repetições).
Soja Milho Tratamento Tecido Grão Tecido Grão
1 - Testemunha 0,78 a 0,28 a 1,04 a 0,19 a
2 - NPK + calc 0,85 a 0,21 a 1,00 a 0,23 a
3 - LC + PK 0,87 a 0,21 a 1,07 a 0,32 a
4 - 2 x LC +PK 0,90 a 0,41 a 1,48 a 0,40 a
5 - RC +NPK + calc1 0,81 a 0,15 a 0,95 a 0,15 a
6 - RC +LC +PK 0,81 a 0,35 a 1,31 a 0,41 a
7 - SC + NPK + calc 0,92 a 0,36 a 1,50 a 0,38 a
8 - Cr + LC + PK 0,98 a 0,28 a 1,52 a 0,45 a
Média 0,86 0,28 1,24 0,32
Médias seguidas de mesma letra minúscula não diferem entre tratamentos, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1Na reaplicação dos tratamentos.
63
TABELA 20. Teores de cobre, zinco e manganês (mg kg-1) nos grãos e na parte aérea da soja no estádio de enchimento de grãos (médias de quatro repetições)
Cu Zn Mn Tratamento
Tecido Grão Tecido Grão Tecido Grão
1 - Testemunha 12,9 a 21,8 a 67,7 a 61,1 a 119,4 ab 46,7 a
2 - NPK + calc 14,7 a 22,6 a 49,3 b 55,5 a 102,8 b 42,4 a
3 - LC + PK 15,1 a 24,8 a 48,4 b 55,9 a 100,8 b 42,6 a
4 - 2 x LC +PK 14,8 a 22,6 a 57,3 ab 58,0 a 120,3 ab 43,9 a
5 - RC +NPK + calc1 15,5 a 23,1 a 50,9 b 58,8 a 129,3 ab 45,0 a
6 - RC +LC +PK 17,0 a 23,3 a 56,8 ab 60,3 a 137,7 ab 44,9 a
7 - SC + NPK + calc 14,7 a 22,2 a 50,3 b 56,8 a 165,1 a 47,3 a
8 - Cr + LC + PK 15,4 a 23,0 a 48,3 b 57,4 a 87,6 b 44,4 a
Média 15,0 22,9 53,4 58,0 120,4 44,7
Médias seguidas de mesma letra minúscula não diferem entre tratamentos, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1Na reaplicação dos tratamentos. TABELA 21. Teores de cobre, zinco e manganês (mg kg-1) nos grãos e na parte aérea
do milho no estádio de enchimento (médias de quatro repetições) Cu Zn Mn
Tratamento Tecido Grão Tecido Grão Tecido Grão
1 - Testemunha 5,6 a 2,3 a 26,4 a 21,8 a 77,1 abc 7,2 a
2 - NPK + calc 5,7 a 2,0 a 23,4 a 20,8 a 65,6 bc 7,5 a
3 - LC + PK 5,3 a 1,9 a 23,5 a 20,7 a 63,3 c 7,3 a
4 - 2 x LC +PK 5,5 a 1,6 a 26,0 a 22,0 a 72,3 abc 7,9 a
5 - RC +NPK + calc1 5,6 a 1,7 a 24,2 a 20,4 a 86,2 ab 7,4 a
6 - RC +LC +PK 5,4 a 1,9 a 24,3 a 22,4 a 65,5 bc 7,1 a
7 - SC + NPK + calc 6,0 a 1,6 a 26,8 a 23,4 a 84,0 a 7,7 a
8 - Cr + LC + PK 5,3 a 1,9 a 23,9 a 24,1 a 68,0 bc 7,4 a
Média 5,6 1,9 24,8 22,0 74,0 7,4
Médias seguidas de mesma letra minúscula não diferem entre tratamentos, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1Na reaplicação dos tratamentos.
4.2.4 A cultura do trigo
O efeito residual dos tratamentos foi avaliado na cultura do trigo cultivado no
ano de 2000 sem reaplicação de fertilizantes ou resíduos.A produção de matéria seca do
64
trigo nos tratamentos com adição de resíduos foi maior que na testemunha (Tabela 22).
Os aumentos de rendimento observados são devidos à correção da acidez do solo e à
adição de nutrientes, aumentando a sua disponibilidade no solo.
O maior rendimento de matéria seca foi obtido no tratamento com adição de
duas vezes a quantidade recomendada de lodo de curtume (T4), sendo 3,8 vezes maior
do que na testemunha. O maior efeito residual obtido neste tratamento pode ser devido
ao aumento da disponibilidade de nitrogênio pela aplicação de maior quantidade de
lodo. Embora apresentando pH 7,1 (Tabela 6), os teores de P e K disponíveis na
amostragem feita a 180 dias da aplicação do lodo (época do plantio do trigo) foram altos
(Tabela 10).
TABELA 22. Produção de matéria seca (t ha-1) e teores de nitrogênio, fósforo, potássio, cálcio e magnésio da parte aérea do trigo no estádio de enchimento de grãos (g kg-1) (médias de quatro repetições)
Tratamento Matéria seca N P K Ca Mg
1 - Testemunha 1,80 d 13,8 a 1,3 d 16,7 a 1,5 b 1,1 b
2 - NPK + calc 5,13 b 14,5 a 2,2 a 19,2 a 2,3 a 1,6 a
3 - LC + PK 5,60 b 14,2 a 2,0 ab 17,7 a 2,2 a 1,4 a
4 - 2 x LC +PK 6,91 a 14,7 a 2,2 a 18,9 a 2,4 a 1,4 a
5 - RC +NPK + calc1 4,02 c 13,9 a 1,6 c 15,5 a 2,6 a 1,6 a
6 - RC +LC +PK 5,03 b 14,1 a 2,0 ab 17,7 a 2,5 a 1,4 a
7 - SC + NPK + calc 5,62 b 14,6 a 1,7 bc 16,6 a 2,3 a 1,5 a
8 - Cr + LC + PK 5,13 b 14,0 a 2,0 ab 19,0 a 2,2 a 1,3 a
Média 4,90 14,2 1,9 17,7 2,2 1,4
Médias seguidas de mesma letra minúscula não diferem entre tratamentos, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1Na reaplicação dos tratamentos.
O rendimento de matéria seca do trigo determinado no tratamento com adição de
resíduo carbonífero (T5) foi menor do que os obtidos nos outros tratamentos com
resíduo, devido ao baixo pH e conseqüentemente menor teor de fósforo disponível no
solo. O teor de fósforo das plantas desse tratamento foi baixo (Tabela 22), embora tenha
65
sido feita adubação fosfatada. Baixo teor de fósforo foi também determinado no
tratamento com adição de serragem cromada, devido provavelmente à imobilização,
conforme comentado anteriormente.
A adição de alta quantidade de cromo pelos resíduos de curtume e na forma
mineral (T4, T7 e T8) não afetou o rendimento da cultura, e nem a os teores de
nutrientes absorvidos (Tabela 22).
Os teores de potássio, cálcio e magnésio da parte aérea das plantas foram
maiores nos tratamentos com adubação e calagem e/ou com adição de resíduos do que
na testemunha, devido ao efeito residual do aporte dos mesmos por estes materiais.
Os teores de nitrogênio das plantas não diferiram entre tratamentos, indicando
que o rendimento de matéria seca foi regulado pela disponibilidade deste nutriente
(Tabela 22).
4.3 Atividade microbiana
A atividade microbiana do solo é alterada pela adição de resíduos orgânicos,
dependendo do teor de nutrientes, relação C/N e composição do material. Durante a
decomposição dos resíduos, podem ser mineralizados nutrientes adicionados na forma
orgânica. Nesse experimento, a atividade microbiana foi avaliada pela determinação do
carbono liberado do solo na forma de CO2 por um período de 88 dias. Os resultados
obtidos mostram o aumento na atividade microbiana do solo pela adição de lodo de
curtume, com alto teor de carbono orgânico e baixa relação C/N, variando conforme as
doses aplicadas (Figura 2).
66
FIGURA 2. Liberação acumulada de carbono (C-CO2) no solo.
0
300
600
900
1200
1500
1800
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
tempo (dias)
mg
C-C
O2 k
g-1 d
e so
lo
Test NPK+calc RC+NPK+calLC+PK 2xLC+PK RC+LC+PKCr+LC+PK SC+NPK+cal SC+PK+cal
67
As quantidades de C-CO2 liberadas até 13, 32, 60 e 88 dias de incubação são dadas na
Tabela 23. A menor quantidade de C-CO2 foi determinada no tratamento testemunha,
devido somente à mineralização da matéria orgânica do solo. Esta mineralização foi
estimulada no tratamento com adubação mineral, pelo aumento do pH (Tabela 24) e
suprimento de nutrientes.
A decomposição do lodo de curtume no solo pode ser avaliada pelo acréscimo
de liberação de C-CO2, que aumentou com a quantidade adicionada (T3 e T4). No
tratamento com a adição de 22,4 t ha-1 de lodo de curtume (T3) foi determinada uma
volatilização total de 1.292 mg de C-CO2 kg-1 no período de 88 dias de incubação
(Tabela 23). Subtraindo-se deste valor a quantidade determinada no tratamento com
adubação mineral (T2), pode-se calcular que a mineralização do lodo foi de 23,3% em
88 dias. Castilhos (1998) determinou uma mineralização de 72,9% para o lodo de
curtume em 366 dias (média de 3 solos), em experimento conduzido em condições
semelhantes. Mesmo com a introdução de microrganismos decompositores adaptados
(Basu et al., 1997), estes valores podem ser superestimados devido à presença de
condições favoráveis à decomposição em teste de laboratório, como suprimento de
nitrogênio, temperatura e umidade adequadas, diferentemente do que ocorre a campo.
A evolução de C- CO2 no tratamento com adição de serragem cromada (T7b) foi
inferior à determinada no tratamento com adubação mineral (T2) até o período de 55
dias do inicio da incubação. Ao final de 88 dias determinou-se uma decomposição de
somente 0,83% do carbono adicionado. Castilhos (1998) determinou, entretanto, uma
liberação de 15% do carbono adicionado pela serragem cromada num período de 366
dias, com adição de nitrogênio (média de três solos). A dificuldade de decomposição da
serragem cromada pode ser justificada pelo processo de curtimento do couro que torna
68
este material pouco suscetível ao ataque microbiano. Na amostragem realizada a 960
dias da primeira aplicação, a serragem cromada permanecia em grande quantidade no
solo. A aplicação de nitrogênio com a serragem cromada (T7a) favoreceu inicialmente a
decomposição deste resíduo. Após o período de 38 dias, entretanto, a taxa de
decomposição foi menor do que no tratamento sem nitrogênio (T7b).
A adição de resíduo carbonífero não afetou a evolução de C- CO2 (T5), que foi
semelhante à determinada no tratamento com adubação mineral, embora tenha sido
observado um decréscimo do pH no final do experimento (Tabela 24). A adição de lodo
de curtume com resíduo carbonífero, entretanto, estimulou a evolução de C- CO2, que
foi significativamente maior do que a determinada no tratamento com adição de
somente a mesma quantidade de lodo (Figura 2).
TABELA 23. Liberação acumulada de carbono (mg de C-CO2 kg-1 de solo) até vários períodos da incubação (média de três repetições).
Tratamento 13 dias 32 dias 60 dias 88 dias 1 - Testemunha 81 hD 151 hC 281 hB 435 hA
2 - NPK + calc 425 eD 548 eC 667 efB 759 fA
3 - LC + PK 551 cD 826 cC 1091 cB 1292 cA
4 - 2 x LC +PK 707 aD 1083 aC 1449 aB 1713 aA
5 - RC +NPK + calc 414 eD 538 efC 652 fgB 748 fA
6 - RC +LC +PK 613 bD 932 bC 1234 bB 1462 bA
7a - SC + NPK + calc 388 fD 527 fC 639 gB 725 gA
7b - SC + PK + calc 319 gD 504 gC 676 eB 801 eA
8 - Cr + LC + PK 480 dD 722 dC 965 dB 1137 dA
Média 442 D 648 C 850 B 1008 A
Médias seguidas de mesma letra minúscula e maiúscula não diferem entre tratamentos e épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05).
A adição de 250 mg kg-1 de cromo trivalente na forma mineral (T8) reduziu a
decomposição do lodo de curtume em 29% no período de 88 dias (Figura 2). A mesma
quantidade total de cromo foi, entretanto, adicionada no tratamento com a aplicação de
69
duas vezes a dose recomendada de lodo (T4), obtendo-se neste tratamento a maior
liberação de C-CO2 do experimento. Yeates et al. (1994) observaram, entretanto,
redução da atividade microbiana somente com a adição de quantidades maiores que 400
mg de Cr3+ kg-1 de solo.
4.3.1 Nitrogênio mineral
A determinação do teor de nitrogênio mineral (NH4+ e NO3
- + NO2-) foi
realizada ao final do experimento (Tabela 24). A mineralização é o processo de
transformação do nitrogênio orgânico para formas inorgânicas como o NH4+ e NO3
-,
sendo realizado por organismos heterotróficos do solo. A taxa de mineralização varia
em função da relação C/N, pH, temperatura, umidade e disponibilidade de nutrientes. A
imobilização é a transformação do nitrogênio inorgânico para formas orgânicas. A
mineralização e a imobilização do nitrogênio ocorrem simultaneamente no solo.
No final do período experimental, os maiores teores de nitrogênio mineral foram
determinados nos tratamentos com adubação nitrogenada (T2, T7a e T5) (Tabela 24).
Embora os resíduos de curtume tenham apresentados relações C/N de 6,3 e 2,7 para o
lodo e a serragem cromada, respectivamente, as quantidades de nitrogênio mineral
determinadas no final do experimento foram menores.
No tratamento com adição de lodo de curtume (T3) foi determinada a quantidade
de 318 kg de N mineral ha-1 aos 88 dias (proveniente do solo e da mineralização do
resíduo), superior, portanto, à adicionada pelo adubo mineral. Mesmo no tratamento
com adição de serragem cromada (T7b) a disponibilidade total de N (do solo e
mineralizado) seria de 200 kg ha-1 aos 88 dias.
70
A adição de cromo mineral (T8) reduziu em 15% a liberação de nitrogênio
(Tabela 24), pelo efeito negativo sobre a atividade microbiana, conforme foi constatado
pela volatilização de C-CO2.
As condições da incubação favoreceram a nitrificação tanto do nitrogênio
adicionado pela uréia como do mineralizado dos resíduos. A fração média de 98,3% do
nitrogênio mineral do solo foi determinada na forma de NO3- + NO2
- (Tabela 24).
TABELA 24. Teores de NH4+ e NO3
- e pH em água do solo após 88 dias de incubação (média de três repetições)
Tratamento NH4+ + NO3
- NH4+ NO3
- pH
--------------------------mg kg-1--------------------------
1 - Testemunha 66,9 h 8,4 a 58, 5 h 4,5 h
2 – NPK + calc 271,8 a 0,8 c 271,0 a 6,3 e
3 - LC + PK 158,8 e 1,5 c 157,4 e 7,1 c
4 - 2 x LC +PK 211,0 c 2,1 bc 208,8 c 7,8 a
5 - RC +NPK + calc 254,8 b 6,2 ab 248,6 b 4,8 g
6 - RC +LC +PK 177,7 d 1,2 c 176,4 d 7,5 b
7a - SC + NPK + calc 269,4 a 2,0 bc 267,4 a 6,0 f
7b - SC + PK + calc 99,2 g 1,1 c 98,1 g 6,7 d
8 - Cr + LC + PK 142,5 f 3,9 abc 138,6 f 6,8 d
Média 183,6 3,0 180,5 6,4
Médias seguidas de mesma letra minúscula não diferem entre tratamentos pelo teste de Tukey (p<0,05).
4.3.2 pH do solo
Os efeitos da adição de calcário e de lodo de curtume sobre a acidez do solo
podem ser observados na Tabela 24. A aplicação de calcário (T2) aumentou o pH do
solo de 4,5 para 6,3, conforme o esperado. A adição de lodo de curtume na quantidade
recomendada (T3) elevou o pH do solo para 6,1. A aplicação de duas vezes esta
quantidade mostrou um aumento excessivo do pH, o que deve ser evitado, podendo
provocar deficiência de fósforo e de micronutrientes para as plantas.
71
O pH do solo nos tratamentos com adição de resíduo carbonífero foi inferior ao
determinado no tratamento com adubação mineral +calagem. Este decréscimo pode ser
devido à oxidação da pirita contida no resíduo, à semelhança do que foi observado no
experimento de campo (Tabela 6). A velocidade de oxidação da pirita durante a
incubação foi maior do que a campo devido à menor granulometria do material e
condições de aeração, temperatura e umidade mais favoráveis.
5 CONCLUSÕES
Os resultados obtidos permitem concluir que:
1- O lodo de curtume foi eficiente para aumentar o pH e reduzir a solubilidade do
Al3+ e do Mn2+ trocáveis no solo;
2- A aplicação de lodo de curtume aumentou os teores de cálcio trocável, fósforo
disponível e zinco extraível do solo;
3- A adição de lodo de curtume na quantidade recomendada para atingir pH 6,0,
com adubação fosfatada e potássica, proporcionou rendimentos de grãos de milho e
soja equivalentes aos obtidos com adubação mineral mais calagem;
4- A adição de cromo mineral (na forma trivalente) com lodo de curtume não afetou
a produção de matéria seca e o rendimento de grãos das culturas;
5- Não foi observada translocação de cromo para a parte aérea das plantas, mesmo
no tratamento com adição de cromo mineral;
6- Não foi observada translocação de cromo para a camada sub-superficial do solo
(de 50 a 80 cm de profundidade);
7- A decomposição microbiana do lodo de curtume avaliada pela volatilização de C-
CO2 em teste de laboratório foi de 23,3% e a da serragem cromada de 0,8%, em 88
dias;
73
8- A serragem cromada pode ser descartada no solo, necessitando, entretanto,
calagem e adubação com nitrogênio, fósforo e potássio em quantidades adequadas
para o desenvolvimento das culturas;
9- O resíduo carbonífero apresenta grande potencial de acidificação do solo;
10- O lodo de curtume pode ser utilizado para a neutralização da acidez do solo
gerada pelo descarte de resíduo carbonífero contendo alto teor de enxofre reduzido
(pirita).
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7 APÊNDICES
84
APÊNDICE 1. Valor de pH em água, teores de alumínio trocável (cmolc L-1) e manganês trocável (mg L-1) na camada subsuperficial (50 - 80 cm) do solo em duas épocas de amostragem (960 dias após aplicação e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
pH Al+3 Mn Tratamento
960 180 960 180 960 180
1 - Testemunha 4,4 a 4,6 a 2,9 a 2,7 a 4,0 a 5,0 a
2 - NPK + calc 4,4 a 4,6 a 2,8 a 2,7 a 3,2 a 4,2 b
3 - LC + PK 4,3 a 4,7 a 3,0 a 2,6 a 2,8 a 4,5 b
4 - 2 x LC +PK 4,3 a 4,7 a 2,8 a 2,3 a 3,0 a 5,5 b
5 - RC +NPK + calc1 3,9 b 4,3 b 3,2 a 2,8 a 8,5 b 11,0 a
6 - RC +LC +PK 4,1 b 4,4 b 3,0 a 2,7 a 3,5 a 6,5 b
7 - SC + NPK + calc 4,3 a 4,6 a 3,0 a 2,9 a 4,7 ab 6,5 b
8 - Cr + LC + PK 4,4 a 4,6 a 2,8 a 2,8 a 2,5 a 5,2 b
Média 4,3 B 4,6 A 2,9 A 2,7 B 4,0 B 6,1 A
Médias seguidas de mesma letra minúscula e maiúscula não diferem entre tratamentos e épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos.
APÊNDICE 2. Teor de nitrogênio e carbono orgânico totais (g kg-1) na camada subsuperficial (50 - 80 cm) do solo em duas épocas de amostragem (960 dias após aplicação e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
N total Carbono total Tratamento
960 dias 180 dias 960 dias 180 dias
1 - Testemunha 0,69 0,65 0,81 0,83
2 - NPK + calc 0,62 0,63 0,86 0,88
3 - LC + PK 0,65 0,66 0,84 0,90
4 - 2 x LC +PK 0,65 0,67 0,88 0,90
5 - RC +NPK + calc1 0,64 0,62 0,83 0,94
6 - RC +LC +PK 0,66 0,64 0,86 0,87
7 - SC + NPK + calc 0,69 0,67 0,87 0,87
8 - Cr + LC + PK 0,63 0,66 0,85 0,89
Média 0,65 0,65 0,85 0,89
Médias sem letra não diferem entre tratamentos e épocas, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos.
85
APÊNDICE 3. Teores de fósforo e potássio disponível (mg L-1) na camada subsuperficial (50 - 80 cm) do solo em duas épocas de amostragem (960 dias após aplicação e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
Fósforo Potássio Tratamento
960 dias 180 dias 960 dias 180 dias
1 - Testemunha 2,5 0,8 95 91
2 - NPK + calc 2,5 0,9 98 86
3 - LC + PK 2,5 1,2 125 94
4 - 2 x LC +PK 2,7 1,3 95 85
5 - RC +NPK + calc1 2,6 1,0 97 85
6 - RC +LC +PK 2,7 1,2 108 90
7 - SC + NPK + calc 2,4 1,1 109 83
8 - Cr + LC + PK 2,5 1,3 130 119
Média 2,6 a 1,1 b 107 a 91 b
Médias seguidas de mesma letra minúscula não diferem entre épocas, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos. APÊNDICE 4. Teores de cálcio e magnésio trocáveis (cmolc L-1) na camada
subsuperficial (50 - 80 cm) do solo em duas épocas de amostragem (960 dias após aplicação e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
Cálcio Magnésio Tratamento
960 dias 180 dias 960 dias 180 dias
1 - Testemunha 1,1 c 1,2 d 0,7 a 0,9 a
2 - NPK + calc 1,3 bc 1,4 cd 0,8 a 1,0 a
3 - LC + PK 1,2 bc 1,4 cd 0,7 a 0,8 a
4 - 2 x LC +PK 1,5 abc 1,8 abc 0,8 a 0,9 a
5 - RC +NPK + calc1 1,6 ab 1,9 ab 0,7 a 1,0 a
6 - RC +LC +PK 1,8 a 2,0 a 0,7 a 0,7 a
7 - SC + NPK + calc 1,2 c 1,6 bc 0,7 a 0,9 a
8 - Cr + LC + PK 1,3 bc 1,7 abc 0,7 a 0,9 a
Média 1,4 B 1,6 A 0,7 B 0,9 A
Médias seguidas de mesma letra minúscula e maiúscula não diferem entre tratamentos e épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos.
86
APÊNDICE 5. Teores sódio trocável e zinco extraível (mg L-1) na camada subsuperficial (50 - 80 cm) do solo em duas épocas de amostragem (960 dias após aplicação e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
Sódio Zinco Tratamento
960 dias 180 dias 960 dias 180 dias
1 - Testemunha 1,0 aA 1,0 cA 0,2 a 0,2 a
2 - NPK + calc 1,0 aA 2,7 cA 0,3 a 0,2 a
3 - LC + PK 1,0 aB 53,5 bA 0,3 a 0,3 a
4 - 2 x LC +PK 1,2 aB 66,0 aA 0,4 a 0,3 a
5 - RC +NPK + calc1 1,0 aA 2,0 cA 0,4 a 0,4 a
6 - RC +LC +PK 1,2 aB 60,7 abA 0,3 a 0,3 a
7 - SC + NPK + calc 1,5 aB 57,2 bA 0,2 a 0,2 a
8 - Cr + LC + PK 1,2 aB 65,7 aA 0,2 a 0,3 a
Média 1,2 B 38,6 A 0,3 A 0,3 A
Médias seguidas de mesma letra minúscula e maiúscula não diferem entre tratamentos e épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos. APÊNDICE 6. Teor de enxofre extraível (mg L-1) na camada superficial (0 - 20) do
solo em três épocas de amostragem (960 dias após a aplicação e 30 e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) e na camada subsuperficial (50 - 80 cm) do solo em duas épocas de amostragem (960 dias após a aplicação e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
Enxofre (0 - 20 cm) Enxofre (50 - 80 cm) Tratamento
960 dias 30 dias 180 dias 960 dias 180 dias
1 - Testemunha 15,4 12,7 12,2 14,0 10,5
2 - NPK + calc 9,1 15,2 13,2 15,5 10,0
3 - LC + PK 13,9 18,0 13,5 14,7 11,2
4 - 2 x LC +PK 12,5 13,2 13,0 16,2 10,0
5 - RC +NPK + calc1 11,7 12,2 11,0 15,2 11,2
6 - RC +LC +PK 17,4 18,2 12,5 14,7 12,5
7 - SC + NPK + calc 10,0 14,0 11,7 17,5 9,8
8 - Cr + LC + PK 11,6 13,0 12,5 17,7 11,0
Média 12,6 a 14,6 a 12,5 a 15,7 a 10,8 b
Médias seguidas de mesma letra minúscula não diferem dentro da mesma profundidade entre épocas, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos.
87
APÊNDICE 7. Teor de cobre extraível (mg L-1) na camada superficial (0 - 20) do solo em três épocas de amostragem (960 dias após a aplicação e 30 e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) e na camada subsuperficial (50 - 80 cm) do solo em duas épocas de amostragem (960 dias após a aplicação e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
Cobre (0 - 20 cm) Cobre (50 - 80 cm) Tratamento
960 dias 30 dias 180 dias 960 dias 180 dias
1 - Testemunha 1,30 1,20 1,10 0,9 0,8
2 - NPK + calc 1,25 1,20 1,10 0,9 0,8
3 - LC + PK 1,25 1,18 1,03 0,9 0,8
4 - 2 x LC +PK 1,25 1,18 1,05 1,0 0,8
5 - RC +NPK + calc1 1,35 1,15 1,05 0,9 0,9
6 - RC +LC +PK 1,30 1,20 1,07 0,9 0,8
7 - SC + NPK + calc 1,22 1,07 1,03 0,9 0,8
8 - Cr + LC + PK 1,22 1,20 1,10 0,9 0,7
Média 1,27 a 1,17 ab 1,06 b 0,9 a 0,8 a
Médias seguidas de mesma letra minúscula não diferem na mesma profundidade entre épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos. APÊNDICE 8. Teor de cobre total (mg kg-1) na camada superficial (0 - 20) do solo em
três épocas de amostragem (960 dias após a aplicação e 30 e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) e na camada subsuperficial (50 - 80 cm) do solo em duas épocas de amostragem (960 dias após a aplicação e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
Cobre (0 - 20 cm) Cobre (50 - 80 cm) Tratamento
960 dias 30 dias 180 dias 960 dias 180 dias
1 - Testemunha 7,0 6,0 6,5 10,4 9,5
2 - NPK + calc 6,5 5,5 6,0 9,7 9,1
3 - LC + PK 7,0 6,0 6,0 9,9 9,3
4 - 2 x LC +PK 7,0 6,7 6,5 10,4 9,3
5 - RC +NPK + calc1 6,7 6,2 6,0 8,8 9,0
6 - RC +LC +PK 7,0 6,2 6,0 11,9 9,9
7 - SC + NPK + calc 6,5 6,0 6,0 10,1 9,9
8 - Cr + LC + PK 7,0 6,0 6,0 9,6 9,1
Média 6,8 a 6,1 b 6,1 b 10,1 a 9,4 b
Médias seguidas de mesma letra minúscula não diferem na mesma profundidade entre épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos.
88
APÊNDICE 9. Teor de zinco total (mg kg-1) na camada superficial (0 - 20) do solo em três épocas de amostragem (960 dias após a aplicação e 30 e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) e na camada subsuperficial (50 - 80 cm) do solo em duas épocas de amostragem (960 dias após a aplicação e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
Zinco (0 - 20 cm) Zinco (50 - 80 cm) Tratamento
960 dias 30 dias 180 dias 960 dias 180 dias
1 – Testemunha 20,0 21,2 21,0 33,3 35,6
2 - NPK + calç 21,7 20,0 20,2 32,6 34,5
3 - LC + PK 20,7 22,0 20,2 32,9 33,6
4 - 2 x LC +PK 23,7 23,2 24,7 33,1 33,8
5 - RC +NPK + calc1 21,2 21,7 22,7 32,9 34,2
6 - RC +LC +PK 20,5 21,5 21,2 33,0 32,6
7 - SC + NPK + calc 21,7 21,5 21,2 32,5 33,1
8 - Cr + LC + PK 21,7 20,5 22,2 32,1 33,3
Média 21,4 21,5 21,7 32,8 33,8
Médias não diferem na mesma profundidade entre tratamentos e épocas, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos. APÊNDICE 10. Teor de manganês total (mg kg-1) na camada superficial (0 - 20) do
solo em três épocas de amostragem (960 dias após a aplicação e 30 e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) e na camada subsuperficial (50 - 80 cm) do solo em duas épocas de amostragem (960 dias após a aplicação e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
Manganês (0 - 20 cm) Manganês (50 - 80 cm) Tratamento
960 dias 30 dias 180 dias 960 dias 180 dias
1 - Testemunha 158 172 168 89 96
2 - NPK + calc 147 152 144 87 90
3 - LC + PK 153 136 166 86 92
4 - 2 x LC +PK 160 150 169 87 96
5 - RC +NPK + calc1 141 159 148 92 95
6 - RC +LC +PK 162 165 170 85 91
7 - SC + NPK + calc 149 143 147 88 99
8 - Cr + LC + PK 159 137 165 85 88
Média 154 152 160 87 93
Médias não diferem na mesma profundidade entre tratamentos e épocas, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos.
89
APÊNDICE 11. Teor de cromo total (mg kg-1) na camada subsuperficial (50 - 80 cm) do solo em duas épocas de amostragem (960 dias após a aplicação e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
Cromo Tratamento
960 dias 180 dias
1 - Testemunha 14 13
2 - NPK + calc 16 13
3 - LC + PK 14 14
4 - 2 x LC +PK 16 14
5 - RC +NPK + calc1 14 13
6 - RC +LC +PK 16 13
7 - SC + NPK + calc 17 14
8 - Cr + LC + PK 16 14
Média 15 14
Médias não diferem entre tratamentos e épocas, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos. APÊNDICE 12. Valor de condutividade elétrica do solo na camada superficial (0 - 20)
do solo em três épocas de amostragem (960 dias após a aplicação e 30 e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) e na camada subsuperficial (50 - 80 cm) do solo em duas épocas de amostragem (960 dias após a aplicação e 180 dias após a reaplicação dos resíduos) (médias de quatro repetições).
0 -20 cm 50 - 80 cm
Tratamento 960 dias 30 dias 180 dias 960 dias 180 dias
-----------------------------------mS cm-1-----------------------------------
1 - Testemunha 0,04 bA 0,04 d A 0,04 d A 0,03 b A 0,02 d A
2 - NPK + calc 0,05 bA 0,04 dA 0,05 cdA 0,04 b A 0,03 d A
3 - LC + PK 0,05 bB 0,24 bcA 0,10 cdB 0,05 b A 0,06 cd A
4 - 2 x LC +PK 0,06 bC 0,39 aA 0,12 bcB 0,06 b B 0,11 bc A
5 - RC +NPK + calc1 0,20 aA 0,17 cA 0,19 abA 0,14 a A 0,16 a A
6 - RC +LC +PK 0,22 aB 0,46 aA 0,22 aB 0,12 a B 0,16 a A
7 - SC + NPK + calc 0,05 bB 0,20 cA 0,10 cdB 0,05 b B 0,11 c A
8 - Cr + LC + PK 0,04 bB 0,30 bA 0,09 cdB 0,05 b B 0,10 c A
Média 0,09 C 0,23 A 0,11 B 0,07 B 0,10 A
Médias seguidas de mesma letra minúscula e maiúscula na mesma profundidade não diferem entre tratamentos e épocas, respectivamente, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1 Na reaplicação dos tratamentos.
90
APÊNDICE 13. Teor de enxofre (mg kg-1) nos grãos e na parte aérea da soja e do milho no estádio de enchimento de grãos (médias de quatro repetições).
Soja Milho Tratamento Tecido Grão Tecido Grão
1 - Testemunha 6,3 6,0 8,4 2,7
2 - NPK + calc 5,7 5,4 9,4 2,5
3 - LC + PK 5,7 5,6 9,0 2,3
4 - 2 x LC +PK 6,2 5,7 9,3 2,7
5 - RC +NPK + calc1 6,5 5,7 9,9 2,7
6 - RC +LC +PK 6,3 5,6 8,8 2,7
7 - SC + NPK + calc 5,5 5,7 8,9 2,8
8 - Cr + LC + PK 5,8 5,7 9,6 2,6
Média 6,0 5,7 9,2 2,6
Médias não diferem entre tratamentos, pelo teste de Tukey (p<0,05). 1Na reaplicação dos tratamentos.
8 VITA
Cláudio Henrique Kray, filho de João Waldemar Kray e Teresa Toni
Kray, nasceu em 27 de setembro de 1969 em Santa Rosa-RS.
Cursou o segundo grau na Escola Estadual de 1o e 2o Graus Senador
Alberto Pasqualini de Novo Hamburgo no curso de Técnico em Mecânica.
Em agosto de 1993 ingressou no curso de Agronomia da Universidade
Federal do Rio Grande do Sul, graduando-se Engenheiro Agrônomo em
março de 1999. Em março de 1999 iniciou o curso de Mestrado em Ciência
do Solo no Programa de Pós-Graduação em Agronomia da Faculdade de
Agronomia da Universidade Federal do Rio Grande do Sul.
