Dejetos Suínos Propriedades Solo

A carne suína é a fonte de proteína animal mais importante no mundo, sendo o Brasil o quarto maior produtor, com 2,9% do total, e o sexto consumidor em termos absolutos, com 2,2% do total (MIELLE; WAQUIL, 2007; BRASIL, 2011). No entanto, a criação de suínos confinados, preponderantemente adotada nas unidades produtoras do Brasil, é uma exploração pecuária concentradora de dejetos, os quais, se não forem manejados adequadamente, possuem alta carga poluidora para o solo, ar e água (KONZEN, 2005; BARILLI, 2005). Este sistema de produção agropecuário toma proporções ainda maiores na região Sul do país, onde o rebanho de suínos tem sua maior representação numérica, econômica e tecnológica.

Como os nutrientes do solo, responsáveis pelo crescimento das plantas, sempre estarão em harmonia na relação solo-planta-atmosfera, respeitando o princípio da Lei da Conservação das Massas, que impõem que “durante o processo químico há somente a transformação das substâncias reagentes em outras substâncias, sem que haja perda nem ganho de matéria” (LAVOISIER, 1789), a utilização dos dejetos de suínos como fonte de nutrientes ao sistema de produção agrícola torna-se uma prática agrícola ambientalmente correta, desde que obedecidos os critérios técnicos de recomendação para sua aplicação no solo.

Em sistemas de produção de alimentos, pastagens ou reflorestamento, onde os nutrientes são exportados para outros locais e/ou perdidos pela lixiviação, erosão e volatilização, ou ainda se tornam indisponíveis às plantas por processos de fixação aos colóides. O solo torna-se cada vez mais ácido e deficiente em um ou vários de seus elementos, resultando em menor fertilidade do solo e, consequentemente, menor produtividade das culturas. Vale ressaltar que essa depreciação da fertilidade do solo pode acontecer de forma ainda mais rápida se não forem utilizadas práticas conservacionistas de manejo do solo e da água.

 

A recomendação para que os solos voltem a produzir adequadamente é adotar práticas agrícolas que melhorem as características químicas do solo, como a correção da acidez e o fornecimento de nutrientes pela adubação química e/ou orgânica, favorecendo com que o solo retome o equilíbrio entre os nutrientes e possibilitando a melhor absorção desses pela planta, interferindo positivamente na produtividade.

Entre as formas de adubação orgânica para o fornecimento de nutrientes ao solo, a aplicação de dejeto líquido de suínos (DLS) vem se destacando como alternativa, podendo ser utilizada na adubação de culturas produtoras de grãos, fruticultura, pastagens, reflorestamento e mesmo para recuperação de áreas degradadas (MENEZES et al., 2009; SEGANFREDO, 2007). Sua utilização na agricultura toma importância ainda maior em razão do aumento do rebanho de
suínos ao longo dos anos e, principalmente, nas áreas de produções concentradas próximas às agroindústrias, onde há disponibilidade de volumes grandes de dejetos (PANDOLFO et al., 2008).

Entre as alternativas para reciclagem do DLS, pode-se citar a sua transformação em fertilizante fluído, em soluções ou suspensão (fórmulas comerciais como 4-14-8), viabilizando economicamente o transporte a longas distâncias. Outra opção seria a compostagem de dejetos em leiras estáticas com cama de maravalha ou de outros materiais, como a fitomassa de pastagens ou de plantas de coberturas, na qual são adicionados dejetos até que seja atingida a capacidade máxima de sua absorção.

A aplicação de DLS no solo possibilita o fornecimento de macro e micronutrientes, devendo para isso se conhecer a composição do dejeto para calcular o volume a ser aplicado em função do sistema de culturas utilizado. Assim, a dosagem de DLS deverá ser calculada em função da exigência nutricional da cultura, conforme a expectativa de produção e a fertilidade do solo (adubação de manutenção e de correção), ou considerando-se a reposição da exportação de nutrientes pela cultura (adubação de manutenção).

A aplicação de DLS de forma indiscriminada resultará em riscos de impacto ambiental negativo, especialmente pela possibilidade de ocorrer contaminação do solo e das águas superficiais e subterrâneas (BERTO, 2004; MENEZES et al, 2007). A gravidade dessa contaminação dependerá da composição dos dejetos, das doses aplicadas no solo, da capacidade de extração e exportação das culturas, do tipo de solo e das quantidades aplicadas cumulativamente (SEGANFREDO, 2000 e 2007). Andrade et al. (2002), estudando a dinâmica da água no solo, concluíram que, com a aplicação de DLS, lâminas significativas de percolação profunda foram observadas, indicando um caminho potencial para contaminação das águas subterrâneas.

Outro fator que deve ser levado em consideração para a aplicação de DLS no solo diz respeito à sua composição química muito variável (Tabela 1), sendo esta influenciada por vários fatores, como raça, idade, alimentação e eventuais tratamentos dos animais, além de outros. Entre os fatores que podem sofrer maior interferência do criador estão a qualidade e a quantidade de alimentos, pois quanto mais rica a alimentação, mais ricas as dejeções. No que diz respeito aos nutrientes contidos nas rações ingeridas pelos suínos, entre 30 a 60% são convertidos em ganho de peso, sendo o restante eliminado nas dejeções (KIEHL, 1985). Como as rações dos suínos são concentradas, esse baixo aproveitamento resulta em alta concentração de nutrientes nos dejetos (KONZEN, 2003). O conhecimento destes valores se constitui na base para cálculo da quantidade a ser aplicada como adubação para cada cultura, em função da produtividade pretendida.

Tabela 1. Teores totais de nutrientes em amostras de dejeto líquido de suínos 

Fonte: Adaptado de Seganfredo (2007).

Aplicações frequentes de DLS podem resultar no excesso de alguns elementos, promovendo o desequilíbrio químico, físico e biológico do solo. Isso pode resultar na absorção desbalanceada desses pela planta, além da seletividade de espécies vegetais e alterações na diversidade e funcionalidade dos microrganismos do solo (SEGANFREDO, 2000; 2007). Em estudo de Seganfredo (2007), realizado para predizer a necessidade de áreas agrícolas para aplicação de DLS, foram encontrados valores de 40,5 ha para aplicação anual de 140 kg1 ha-1 ano-1 de N. Já Phillips (2002 a, b) determinou que podem ser aplicados até 200 kg ha-1 ano-1 de DLS nas condições de solos australianos. É importante lembrar que a legislação que regula a aplicação de DLS em áreas agrícolas, como a de Santa Catarina (FATMA, 2009), não leva em consideração, para definir a taxa máxima anual de aplicação, o tipo de solo, principalmente o teor de argila, óxidos de ferro e alumínio, pH, matéria orgânica, profundidade, bem como o tipo de cultura, variedades e produtividade esperada. 

Vale ressaltar que, em condições de pH do solo acima de 5,0 em CaCl2 a 0,01M e de 5,5 em H2O (1:1), considerado adequado para a maioria das culturas, o N amoniacal poderá ser adsorvido às cargas negativas do solo em razão de sua elevada concentração na solução, o que o deixaria em situação favorável para ligação aos sítios de troca nos colóides do solo em relação aos cátions Ca2+, Mg2+ e K+ (PHILLIPS e SHEERAN, 2005). Esse aspecto, possivelmente, pode possibilitar maior absorção pelas plantas e diminuir a nitrificação pelos microrganismos do solo e, assim, evitar a lixiviação do nitrato (N-NO3-) ao longo do perfil. O nitrato, por apresentar carga negativa e o solo apresentar cargas predominantemente de mesmo sinal na faixa de pH recomendada para as culturas, apresenta alta mobilidade no solo, podendo ser facilmente lixiviado para camadas mais profundas (AITA e GIACOMINI, 2008; MENEZES et al., 2007), atingndo assim, as águas subterrâneas através da água de drenagem interna do solo em períodos com taxa de precipitação superior à evapotranspiração.

De acordo com STEINFELD et al. (2006), das 30 milhões de toneladas de N aplicadas anualmente na forma de dejetos de animais nos vários sistemas de produção agrícola, estima-se que 12 milhões sejam perdidos por volatilização na forma do gás amônia (NH3). Adicionalmente, FAO (2006) sugere que a perda de N por volatilização na forma de NH3 é de aproximadamente 23% quando da aplicação de dejetos animais no solo, apontando que esse valor pode ser utilizado tanto para uma estimativa global como em situação específica. No entanto, esses percentuais são ainda maiores nos trópicos, em razão da elevada temperatura ambiente, podendo alcançar de 40 a 60%. Port et al. (2003), estudando a volatilização de N em função da aplicação de DLS sobre vegetação espontânea, determinaram perdas de N por volatilização de 16,1% no outono e de 11,0% no verão. Quando aplicado sobre aveia preta (Avena strigosa L.), ocorreu redução desses índices para 13,1% no outono e 7,2% no verão, indicando que a espécie e quantidade de biomassa de cobertura vegetal afeta a volatilização do N.

O fósforo se constitui em outro nutriente que pode provocar a poluição do ambiente, mesmo com a elevada capacidade dos solos tropicais em adsorver o fósforo em sítios específicos nos óxidos de ferro e de alumínio. Esta situação pode ocorrer quando da aplicação de DLS em doses excessivas e/ou continuadas, que pode resultar em grande acúmulo desse nutriente, principalmente na camada superficial do solo, como determinado por Scherer et al. (2007) em um Latossolo Vermelho após três anos de aplicação de doses de dejetos líquidos de suínos na superfície. Nesse caso, há risco de contaminação de mananciais superficiais de água na eventualidade de ocorrência de erosão nas lavouras, quando esses nutrientes são transportados juntamente com os colóides do solo (MORI et al., 2009), constituindo-se em uma fonte de contaminação difusa.

Para evitar esse problema, na definição das taxas a serem aplicadas anualmente deve-se levar em consideração o tipo de solo, principalmente no que diz respeito à capacidade de adsorver P, e o sistema de culturas, pois as plantas podem não absorver toda a quantidade desse nutriente adicionada pelos dejetos, além de exportarem pequena quantidade quando a finalidade é produzir apenas grãos (SEGANFREDO, 2007). Caso seja constatado alto teor disponível e/ou total desse nutriente no solo, deverá ser suspensa a aplicação de P, não só através de DLS como também de fertilizantes solúveis, pois esse nutriente pode ser transportado pela erosão, associado aos colóides do solo, até os mananciais superficiais de água, podendo causar sua eutrofização. Esse processo corresponde ao desenvolvimento elevado de fito e zooplâncton e redução da disponibilidade de oxigênio, resultando na mortandade de peixes e outros animais aquáticos. A lixiviação de P até águas subterrâneas pode ocorrer quando aplicadas doses elevadas de DLS na superfície de solos com baixo teor de argila, como observado por Basso et al. (2005) em um Argissolo Espessarênico.

Entre os micronutrientes, o Cu e o Zn são os mais prováveis de se acumularem no solo em teores elevados, porque são utilizados em grande quantidade na ração de leitões. O Zn é adicionado às rações em até 2.400 mg kg-1, com o objetivo de eliminar distúrbios gastrointestinais provocados pelo desmame (MENTEN et al., 1992; CRISTANI, 1997). No entanto, a aplicação de doses elevadas desse nutriente no solo parece não prejudicar o desenvolvimento das culturas, conforme determinado por Ernani et al. (2001) em trabalho com aplicação de DLS e óxido de zinco, quando verificaram que a adição de até 150 mg kg-1 de Zn em Latossolo Vermelho distroférrico não ocasionou toxidez desse nutriente no estado inicial de crescimento do milho, demonstrando que a faixa entre suficiência e a toxidez de Zn nesse solo é ampla.

Como já mencionado, na maioria dos solos com pH em CaCl2 0,01M superior a 5,0, há predominância de cargas negativas na superfície dos colóides de solos com maior incidência de cargas dependentes de pH (solos tropicais intemperizados). Há preferência ou especificidade dos sítios de troca desses colóides por determinado cátion ou ânion, sendo que os micronutrientes catiônicos são adsorvidos por ligações do tipo covalente aos colóides, formando complexos de esfera-interna (MEURER, 2006) e tornando-se parte intrínseca do mesmo, o que determina a quantidade que o solo pode reter de cada um deles ao longo do tempo (WIETHÖLTER, 2007). Portanto, a taxa de aplicação de dejetos deve ser definida respeitando sempre as taxas máximas para cada tipo de solo e sistema de culturas, utilizando-se como critério para definição da quantidade a aplicar o seu periódico monitoramento através da análise de solo em amostras coletadas em diferentes profundidades.

Os fatores que contribuiriam para a redução dos impactos negativos da aplicação continuada de DLS no solo são o condicionamento ao emprego de sistemas de fermentação capazes de reduzir os riscos sanitários, o qual atua para a mineralização dos nutrientes e a diminuição do potencial de organismos patogênicos, e o emprego de práticas agronômicas conservacionistas, destacando-se aquelas voltadas para a manutenção da qualidade do solo e das águas superficiais e subterrâneas (SEGANFREDO, 2007).Segundo Alvarenga et al. (2002), que estudaram as perdas de solo e água por escoamento superficial em solo com aplicação de DLS, a rotação e a sucessão de culturas, juntamente com a camada de palha, são práticas de manejo conservacionistas importantes para a imobilização temporária de nutrientes, reduzindo o risco de perdas por lixiviação e escoamento superficial.

Trabalhos com aplicação de DLS na cultura do milho têm demonstrado que esse resíduo pode substituir a adubação química. Seganfredo (1998), estudando a aplicação de DLS em Chernossolo em Santa Catarina, e Konzen (2003), em Latossolo Vermelho em Goiás, verificaram que os dejetos seriam capazes de suprir integralmente a demanda de nitrogênio para alcançar produtividade de 7 a 8 t ha-1 de grãos de milho. Menezes et al. (2009), por sua vez, obtiveram maior produtividade do milho quando a dose aplicada foi de 100 m3 ha-1, ou de 50 m3 ha-1 suplementado com uréia.

A aplicação de dejetos de suínos melhora as propriedades químicas, físicas e biológicas do solo (BARILLI, 2005), contribuindo de forma decisiva para o aumento da sua fertilidade e, consequentemente, para a maior produtividade agrícola. Assim, os dejetos de suínos devem e podem ser reciclados no solo, de forma que sejam transformados em insumo agrícola útil e econômico com um mínimo de agressão ambiental (KONZEN, 2003).

A adição de material orgânico nos solos, na forma de esterco animal ou de compostos orgânicos, influencia positivamente todas as propriedades do solo, aumentando a capacidade de troca catiônica, a disponibilidade de nutrientes para as culturas, a complexação de elementos tóxicos e micronutrientes, aspectos fundamentais em solos tropicais altamente intemperizados e ácidos (SANTOS e CAMARGO, 1999). Também proporcionam a melhoria na estrutura, caracterizada pela diminuição de densidade do solo, aumento da porosidade e da taxa de infiltração de água, além de aumentar direta e indiretamente a capacidade do solo de armazenar água na faixa de tensão disponível para as plantas (KIEHL, 1985), características fundamentais para a capacidade produtiva dos solos tropicais e subtropicais.

A MOS é fonte fundamental de nutrientes para as plantas, podendo ser utilizada como critério básico para as recomendações de nitrogênio para as culturas, o que é feito em particular nas recomendações oficiais dos estados do Rio Grande do Sul e de Santa Catarina, sendo atribuída uma taxa de mineralização de 5% do total da MOS para a quantidade de N disponível (ANGHINONI, 1985). Barilli (2005), trabalhando em Latossolo Vermelho distroférrico, constatou maior teor de MOS até 80 cm de profundidade (Figura 1), independentemente do tempo de aplicação de DLS. Resultados semelhantes também foram obtidos por Bayer e Mielniczuk (1999), que constataram aumento do teor de matéria orgânica no solo com a aplicação desse material. Contudo, Scherer et al. (2010), comparando várias lavouras adjacentes com e sem a aplicação de DLS por 15 ou mais anos, em três classes de solos característicos do Oeste catarinense (Latossolo, Cambissolo e Neossolo), não constataram diferenças no teor de MOS nas camadas amostradas.

Fonte: Adaptado de Barilli (2005)

Figura 1. Perfis de teor de matéria orgânica no solo em floresta e em sistema de produção de café com diferentes tempos de aplicação de dejeto líquido de suínos

Com relação ao fracionamento da matéria orgânica, a aplicação dos dejetos de suínos interfere no teor de suas três frações químicas principais, que são o ácido fúlvico, o ácido húmico e a humina. Barilli (2005) demonstrou que a aplicação de DLS na cultura do café por 26 anos promoveu pequena redução no teor de ácido húmico e aumento considerável nos teores de ácido húmico e humina em relação às médias dessas frações ao longo do perfil do solo (Figura 2). A presença de maiores teores de humina em relação aos ácidos fúlvicos e húmicos permite inferir que a matéria orgânica se encontra no seu estado mais avançado de humificação. A matéria orgânica na fração humificada, além de fazer parte da matriz do solo na forma de colóides orgânicos, exerce significativos efeitos nas suas propriedades e, também, direta ou indiretamente, sobre as plantas e organismos.

               Fonte: Adaptado de Barilli (2005)

Figura 2. Frações da matéria orgânica no solo em floresta e em sistema de produção de café com diferentes tempos de aplicação de dejeto líquido de suínos.

 

A incorporação ao solo de esterco de animais ou de outros materiais orgânicos, em condições adequadas de umidade, pode promover efeitos benéficos nas características físicas do solo, como aumento da estabilidade de agregados, microporosidade e retenção de água (HAFEZ, 1974). No entanto, esse efeito depende da classe de textura do solo, sendo que os solos arenosos, que apresentam geralmente menor estabilidade, respondem mais do que solos argilosos, geralmente com maior estabilidade, muitas vezes sendo necessárias aplicações durante vários anos para que as diferenças sejam detectadas (WEIL e KROONTJE, 1979).

Castro Filho et al. (2003), avaliando o potencial fertilizante do DLS e as alterações nas propriedades físicas de solos argilosos de diferentes classes texturais, verificaram que a aplicação de doses crescentes proporcionou melhoria na agregação do solo, o que eles atribuíram ao aumento no teor de carbono orgânico no solo, que resultou em aumento na taxa de infiltração de água. Piccolo e Mbagwu (1990) observaram que a adição de DLS em solo arenoso resultou em aumento da estabilidade dos agregados em 34%, enquanto que no solo argiloso não houve resposta significativa. Aumento na porosidade do solo após aplicação de DLS foi observado por Pagliai et al. (1985) e Pagliai e Antisari (1993), consequência principalmente do aumento do volume de macroporos.

Com a adição de dejetos de suínos ao solo por tempo prolongado foi observada diminuição nos valores de densidade na maior profundidade do solo amostrada no trabalho de Barilli (2005) (Figura 3). Este resultado pode ser atribuído ao maior teor de matéria orgânica observada nessa profundidade do solo (Figura 1), cujo efeito pode se expressar tanto pela formação e estabilização de agregados como pela redução da densidade média das partículas do solo, uma vez que a MOS apresenta densidade específica menor do que as partículas minerais. A diminuição na densidade do solo como resultado da adição de resíduos orgânicos ao solo também é referida por Santos e Camargo (1999). O limite máximo tolerado da densidade do solo para não causar prejuízo ao crescimento das raízes das plantas pode ser estimado pelo teor de argila do solo (REICHERT et al., 2007). Para solos argilosos, esse limite se situa entre 1,2 e 1,3 g cm-3, sendo que solos ou camadas com densidade acima de 1,3 g cm-3 apresentam sérias restrições à permeabilidade e aeração do solo (ARCHER e SMITH, 1972). No entanto, esses valores podem variar em função do sistema de produção e da espécie vegetal a ser cultivada nesse tipo de solo (ROSOLEM et al., 2003).

Fonte: Adaptado de Barilli (2005)

Figura 3. Perfis de densidade do solo em floresta e em sistema de produção de café com diferentes tempos de aplicação de dejeto líquido de suínos.

O teor de água retida no solo sob tensão de 0,006 MPa, que corresponde ao armazenamento de água nos microporos (poros com diâmetro menor que 50 μm) e, aproximadamente, a umidade na capacidade de campo, também sofre influência da aplicação de dejetos de suínos. Barilli (2005) observou perfis de retenção de água diferenciados entre o uso do solo sob floresta e com a aplicação de DLS, não observando tendência de variação com o tempo de aplicação (Figura 4). A diferença observada entre o uso sob mata e o uso sob lavoura provavelmente está relacionada com distribuição de diâmetro de poros e o teor de carbono orgânico do solo.

Fonte: Adaptado de Barilli (2005) 

Figura 4. Teor de água retida no solo na tensão 0,006 MPa em floresta e em sistema de produção de café com diferentes tempos de aplicação de dejeto líquido de suínos.

A macroporosidade do solo, assim como a densidade e a retenção de água no solo, também é afetada pela aplicação de DLS. Esse efeito pode ser observado no trabalho de Barilli (2005), a qual denota que houve aumento na macroporosidade do solo nas camadas entre 5–10 cm e 40–60 cm (Figura 5). Estes resultados são similares aos obtidos por Pagliai e Antisari (1993). O aumento da macroporosidade é particularmente importante porque influencia no crescimento das raízes, infiltração de água e aeração no solo. Valores de porosidade de aeração inferiores a 0,10 dm3 dm-3 têm sido referidos como limitantes ao crescimento radicular, embora esse limite dependa, também, do tipo de planta e da atividade biológica do solo (TORMENA et al., 1998).

Fonte: Adaptado de Barilli (2005)

 

Figura 5. Macroporosidade do solo em floresta e em sistema de produção de café com diferentes tempos de aplicação de dejeto líquido de suínos.

A utilização dos DLS altera o Diâmetro Médio Ponderado (DMP) dos agregados estáveis em água (Figura 6), índice utilizado para estimar a agregação do solo, o qual será tanto maior quanto for a percentagem de agregados grandes (MÜLLER, 2002). A partir dos efeitos sobre a agregação, indiretamente são afetadas as demais características físicas do solo, como a densidade, a porosidade, a aeração, a capacidade de retenção e a infiltração de água, entre outras, que são fundamentais à capacidade produtiva do solo.

 

Fonte: Adaptado de Barilli (2005) 

Figura 6. Diâmetro médio ponderado dos agregados estáveis em água em floresta e em sistema de produção de café com diferentes tempos de aplicação de dejeto líquido de suínos.

Castro Filho et al. (2003), avaliando o potencial fertilizante de DLS e as alterações nas propriedades físicas de solos de diferentes classes texturais, verificaram que a aplicação de doses crescentes proporcionou melhoria na agregação do solo como resultado do aumento no teor de carbono orgânico, resultando em aumento nas taxas de infiltração de água no solo. Barilli (2005) determinou que a permeabilidade do solo, após 26 anos de aplicação de DLS, é próxima à condição do solo preservado com mata nativa, apresentando valores até maiores nas camadas de 5–10 e de 20–40 cm de profundidade (Figura 7).

 

                    Fonte: Adaptado de Barilli (2005)

 

Figura 7. Permeabilidade do solo em floresta e em sistema de produção de café com diferentes tempos de aplicação de dejeto líquido de suínos.

A resistência do solo à penetração é uma determinação utilizada para descrever a resistência física que o solo oferece a algo que tenta se mover através dele. Para um mesmo solo, essa resistência aumenta com o grau de compactação e com a diminuição da umidade do solo (BENGHOUGH e MULLINS, 1990). Barilli (2005) determinou que a resistência do solo à penetração nas áreas com aplicação de DLS é semelhante ao solo mantido sob condição de floresta e, após três e sete anos de aplicação desse material, o índice foi até inferior na camada de 40–60 cm (Figura 8).

Fonte: Adaptado de Barilli (2005)

Figura 8. Resistência do solo à penetração em floresta e em sistema de produção de café com diferentes tempos de aplicação de dejeto líquido de suínos.

Em geral, os solos em seu estado natural, sob vegetação nativa, apresentam características físicas como permeabilidade, estrutura, densidade e espaço poroso em valores agronomicamente desejáveis. Nessa situação, o volume de solo que as raízes podem explorar é máximo. Entretanto, à medida que os solos vão sendo trabalhados, alterações físicas consideráveis vão ocorrendo (ANDREOLA et al., 2000). Cabe ressaltar que são necessários mais trabalhos para estudar o efeito da aplicação de dejetos animais sobre características do solo nas condições edafoclimáticas do Brasil, bem como para os mais diversos tipos de sistemas de produção agrícola, principalmente nas regiões onde se concentram as criações.

A utilização de DLS no solo, além de atuar como condicionador do solo, aumenta a disponibilidade de todos os nutrientes às plantas, bem como altera a capacidade de troca de cátions e a complexação de elementos tóxicos e de micronutrientes (SANTOS e CAMARGO, 1999), modificações em grande parte devidas ao aumento da MOS. No entanto, existe maior preocupação ambiental quanto aos macronutrientes N e P na contaminação de lençóis freáticos e águas superficiais, onde podem causar eutrofização, e aos micronutrientes Cu e Zn, que podem se acumular no solo e na fitomassa das culturas.

O DLS pode se constituir em fertilizante eficiente e seguro na fertilização das culturas, tanto quando aplicado diretamente ao solo como através da fertirrigação, desde que observados os critérios técnicos que assegurem a proteção do meio ambiente (KONZEN, 2003). No entanto, se as aplicações de DLS não forem realizadas nas quantidades recomendadas, a cada aplicação de resíduo no solo o teor de nutrientes tende a aumentar consideravelmente (GIANELO e ERNANI, 1983), podendo atingir valores próximos do limite de condutividade elétrica que caracterizam solos salinos, o que ocorre quando o extrato de saturação for maior que 2.000 μS cm-1 (RICHARDS, 1954).

Dentre os nutrientes, o cobre (Cu) e o zinco (Zn) têm sido motivo de preocupação, porque vêm sendo usados como suplemento mineral em rações e na formulação de antibióticos, sendo na sua maioria eliminados através das fezes e, por isso, encontram-se presentes em grande concentração nos dejetos, aumentando os riscos de acúmulo desses nutrientes no solo quando da aplicação continuada desse material (BARILLI, 2005). Se acumularem em altas concentrações no solo, podem se movimentar no perfil e atingir camadas mais profundas; e mesmo água subterrânea. Em solos argilosos, esses nutrientes se acumulam principalmente na camada superficial do solo (SCHERER et al., 2010), especialmente quando o teor de MOS for elevado.

De acordo com a Resolução n.º 420 do CONAMA, de dezembro de 2009 (CONAMA, 2009), a aplicação de fertilizantes minerais e orgânicos que contenham estes nutrientes podem ser restritas quando observadas, respectivamente, concentrações de 200 e 450 mg dm-3 de Cu e de Zn no solo em extração perclórica. A legislação dos EUA estabelece como limite máximo 750 mg kg-1 de Cu e 1.400 mg kg-1 de Zn nos dejetos (SEGANFREDO, 2000). Os valores considerados altos para fins de avaliação da fertilidade do solo são de 0,8 mg dm-3 para Cu e 1,2 mg dm-3 para Zn (RAIJ et al, 1996). Já para a Comissão de Química e Fertilidade do Solo do Núcleo Regional Sul da Sociedade Brasileira do Solo (SOCIEDADE BRASILEIRA DE CIÊNCIA DO SOLO, 2004), os teores considerados altos são >0,4 e >0,5 mg dm-3, respectivamente para Cu e Zn.

Konzen (2003) demonstrou a movimentação do Cu e o pequeno deslocamento do Zn até a profundidade de 60 cm, com três anos de aplicações de DLS entre 45 e 135 m3, em Latossolo Vermelho de cerrado cultivado com milho (Figura 9). Já Barilli (2005), após 26 anos com aplicação em Latossolo Vermelho distroférrico em lavouras de café, observou que houve aumento nas concentrações de Cu e de Zn até a profundidade de 10 cm e que, em profundidades maiores que 20 cm, os teores ficam semelhantes à condição natural do solo, denotando que não houve o deslocamento desses nutrientes no perfil (Figura 10). Em ambos os trabalhos, as concentrações de Cu e de Zn apresentaram valores considerados altos para a fertilidade do solo em razão da aplicação de DLS, de acordo com Raij et al (1996). Deve-se considerar que ambos os solos estudados apresentavam teores altos de Cu e Zn em condições iniciais (KONZEN, 2003) e naturais (BARILLI, 2005), possivelmente em razão da composição química da rocha que deu origem a esses tipos de solos. Scherer et al. (2010), por sua vez, observaram acúmulo de Cu e Zn até 10 cm de profundidade em amostras coletadas em lavouras sob Latossolo e até 20 cm de profundidade sob Cambissolo e Nitossolo.

Tanto o Cu quanto o Zn podem ser adsorvidos fortemente em grupos funcionais na superfície do húmus e dos óxidos do solo (MEURER, 2006), não sendo facilmente deslocados por ânions ou perdidos por lixiviação, como acontece com outros micronutrientes. O solo retém o Cu e o Zn mais intensamente entre pH neutro a alcalino, diminuindo progressivamente à medida que o meio se torna ácido (KIEHL, 1985). O húmus retém os metais com diferentes forças, seguindo a ordem crescente de energia de ligação: cádmio, mercúrio, cálcio, boro, magnésio, manganês, zinco, cobalto, níquel, cobre e chumbo (KIEHL, 1985).

Menezes et al. (2009) puderam notar que, mesmo com valores altos de Cu e Zn no solo, a absorção pela planta não foi alta, sendo observados teores foliares de milho bem inferior aos valores considerados fitotóxicos para ambos os nutrientes (Figura 11). Os autores concluíram que a dose de 50 m3 ha-1 ano-1 de DLS, suficiente para atender as exigências nutricionais do milho, não resulta no acúmulo de Cu e Zn em níveis acima dos teores máximos permitidos para a utilização na agricultura (Figura 9).