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RPCV (2003) 98 (548) 197-206 R E V I S T A P O R T U G U E S ADE

CIÊNCIAS VETERINÁRIAS

Resumo: O estudo analisou o potencial poluidor de águas residuais de suinicultura, acondicionadas em um tanque de armazenamento, com quatro tempos de retenção hidráulica, e aplicadas em lisímetros com três tipos de solos. Foram avalia-das as concentrações de azoto, nitrito, nitrato e os valores de pH nas águas residuais in natura e após a retenção hidráulica, nos percolados dos lisímetros e nos solos. As concentrações de nitrito, nitrato e de azoto, nas amostras líquidas e sólidas, foram determinadas através de espectrofotômetros colorimétricos e os valores de pH foram mensurados potenciometricamente. O armazenamento foi eficiente na redução das concentrações de nitrito, aos níveis exigidos pelas legislações brasileiras, não contribuindo para a redução, até os valores máximos permitidos por lei, das concentrações de azoto. A aplicação no solo gerou reduções nas concentrações de nitrito nos percolados. Contudo, a eficiência na remoção das concentrações de azoto e nitrato não foi satisfatória, promovendo efluentes fortemente eutrofizantes e poluentes. O solo argiloso foi o mais beneficiado com este sis-tema de tratamento, apresentando as maiores concentrações de azoto e nitrato, seguidos pelos solos arenosos e médios.

Summary: The study analysed the pollution potential of was-tewater from swine breeding, conditioned in a storage tank, with four times of hydraulic retention, and applied in lysimeters with three kinds of soils. Quantifications were carried out of the nitro-gen, nitrite, nitrate and pH values in the in natura residual waters and after the hydraulic retention, within the percolating lysi-meters and in the soils. Concentration of the nitrite, nitrate and nitrogen, in the liquid and solid samples were determined using colorimetric spectrophotometers and pH values were measured using a potentiometer. Storage was effective in the reduction of nitrite concentrations to the levels required by Brazilian legis-lation, not contributing for reduction of nitrogen concentrations to the levels required by legislation. Application on soil resulted in reduction of nitrite concentrations in the percolates. However the effectiveness in the removal of nitrogen and nitrate concen-trations was not satisfactory, promoting effluents in consonance with those eutrophied and polluted. The clayish soil was the most beneficial with this integrate system of treatment, presen-ting the highest concentrations of nitrogen and nitrate, followed by sandy and medium soils.

Introdução

A deposição de águas residuais de suinicultura em tanques de armazenamento, em torno de 120 dias, com a posterior aplicação no solo, constitui um dos mais simples e mais usados métodos visando o trata-mento e destino final dos afluentes e a reciclagem da água na agricultura (Bastos, 1999). Todavia, grandes quantidades de águas residuais dificultam a aplicação deste fertilizante orgânico em níveis absorvíveis pela vegetação (Miranda, 1999) possibilitando, graças à permanência de certos minerais no solo (N, P, K), pro-blemas de fitotoxicidade e/ou de poluição aos manan-ciais e sedimentos (L’Herroux et al., 1997).

A maior parte dos nutrientes, inicialmente presente na alimentação dos suínos, passa através do sistema digestivo, sendo excretado na urina e nas fezes, perfa-zendo um total de 80% do azoto e fósforo ingeridos e mais de 90% do potássio.

Nas últimas décadas, os níveis excedentes das formas oxidadas de azoto, nos aqüíferos subterrâneos e nas raízes de frondosas vegetações, vêm sendo atri-buídos a intervenções humanas como atividades agrí-colas, deposição de resíduos de animais e processos industriais (Forman et al., 1985; Bruning-fann et al., 1994).

O nitrato induz a metahemoglobinemia em seres humanos. Esta enfermidade está relacionada com a conversão bacteriana do nitrato em nitrito, durante a digestão, resultando na formação da metahemo-globina, a qual é incapaz de transportar o oxigênio durante o processo da respiração, podendo culminar em morte (Forman et al., 1985; Ferreira, 2001).

Para prevenir esta enfermidade a Organização Mun-dial de Saúde recomenda um limite máximo de 10 mgL-1 de nitrato-N e 1 mgL-1 de nitrito-N em águas destinadas ao consumo (WHO, 1989).

A legislação ambiental vigente no Brasil considera a

Ocorrência das formas de azoto nas águas residuais de suinicultura e em três tipos de solos

Occurrence of the nitrogen forms in the wastewater from swine breeding and in three types of soils

L. S. S. Barros*, L. A. Amaral e J. L. Júnior

Universidade Estadual Paulista - Faculdade de Ciências Agrárias e Veterinárias - Departamentos de Engenharia Rural e de Medicina Veterinária Preventiva e Reprodução Animal - Via de Acesso Prof. Paulo Donato Castellane km 05, CEP: 14 884 900, Jaboticabal - São Paulo - Brasil

* Correspondente: e-mail [email protected]; tel. 16-32092646

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suinicultura uma atividade altamente poluidora, deter-minando para os produtores rigorosos pré-requisitos para a instalação de criadouros e padrões de lança-mento. É certo que, quando corretamente tratados, os efluentes podem retornar aos cursos d’água sem causa-rem nenhum dano à autodepuração (Miranda, 1999).

Diante do exposto, o objetivo deste trabalho foi analisar o potencial de poluição de águas residuais de suinicultura, acondicionadas em um tanque de armaze-namento, com distintos tempos de retenção hidráulica e aplicadas, posteriormente, em lisímetros preenchidos com solos arenosos (Argiloso Vermelho - Amarelo Distrófico A Moderado Textura Arenosa/Média - PVA), argilosos (Latossolo Vermelho Distroférrico A Moderado Textura Argilosa - LV) e médios (Latossolo Vermelho Distrófico A Moderado Textura Argilosa - LV), utilizando, para tal, determinações dos valores de pH, de azoto total kjeldahl, nitrito e nitrato na água residual in natura e após os quatro tempos de retenção hidráulica, nos percolados dos lisímetros e nos solos em quatro profundidades.

Material e métodos

O projeto foi executado em um sistema integrado, sendo constituído por uma caixa de armazenamento e por vinte e quatro lisímetros, ambos instalados em área experimental do Departamento de Engenharia Rural da Faculdade de Ciências Agrárias e Veterinárias, Campus de Jaboticabal, da Universidade Estadual Paulista FCAV– UNESP.

Cada lisímetro era caracterizado por possuir 1 m de altura, 30 cm de diâmetro, três anéis, dispostos e fixos em seu interior, e a extremidade posterior selada com um capi. Conforme Corwin e LeMert (1994) e Corwin (2000), a proposta da utilização destes anéis foi promover um redirecionamento do fluxo de água na sua passagem pela coluna de solo, reduzindo assim o

efeito parede.Após o preenchimento dos lisímetros e antes dos

processos de incorporação das águas residuais com diferentes tempos de retenção hidráulica, alíquotas dos três tipos de solo foram enviadas ao Departamento de Solos e Adubos da FCAV/UNESP para a realização de testes de granulometria composta (análise textural) e de pH. A análise textural foi realizada com base na classificação proposta pelo Departamento de Agri-cultura dos Estados Unidos (USDA), segundo Day (1965). Os valores de pH foram obtidos conforme metodologias descritas por Raij e Zullo (1977) e Raij et al. (1987).

O pré - tratamento do resíduo foi realizado em um tanque de armazenamento, utilizando para tal uma caixa d’água com capacidade de 500 L. A carga teve como parâmetro um sistema de criação completa com 44 matrizes, caracterizada pela produção de dejetos líquidos com um teor de sólidos totais de 2% (Dartora et al., 1998), sendo este valor determinado segundo metodologia descrita por APHA (1992). Por fim, foi determinada uma relação de 38 kg de esterco para 362 kg de água. Não houve cobertura nem aeração do tanque de armazenamento, sendo este mantido sob proteção da chuva e ao final dos 120 dias de retenção, cerca de 50% do volume inicial havia evaporado.

Após 0, 30, 60, 90 e 120 dias de retenção hidráulica do resíduo procedeu-se à incorporação deste nos lisí-metros. Para a determinação da quantidade do resíduo a ser incorporado, primeiramente, era quantificado o teor de azoto total kjeldahl (NTK) do esterco. A seguir, tendo como base este dado, os valores de azoto indi-cados para culturas forrageiras (400 kg.ha-1/ano) e a área da superfície de solo do lisímetro (0,068 m2), a incorporação era realizada, seguida da simulação plu-viométrica.

Havia, no total, dois conjuntos de lisímetros, com 12 em cada. Para a primeira incorporação foi utilizado o

Tabela 1 - Valores de granulometria composta, de capacidade de troca catiônica (T) e de pH dos três tipos de solos, no momento prévio ao preenchimento dos lisímetros, destinados a incorporação do efluente do tanque de armazenamento com zero (T0), trinta (T30), sessenta (T60), noventa (T90) e cento e vinte (T120) dias de retenção hidráulica.

1 (T0)

2 (T0)

3 (T0)

1(T30)

2 (T30)

3 (T30)

1 (T60)

2 (T60)

3 (T60)

1 (T90)

2 (T90)

3 (T90)

1 (T120)

2 (T120)

3 (T120)

pH em CaCl2

4,3 5,8 5,2 4,6 6,0 6,5 4,5 6,2 6,4 4,5 6,0 6,4 4,7 6,2 6,7

T (mmolc/dm3) 35,6 55,6 64,7 42,3 82,2 140,1 43,2 79,2 133,9 35,1 78,7 195,6 33,6 79,5 91,4

Argila 220 40 470 240 70 420 220 30 390 240 40 400 280 90 420

Limo 80 90 270 60 120 300 90 120 320 60 140 310 30 70 310

A. M. F. (g/kg) 90 250 40 90 250 40 90 240 50 90 240 50 90 230 50

A. F. (g/kg) 410 460 80 380 410 100 390 460 110 400 440 100 390 460 100

A. M. (g/kg) 180 150 100 210 140 110 190 140 110 190 130 110 190 140 100

A. G. (g/kg) 20 10 40 20 10 30 20 10 20 20 10 30 20 10 20

Areia total (g/kg) 700 870 260 700 810 280 690 850 290 700 820 290 690 840 270

Classe Textural MD ARN ARG MD ARN ARG MD ARN ARG MD ARN ARG MD ARN ARG

A. M. F. - Areia muito fina; A. F. - Areia fina; A. M. - Areia média; A. G. - Areia grossa; A. R. N. - solo arenosos; M.D. - solo médio; A. R. G. - solo argiloso; T - capacidade de troca catiônica1 - solo médio (MD); 2 - solo arenoso (ARN); 3 - solo argiloso (ARG)

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primeiro conjunto, sendo seis lisímetros destinados à simulação pluviométrica e seis à estiagem. Em cada situação climática, eram preenchidos dois lisímetros com os solos arenosos, dois com os solos argilosos e dois com os solos médios.

Para a segunda incorporação o segundo conjunto foi preenchido de maneira semelhante à efetuada com o primeiro conjunto. Para a terceira incorporação foi uti-lizado o conjunto da primeira incorporação, uma vez que já haviam transcorrido os trinta dias de simulação pluviométrica e a coleta dos solos. Continuando nesta linha de raciocínio, para a quarta incorporação foi uti-lizado o segundo conjunto e para a quinta incorporação o primeiro conjunto.

Para a simulação pluviométrica foi realizado um levantamento, na região de Jaboticabal /SP, dos meses críticos de chuva e de estiagem, entre o período de 1998 e 2000, obtendo-se, como resultado, os meses de Janeiro e Agosto de 1999, com 415,9 mm e 0 mm, res-pectivamente. Sendo assim, a partir dos dados diários da precipitação mensal do citado período, foram cal-culados o tempo específico de duração diária da pre-cipitação e a quantidade, em mm. Vale ressaltar que os dados meteorológicos, utilizados neste trabalho, foram extraídos de um conjunto de parâmetros pertencentes ao acervo da área de Agrometeorologia do Departa-mento de Ciências Exatas da FCAV/UNESP.

Durante a simulação pluviométrica, os percolados dos lisímetros foram coletados, duas vezes ao dia, em frascos esterilizados de cor âmbar para, então, serem analisados quanto às suas características físico-quími-cas. Com a finalização da simulação pluviométrica, cuja duração foi de um mês, e da percolação as amos-tras dos solos foram coletadas, dos lisímetros subme-tidos aos períodos de chuva e de estiagem em quatro profundidades: 0-5, 5-30, 30-60 e 60-90 cm e analisa-

das quanto às suas características físico-químicas. Nas amostras líquidas e sólidas o pH foi determinado

potenciometricamente. Os valores de nitrato, nitrito e azoto, nas amostras sólidas e líquidas, foram obtidos conforme métodos descritos pela Hach (1991).

Os dados dos resultados químicos dos solos foram submetidos à análise de variância e a diferença entre as médias aritméticas foi comparada pelo teste de Tukey, a 5% de probabilidade (Stell e Torrie, 1960).

Resultados

Tanque de armazenamento

Formas oxidadas de azoto e azoto total kjedahl (NTK)

Nas águas residuais in natura (T0) verificaram-se concentrações de 400 e 55 mgL-1, para o nitrito e nitrato, respectivamente, e de 840 mgL-1 para o NTK.

Nas águas residuais T30 foram visualizados valores de 100 e 130 mgL-1 para as concentrações de nitrito e nitrato, respectivamente. Já em relação às concentra-ções de NTK, os valores foram de 4340 mgL-1.

Nas águas residuais T60 foram verificadas con-centrações com 300 mgL-1 para o nitrito e 160 mgL-1 para o nitrato. O maior valor de NTK, em relação aos outros tempos, foi verificado, sendo representado por 7980 mgL-1.

A partir dos noventa dias de TRH (T90), as con-centrações das formas oxidadas de azoto e de NTK decresceram, com os valores de nitrato (80 mgL-1) maiores do que os de nitrito (0,2 mgL-1) e com o NTK alcançando valores na casa de 6160 mgL-1.

Aos cento e vinte dias de TRH (T120), a tendência à diminuição foi mantida, com o nitrito, o nitrato e o

Tabela 2 - Valores médios de pH nos solos arenosos (ARN), argilosos (ARG) e médios (MD), na época das chuvas, em quatro pro-fundidades (P), mensuradas em cm, e após a incorporação da água residual in natura (T0) e com trinta (T30), sessenta (T60), noventa (T90) e cento e vinte (T120) dias de retenção hidráulica.

SOLOS P (cm) T0 T30 T60 T90 T120

pH pH pH pH pH

ARN 0-5 5,8a 6,3a 6,7 a 6,3a 6,3a

ARN 5-30 5,9a 6,1a 6,6 a 6,2a 6,3a

ARN 30-60 6a 6,4a 6,8 a 6,4a 6,4a

ARN 60-90 6a 6,4a 6,7 a 6,3a 6,4a

ARG 0-5 5,6a 7,2a 7,5 a 7,3 a 7,1 a

ARG 5-30 5,4a 7,2a 7,5 a 7,3 a 7,1 a

ARG 30-60 5,5a 7,2a 7,5 a 7,3 a 7,2 a

ARG 60-90 5,5a 7,2 a 7,5 a 7,2 a 7,2 a

MD 0-5 5,2a 4,8 b 4,7 b 4,7 b 4,6 b

MD 5-30 4,4b 4,7 b 4,7 b 4,6 b 4,6 b

MD 30-60 4,5b 4,6 b 4,6 b 4,6 b 4,6 b

MD 60-90 4,4b 4,6 b 4,6 b 4,6 b 4,6 b

Em cada coluna valores seguidos de letras minúsculas diferentes diferem entre si, pelo teste de Tukey ao nível de 5%. Análise estatística efetuada para cada tipo de solo.

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NTK atingindo concentrações de 0,3, 20 e 5880 mgL-1, respectivamente.

Valores de pHFoi verificado um aumento dos valores de pH, de

6,65, referente às águas residuais in natura, para 8,52, correlacionado às águas residuais com 120 dias de retenção hidráulica (T120).

Percolados


A incorporação de água residual in natura (T0) promoveu concentrações de nitrito nos níveis de 3,42 mgL-1, para os percolados dos solos arenosos, 5,75 mgL-1, para aqueles dos solos argilosos, e 3,0 mgL-1, para os provenientes dos solos médios. Em relação às concentrações de nitrato, os maiores valores foram nos percolados dos solos argilosos (155,75 mgL-1), sendo seguidos pelos percolados dos solos arenosos (93 mgL-1) e médios (14,25 mgL-1). Já nos efluentes dos solos arenosos, argilosos e médios, as concentrações médias de NTK foram de 294, 252 e 336 mgL-1, respectivamente.

A incorporação da água residual com trinta dias de TRH (T30) resultou em percolados com as maiores concentrações de nitrito, em relação aos outros tempos de retenção, alcançando valores, em ordem decrescente, de 11,3 mgL-1, nos percolados dos solos arenosos, 10,6 mgL-1, nos dos solos argilosos, e 8,75 mgL-1, naqueles dos solos médios. Enfocando o nitrato, as concentrações foram menores nos percolados dos solos argilosos (63,4 mgL-1), sendo seguidos pelos dos solos médios (20 mgL-1) e dos solos arenosos (92,5 mgL-1). Por fim, em relação às concentrações de

NTK, os percolados dos solos argilosos (308 mgL-1) ocuparam destaque, seguidos dos percolados dos solos arenosos (280 mgL-1) e médios (140 mgL-1).

Os percolados dos lisímetros, cujo solo foi incor-porado com água residual após sessenta dias de TRH (T60), foram caracterizados por apresentarem declínios nas concentrações de nitrito. Nos percolados dos solos arenosos, argilosos e médios as concentrações foram de 0,026, 0,187 e 0,079 mgL-1, respectivamente. Este mesmo declínio, agora nas concentrações de nitrato, foi mantido nos percolados dos solos arenosos (77,5 mgL-1) entretanto, os valores deste elemento apresen-taram aumento, em torno de 100%, nos percolados dos solos argilosos (116 mgL-1) e dos solos médios (41 mgL-1). Foi verificado aumento nas concentrações de NTK nos percolados dos solos arenosos (308 mgL-1) e dos solos médios (322 mgL-1) e, diminuição nos perco-lados dos solos argilosos (196 mgL-1).

Nos percolados dos lisímetros incorporados com água residual com noventa dias de TRH (T90) as pequenas concentrações de nitrito foram mantidas, sendo representadas por um discreto aumento naque-les provenientes dos solos arenosos (0,033 mgL-1) e dos solos médios (0,383 mgL-1) e por diminuição nos percolados dos solos argilosos (0,035 mgL-1). Os per-colados dos solos argilosos continuaram a apresentar o maior valor médio de nitrato (124,8 mgL-1), sendo acompanhados pelos percolados dos solos arenosos (88,6 mgL-1) e dos solos médios (61,6 mgL-1). As con-centrações de NTK nos percolados dos solos arenosos e médios decresceram para valores de 280 mgL-1 toda-via, uma elevação foi notificada nos percolados dos solos argilosos, sendo expressa por 308 mgL-1.

Após as incorporações da água residual com cento e vinte dias de TRH (T120), os percolados dos lisímetros continuaram a apresentar baixas concentrações de

Tabela 3 - Valores médios de pH nos solos arenosos (ARN), argilosos (ARG) e médios (MD), na época da estiagem, em quatro pro-fundidades (P), mensuradas em cm, e após a incorporação da água residual in natura (T0) e com trinta (T30), sessenta (T60), noventa (T90) e cento e vinte (T120) dias de retenção hidráulica.

SOLOS P (cm) T0 T30 T60 T90 T120

pH pH pH pH pH

ARN 0-5 6,2a 6,5a 6,5a 6,2a 6,2a

ARN 5-30 5,8a 6,2a 6,2a 6,0a 6,0a

ARN 30-60 5,9a 6,3a 6,4a 6,3a 6,1a

ARN 60-90 5,8a 6,2a 6,3a 6,1a 6,1a

ARG 0-5 5,9a 7,3 a 7,3 a 7,3a 7,1a

ARG 5-30 5,6a 7,2 a 7,3 a 7,2a 7,0a

ARG 30-60 5,6a 7,3 a 7,2 a 7,4a 7,2a

ARG 60-90 5,5a 7,2 a 7,2 a 7,2a 7,1a

MD 0-5 5,8a 4,9 b 5,0 b 5,0b 4,7b

MD 5-30 4,6 b 4,7 b 4,7 b 4,6b 4,6b

MD 30-60 4,6 b 4,6 b 4,7 b 4,6b 4,6b

MD 60-90 4,5 b 4,7 b 4,7 b 4,6b 4,7b


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nitrito, sendo os dos solos argilosos (0,013 mgL-1) os detentores dos menores valores, seguidos dos solos médios (0,017 mgL-1) e arenosos (0,029 mgL-1). Entretanto, a elevação nas concentrações de nitrato continuou presente nos percolados dos três tipos de solos, sendo mais elevada nos solos argilosos (163,8 mgL-1), em relação aos solos arenosos (91,2 mgL-1) e solos médios (66,8 mgL-1). Os valores de NTK nos percolados dos solos médios foram os mesmos do tempo anterior (T90), sendo as alterações observadas nos percolados dos solos arenosos (252 mgL-1) e dos solos argilosos (280 mgL-1).

Valores de pHOs percolados dos lisímetros preenchidos com os

três tipos de solo apresentaram valores de pH variando entre 7,50 e 8,14, com o ápice nos efluentes com 30 dias de TRH (T30).

Os percolados provenientes dos solos arenosos foram os que apresentaram os maiores valores de pH, durante todo o experimento.

No TRH de trinta dias (T30) foi visualizado um pequeno aumento no pH, para os percolados dos três tipos de solos, atingindo valores de 8,10 para os oriun-dos dos solos arenosos, 8,14 para os dos solos argilo-sos e 7,95 para aqueles dos solos médios.

As mudanças de pH nos percolados dos solos are-nosos, argilosos e médios, com sessenta dias de TRH (T60), não foram acentuadas, permanecendo os valores de 8,02, 7,77 e 7,93, respectivamente.

Após a incorporação da água residual com noventa dias de TRH (T90) deu-se início a uma discreta dimi-nuição nos valores de pH para percolados dos solos

arenosos, argilosos e médios, alcançando valores de 7,86, 7,72 e 7,54, respectivamente.

Este declínio mostrou-se presente nos percolados provenientes da incorporação de água residual com cento e vinte dias de TRH (T120), sendo representado numericamente por um pH de 7,5 para os percolados dos solos arenosos, 7,64 para aqueles provindos dos solos argilosos e 7,51 para os dos solos médios.

Caracterização físico-química dos solos antes das incorporações

Os solos argilosos detiveram os maiores valores de capacidade de troca catiônica e de pH (Tabela 1).

Solos Arenosos


Durante a simulação pluviométrica o maior valor de NTK (230 mgL-1) foi verificado após a incorpora-ção do resíduo com trinta dias de TRH (T30), situado na faixa de solo entre 60 e 90 cm. O menor valor (40 mgL-1) foi obtido após a incorporação da água residual com 120 dias de TRH, localizado entre 60 e 90 cm de profundidade (Tabelas 4 e 5).

Na estiagem os maiores valores de NTK foram veri-ficados entre 0 e 5 cm (230 mgL-1), após a utilização dos resíduos com trinta dias de TRH (T30), e os meno-res valores entre 0 e 5 cm (50 mgL-1), relacionado com a incorporação dos resíduos com noventa dias de TRH (T90) (Tabelas 4 e 5).

Em relação ao nitrato, as maiores concentrações

Tabela 4 - Valores das concentrações médias de Nitrato (NO3 - N) e Azoto Total Kjeldahl (NTK), expressos em kg.ha-1, nos solos

arenosos (ARN), argilosos (ARG) e médios (MD), na época das chuvas, em quatro profundidades (P), mensuradas em cm, e após a incorporação da água residual in natura (T0) e com trinta (T30), sessenta (T60), noventa (T90) e cento e vinte (T120) dias de reten-ção hidráulica.

SOLOS P (cm) NO3 – N

T0NTKT0

NO3 – N

T30NTKT30

NO3 – N

T60NTKT60

NO3 – N

T90NTKT90

NO3 – N

T120NTKT120

ARN 0-5 43,45a 105a 3,3a 210a 1,7a 50a 1,7a 55a 1,0a 135a

ARN 5-30 4,9b 195a 2,0a 205a 0,8a 100a 1,7a 70a 1,5a 185a

ARN 30-60 2,8b 65a 2,4a 100b 1,3a 55a 1,5a 60a 2,4a 200a

ARN 60-90 4,3b 120a 1,6a 230a 1,9a 70a 1,7a 90a 1,9a 40b

ARG 0-5 24c 210a 6,1b 405c 2,4a 360b 2,5a 345b 2,1a 510 c

ARG 5-30 5,85 b 310b 2,6a 370c 2,7a 375 b 3,4b 355b 2,4a 485 c

ARG 30-60 5,9 b 380b 3,3a 520d 4,2b 380 b 1,7a 390b 2,1a 370 c

ARG 60-90 12,7 d 230a 3,7a 320c 2,6a 440 b 2,3a 330b 3,7b 415 c

MD 0-5 13,1 d 85a 1,4a 325c 1,6a 150 a 1,5a 105a 1,8a 145a

MD 5-30 4,65 b 75a 1,6a 345c 2,4a 175 a 1,0a 100a 1,5a 70a

MD 30-60 2,4 b 150a 0,9a 265a 1,0a 105 a 1,3a 80a 1,2a 210a

MD 60-90 1,45 b 210a 1,6a 600d 2,0a 270 b 1,2a 90a 1,7a 140a


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foram observadas entre 0 e 5 cm, com valores de 43,45 mgL-1, nos solos que receberam simulação de chuva, e de 9 mgL-1, nos solos que receberam simulação de estiagem. Ressalta-se que estes valores foram obtidos após as incorporações dos resíduos in natura (T0) e com cento e vinte dias de TRH (T120), respectiva-mente (Tabelas 4 e 5).

Já as menores concentrações deste elemento foram notificadas entre 5 e 30 cm, em ambas simulações, com valores de 0,8 mgL-1, na época das chuvas, e de 4,0 mgL-1, na estiagem (Tabelas 4 e 5).

Valores de pHOs valores médios de pH, nas duas situações climá-

ticas e nas quatro profundidades, apresentaram valores semelhantes entre as amostras de solos incorporadas com as águas residuais in natura e após os quatro tempos de TRH. Os valores estavam entre 5,8 e 6,8 e 5,8 e 6,5 para os dois períodos, respectivamente (Tabe-las 2 e 3).

Solos Argilosos


As maiores concentrações de NTK foram observadas após as incorporações dos resíduos com sessenta (T60) e cento e vinte dias de TRH (T120), sendo verificadas entre 0 e 5 cm (480 mgL-1), na simulação da época da seca, e entre 30 e 60 cm (520 mgL-1), na simulação do período de chuva (Tabelas 4 e 5).

As menores concentrações de NTK foram verifica-das entre 0 e 5 cm (210 mgL-1), durante a simulação

de chuva, e entre 60 e 90 cm (200 mgL-1), na estiagem, sendo estes valores relacionados com as incorporações da água residual in natura (T0) (Tabelas 4 e 5).

As maiores concentrações de nitrato foram encontra-das entre 0 e 5 cm, relacionadas com a incorporação da água residual in natura e com os resíduos de cento e vinte dias de TRH (T120). Em ambos os casos os valo-res foram de 24 mgL-1 (Tabelas 4 e 5).

As menores concentrações de nitrato foram encon-tradas entre 30 e 60 cm, tanto nos solos incorporados com os resíduos de noventa dias de TRH (T90) como naqueles com a água residual in natura (T0), com valores de 1,7 mgL-1, nos solos com resíduos T90, e de 4,1 mgL-1, nos solos com resíduos T0 (Tabelas 4 e 5).


ticas e nas quatro profundidades, apresentaram valores semelhantes entre as amostras de solos incorporadas com as águas residuais in natura e após os quatro tempos de TRH. Os valores estavam entre 5,4 e 7,5 e 5,5 e 7,4 para os dois períodos, respectivamente (Tabe-las 2 e 3).

Solos Médios


As maiores concentrações de NTK foram observadas entre 60 e 90 cm (600 mgL-1), nos solos com simula-ção de chuva, e entre 0 e 5 cm (405 mgL-1), nos que receberam simulação de estiagem, estando relaciona-das com as incorporações dos resíduos com trinta dias

Tabela 5 - Valores das concentrações médias de Nitrato (NO3 - N) e Azoto Total Kjeldahl (NTK), expressos em kg.ha-1, nos solos

arenosos (ARN), argilosos (ARG) e médios (MD), na época da estiagem, em quatro profundidades (P), mensuradas em cm, e após a incorporação da água residual in natura (T0) e com trinta (T30), sessenta (T60), noventa (T90) e cento e vinte (T120) dias de reten-ção hidráulica.

SOLOS P (cm) NO3 – N

T0NTKT0

NO3 – N

T30NTKT30

NO3 – N

T60NTKT60

NO3 – N

T90NTKT90

NO3 – N

T120NTKT120

ARN 0-5 6,1a 140a 5,0a 310a 5,4a 55a 6,6a 50a 9,0a 120a

ARN 5-30 6,35a 135a 6,4a 240a 4,0a 70a 6,5a 95a 7,8a 65a

ARN 30-60 8,65a 170a 6,1a 220a 5,9a 60a 6,3a 70a 8,8a 55a

ARN 60-90 5,35a 120a 5,7a 220a 5,6a 80a 7,8a 125a 8,6a 100a

ARG 0-5 7,2 a 350b 8,2a 220a 11,6b 295b 12,1b 375b 24,0b 480b

ARG 5-30 7,4 a 450b 6,1a 350 a 7,5c 455 b 9,1 b 305 b 11,9b 435 b

ARG 30-60 4,1 b 435b 6,8a 330a 7,6c 440 b 12 b 330 b 13,0b 390 b

ARG 60-90 6,1 a 200a 8,6a 320 a 8,8c 430 b 6,4 a 330 b 13,8b 495 b

MD 0-5 1,0 c 140a 1,1b 405b 3,0d 90a 2,9 c 95a 5,8a 155a

MD 5-30 1,85 c 90 a 1,6b 125 c 2,2d 115a 3,6 c 110 a 5,9a 225 c

MD 30-60 2,0 c 80 a 2,4b 205 a 2,3d 100a 4,7 c 70 a 5,3a 165 c

MD 60-90 1,7 c 75 a 5,5a 240 a 2,0d 125a 3,4 c 85 a 6,1a 185 c


203


de TRH (T30) (Tabelas 4 e 5). As incorporações com resíduos de cento e vinte dias

de TRH (T120), na simulação da chuva, e com noventa dias de TRH (T90), na estiagem, resultaram nas meno-res concentrações de NTK, cujos valores foram de 70 mgL-1, em ambos os casos (Tabelas 4 e 5).

Os maiores valores de nitrato estiveram presentes nas camadas de 0 a 5 cm (13,1 mgL-1) e de 60 a 90 cm (6,1 mgL-1), nos solos que receberam a simulação da chuva e da estiagem, respectivamente. O primeiro valor foi obtido através da incorporação da água residual in natura (T0) e o segundo valor após as águas com cento e vinte dias de TRH (T120) (Tabelas 4 e 5).

Os valores mínimos de nitrato foram evidenciados nas faixas de 60 a 90 cm e de 0 a 5 cm, nos solos com simulação de chuva e estiagem, respectivamente. Os valores foram de 1,45 mgL-1 e de 0,9 mgL-1, ambos após a incorporação da água residual in natura (T0) (Tabelas 4 e 5).


ticas e nas quatro profundidades, apresentaram valores semelhantes entre amostras de solo incorporadas com as águas residuais in natura e após os quatro tempos de TRH. Os valores estavam entre 4,4 e 5,2 e 4,8 e 5,8 para os dois períodos, respectivamente (Tabelas 2 e 3).

Discussão

Tanque de armazenamentoSegundo Metcalf e Eddy (1991), os nutrientes mais

importantes para a agricultura são o azoto, o fósforo e, ocasionalmente, o potássio, zinco, boro e selênio.

As elevadas concentrações de NTK e os altos valores de pH, verificados nas águas residuais T120, em com-paração com as águas residuais in natura T0, podem estar correlacionadas com os processos de decomposi-ção aeróbia e anaeróbia e, subseqüente, mineralização da matéria orgânica caracterizando assim, uma água residual com potencial para a eutrofização, graças a presença exacerbada deste mineral, e favorecimento à floração de, por exemplo, algas no ambiente aquático.

O comportamento ascendente do nitrato, partindo de pequenas concentrações na água residual in natura, culminando com os maiores valores na água residual T60 e finalizando com diminuições evidentes nas águas residuais com T90 e T120, provavelmente, esteja ligado aos processos de nitrificação, desnitrificação e remoção de nitrogênio amoniacal.

Ressalta-se que os valores de NTK são semelhan-tes, porém com discreta diminuição nos dois últimos tempos de retenção hidráulica. Esta característica pode estar vinculada a uma evaporação da água contida no tanque de armazenamento, pois conforme a evidência de que 90% do NTK esteja na forma de azoto amo-niacal (Mikkelsen, 1997) e as afirmações de Sutton (1993), estocagens por longos períodos resultam em

menores quantidades de azoto orgânico e mais azoto amoniacal, entretanto, com o aumento do tempo de retenção, maiores quantidades de azoto amoniacal são volatilizadas para a atmosfera, resultando numa descida do azoto total. Fatores como pH, temperatura, tempo de retenção e turbulência da massa líquida são os principais contribuintes para a volatilização da amônia (Silva et al., 1991).

Pela legislação federal em vigor, resolução no 20 do Conselho Nacional do Meio Ambiente (Conama, 1986), os efluentes do tanque de armazenamento não cumpriram o padrão de emissão de ≤ 5 mgL-1 para o azoto. Este fato pode ser explicado pela não existên-cia de elevados graus de nitrificação nos efluentes das lagoas de estabilização, além da presença maciça de algas (Pivelli, 1998).

As concentrações de nitrito, nas águas residuais T90 e T120, atenderam os padrões limites de 1 mgL-1, esti-pulados pelo CONAMA (1986) para águas doces des-tinadas à irrigação de culturas e distribuídas nas classes 1, 2 ou 3. Todavia, ainda sob esta premissa legal, as concentrações de nitrato-azoto, nas águas residuais in natura e após os quatro tempos de TRH, excederam o limite máximo de 10 mgL-1.

PercoladosA remoção de nutrientes é devida ao contato da água

residual com a matriz do solo e à sua capacidade limite de adsorção. A temperatura, o potencial de oxirredução e o pH do sistema solo-planta são fatores que mais afetam as transformações químicas e biológicas no ambiente de tratamento.

A variação mínima encontrada nos valores de pH nos três tipos de percolados, provavelmente, foi conseqüência da existência do pH na faixa ótima de 6 a 9,5 (Fogassa et al., 1999a), para a aplicação de dejetos no solo, nas águas residuais provenientes do tanque de armazenamento.

Segundo Kanwar et al. (1995) e Shrestha et al. (1997) altas concentrações de nitrato em lixiviados podem estar associadas com os níveis de azoto destinados à aplicação, com o nível e tipo de fluxo da água e com a quantidade de oxigênio presente na coluna de solo.

Em adição, o nitrato no solo forma sais de alta solu-bilidade, além de ser pouco retido pelas partículas coloidais estando, portanto, sujeito a ser lixiviado com o movimento descendente da água de chuva ou da apli-cação de efluente (Fogassa et al., 1999b).

As elevadas concentrações de nitrito nos percolados dos solos arenosos, após as incorporações das águas residuais in natura e com trinta dias de TRH (T30), podem ser explicadas pelas afirmações de Taylor e Neal (1982). Estes autores preconizam que a oxidação dos compostos amoniacais em nitrito é mais enfática em solos de característica arenosa, onde a percolação pode atingir os lençóis freáticos em quantidade muito maior do que em solos argilosos. Por fim, eles enfa-

204


tizam que as minimizações das altas concentrações deste elemento podem ser obtidas através da vegetação e da diminuição das quantidades de azoto destinadas à incorporação.

Bastos (1999) salienta as reduzidas perdas por lixi-viação sofridas pelo nitrito, devido, principalmente, as baixas concentrações destes íons no solo. Este fato provavelmente explica as baixas concentrações de nitrito nos percolados, a partir das incorporações com as águas residuais com 60 dias de TRH (T60).

Tomando como base os padrões de 1 mgL-1 para nitrito e 10mgL-1 para nitrato nas águas destinadas à irrigação de culturas, as quais estão distribuídas nas classes 1, 2 e 3, conforme o CONAMA (1986), os per-colados dos três tipos de solos, após as incorporações das águas residuais T60, T90 e T120, conseguiram se enquadrar apenas em relação às concentrações de nitrito.

A aplicação das águas residuais no solo desencadeia a remoção do azoto por volatilização, desnitrificação ou lixiviação (Sutton, 1993). Todavia, as perdas por lixiviação de azoto são relativamente reduzidas, seja pela baixa concentração deste íon no solo ou, princi-palmente, pela sua fixação no solo (Bastos, 1999).

As pequenas concentrações de NTK reportadas nos percolados dos lisímetros do corrente experimento, e quando comparadas com as águas residuais in natura T0 e sob os quatros TRH, podem ter como causa a alta capacidade de troca catiônica (CTC) nos três tipos de solo (Tabela 1), impedindo assim a movimentação deste elemento pela coluna de solo (Ritter e Chirn-side, 1990). Todavia, estas pequenas concentrações, de acordo com o CONAMA (1986), encontram-se fora dos padrões de emissão para os corpos de água, cujo valor limite é ≤ 5 mgL-1, podendo, portanto contribuir para processos de eutrofização e floração de algas.

SolosCom a disposição das águas residuais nos solos, con-

segue-se não só a remoção de microrganismos indica-dores de poluição fecal, a custos muito menores, como a utilização dos nutrientes como fertilizantes e o reuso da água.

A característica física e a presença dos diferentes sais nos solos conferem aos mesmos os valores do pH que em solos normais estão entre 4 e 7 (Fogassa et al., 1999a), valores estes encontrados nos solos sem a incorporação das águas residuais in natura T0 e das águas residuais T30, T60, T90 e T120 (Tabela 1).

A incorporação da matéria orgânica no solo favorece a formação de húmus, cuja elevada CTC confere uma alta capacidade de tamponamento, ou seja, resistência à alteração de pH (Bastos, 1999). Esta capacidade de tamponamento talvez justifique a pouca variação nos valores de pH dos solos (Tabelas 2 e 3) submetidos às incorporações das águas residuais in natura T0 e das águas residuais sob os quatros TRH, quando compara-dos com os valores de pH (Tabela 1) nos solos sem a

matéria orgânica incorporada. Com o emprego das águas residuais in natura T0 e

das águas residuais sob os quatros TRH, o azoto-orgâ-nico foi transformado em formas minerais, através da ação dos microrganismos do solo e durante um pro-cesso denominado mineralização.

A maior parte do azoto-mineral, conforme Smith e Schroeder (1983), pode ter sido lixiviado e volatilizado na forma de N

2 e/ou amônia gasosa (NH

3). Todavia,

acredita-se que parte desta amônia pôde ser volatili-zada apenas nos solos argilosos, pois eles possuíam as condições de pH necessárias (Tabelas 2 e 3), descritas por Campos et al. (1999), para este processo de remo-ção, ou seja, valores de pH acima de 7,0.

O restante da amônia, possivelmente, foi combinado com a água, ácido carbônico e com outros ácidos dos solos, formando íon amoníaco, o qual dentre vários caminhos, expostos por Bastos (1999), pode ter sido convertido a nitrato, via nitrificação.

Dentre os três tipos de solo, os argilosos apresenta-ram as maiores concentrações de NTK (Tabelas 4 e 5), com os valores significativos estatisticamente (p<0,05), nas épocas de estiagem, para os cinco tempos de TRH, e nas épocas de chuvas, quando relacionados com as incorporações das águas residuais T60 e T120. Este fato pode ser relacionado com a afirmação de Bastos (1999), que descreve os solos de textura mais fina (argilosos) como os possuidores das maiores concen-trações de NTK, devido a sua maior capacidade de retenção de umidade e da combinação de sua porção mineral com a matéria orgânica.

Apesar do NTK e da matéria orgânica, na maioria dos solos, concentrarem-se nas camadas superiores, a simulação pluviométrica e a movimentação descen-dente da água na coluna de solo podem ter provocado as maiores concentrações do NTK nas camadas mais inferiores, como visualizado nos solos argilosos e médios (Tabelas 4 e 5).

As altas concentrações de nitrato, principalmente nos três solos da época de estiagem e nos solos argilosos da época das chuvas (Tabelas 4 e 5), podem ter relação indireta com as grandes perdas deste elemento através da lixiviação (Fogassa et al., 1999b). Em adição, Raij et al. (1987) afirmam que a concentração de nitrato-azoto é mais elevada em épocas de estiagem, do que em épocas de chuva.

Condições de ausência de oxigênio no solo possibi-litam as bactérias anaeróbias fermentarem a matéria orgânica, utilizando os nitrato como aceptores de elé-trons, reduzindo-os então até a forma de N

2 (Bastos,

1999). Esta afirmação, possivelmente, justifica as pequenas concentrações de nitrato encontradas nos solos médios e, numa segunda estância, nos arenosos (Tabelas 4 e 5). Todavia, independente do tempo de retenção hidráulica, não houve diferença estatística (p>0,05), em relação aos resultados de nitrato, para os três tipos de solos, tanto nas épocas de chuvas como nas épocas de seca.

205


A retenção da água residual seguida da aplicação no solo, se efetuada de maneira adequada, é uma fer-ramenta eficiente para minimizar o efeito poluente da água residual da suinicultura, vide as reduções obser-vadas nas concentrações de nitrito nas águas residuais do tanque de armazenamento. Todavia, o pré-trata-mento no tanque de armazenamento não foi eficiente na redução das concentrações de azoto e nitrato, com vistas a atender as exigências de emissão de efluentes e de reuso da água em culturas, estabelecidas pelas legislações ambientais brasileiras. Em consonância, a incorporação no solo beneficiou os percolados dos três tipos de solos, apenas em relação à redução dos níveis de nitrito, até os padrões exigidos pela Organização Mundial de Saúde, mantendo as concentrações de azoto e nitrato, nos três tipos de percolados, acima dos padrões estabelecidos pelas legislações.

As elevadas concentrações de azoto e nitrato foram observadas nos solos argilosos, quando comparados com os solos arenosos e médios, destacando a efici-ência do solo argiloso, neste sistema de tratamento, e a contribuição deste para a melhoria dos níveis de fertilidade e da diminuição do potencial eutrofizante e poluidor destas águas residuais ao ambiente.

Salienta-se que estes resultados refletem uma rea-lidade laboratorial, que por si só é limitada, pois as condições ambientais foram manipuladas. Há pois, a necessidade de pesquisas mais condizentes com a rea-lidade física e química de um ambiente natural lesado em seu equilíbrio.

Agradecimentos

Agradecemos à Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo (FAPESP) pela concessão de bolsa de mestrado e dos recursos financeiros para a execução deste trabalho.

Bibliografia

APHA (1992). Standard methods for the examination of water and wastewater. 17 ed. American Public Health Association. Washington, 1219p.

Bastos, R. K. X. (1999). Utilização agrícola de esgotos sanitários. São Paulo: ABES, 84p.

Bruning - Fann, C., Kaneene, J. B., Miller, R. A., Gardner, I., John-son, R., Ross, F. (1994). The use of epidemiological concepts and techniques to discern factors associated with the nitrate concentration of well water on swine farms in the USA. The Science of the Total Environment, 153, 85 - 96.

Campos, J. R., Aisse, M. M., Chernicharo, C. A. L., Van Haandel, A., Monteggia, L. O., Melo, H. N. De Souza, Filho, B. C., Sobrinho, P. A., Kato, M. T. (1999). Tratamento de esgotos sanitários por processo anaeróbio e disposição controlada no solo. Rio de Janeiro: Abes, 464 p.

CONAMA (1986). Padrões de qualidade para os parâmetros monitorados na rede de monitoramento, segundo Resolução 20/86. Conselho Nacional Do Meio Ambiente. Disponível em: http://www.cetesb.sp.gov.br/qualidadederios/anexo2. Acesso em: 19/07/2001.

Corwin, D. L. (2000). Evaluation of a simple lysimeter-desing modification to minimize sidewall flow. Journal of Contami-nant Hydrology, 42, 35-49.

Corwin, D. L., LeMert, R. D. (1994). Construction and evalu-ation of na inexpensive weighing lysimeter for studying contaminant transport. Journal of Contaminant Hydrology, 15, 107-123.

Dartora, V., Perdomo, C. C., Tumelero, I. L. (1998). Manejo de dejetos de suínos. Concórdia: EMBRAPA –CNPSA e EMATER-RS, 41p. (Circular técnica, ano 7, no 11).

Day, P.R. (1965). Particle fracionation and particle - size analy-sis. In: BLACK, C.A. Methods of soil analysis. Madison: American Society of Agronomy. 1(43), 545-567. (ASA. Agronomy, 9).

Ferreira, F. L. (2001). Eficiência de um sistema integrado de biodigestão na redução da carga poluidora de águas residuais de suinicultura. 69 f. Tese (Mestrado na área de Medicina Veterinária) – Faculdade de Ciências Agrárias e Veterinárias, Universidade Estadual Paulista, Jaboticabal.

Fogassa, B. C., Chernicharo, C. A. L., Neto, C. O. De A., Nour, E. A., Andreoli, F. De N., Souza, H. N., Monteggia, L. O., Von Sperling, M., Filho, M. L., Aisse, M. M., Figueiredo, R. F., Stefanutti, R. (1999a). Bases conceituais da disposição controlada de águas residuais no solo. In: Tratamento de esgotos sanitários por processo anaeróbio e disposição controlada no solo. Ed. Campos, J. R., Aisse, M. M., Chernicharo, C. A. L., Van Haandel, A., Monteggia, L. O., Melo, H. N. De Souza, Filho, B. C., Sobrinho, P. A., Kato, M. T. Rio de Janeiro: ABES, p.321-356.

Fogassa, B. C., Chernicharo, C. A. L., Neto, C. O. De A., Nour, E. A., Andreoli, F. De N., Souza, H. N., Monteggia, L. O., Von Sperling, M., Filho, M. L., Aisse, M. M., Figueiredo, R. F., Stefanutti, R. (1999b). Tecnologia do tratamento de águas residuais no solo: infiltração rápida, irrigação e escoamento superficial. In: Tratamento de esgotos sanitários por processo anaeróbio e disposição controlada no solo. Ed. Campos, J. R., Aisse, M. M., Chernicharo, C. A. L., Van Haandel, A., Monteggia, L. O., Melo, H. N. De Souza, Filho, B. C., Sobrinho, P. A., Kato, M. T. Rio de Janeiro: ABES, p. 357-408.

Forman, D., Al - Dabbagh, S., Doll, R. (1985). Nitrates, nitrites and gastric cancer in Great Britain. Nature, 313, 620 - 625.

Hach (1991). SpectropHotometer Handbook, Hach Company. Dr/2000. Loveland, 561p.

Kanwar, R. S., Karlen, D. L., Camberdella, C., Cruse, R. M. (1995). Swine manure and N-management systems: impact on groundwater quality. In: Clean Water – Clean Environ-ment – 21st Century, Team Agriculture – Working To Protect Water Resoucers, 2., 1995, Missouri. Proceedings..., Mis-souri: ASAE, p.91-94.

L’Herroux, L., L’Herroux, S. L., Appriou, P., Martinez, J. (1997). Behaviour of metals following intensive pig slurry applica-tions to a natural field treatment process in Brittany (France). Environmental Pollution, 97 (1-2), 119 - 130.

Metcalf e Eddy, Inc (1991). Wastewater engineering: treatment disposal and reuse. 3. ed. New York: McGraw-Hill. 1334p.

Mikkelsen, R. L. (1997). Agricultural and environmental issues in the management of swine waste. Raleigh: American Chemical Society. p.110-119.

Miranda, C. R. (1999). Suinicultura sustentável: a suinicultura no oeste catarinense e o desenvolvimento sustentável. Concórdia: EMBRAPA -CNPSA. 4p. (Circular técnica).

Pivelli, R. P. (1998). Qualidade das águas. São Paulo: Faculdade de Saúde Pública da USP, 1998. 217p.

Raij, B. Van, Zullo, M. A. T. (1977). Métodos de análise do solo. Campinas: Instituto Agronômico. 16p. (IAC. Circular, 63).

Raij, B. Van., Quaggioo, J. A., Cantarella, H., Ferreira, M. E., Lopes, A. S., Bataglia, O. C. (1987). Análise química do solo para fins de fertilidade.

206


Campinas: Fundação Cargil, 1987. 170p.Ritter, W. F., Chirnside, A. E. M. (1990). Impact of animal waste

lagoons on ground-water quality. Biological Wastes, 34 (1), 39-54.

Shrestha, S., Kanwar, R. S., Cambardella, C., Moorman, T. B., Loynachan, T. E. (1997). Effect of swine manure applica-tion on nitrogen and bacterial leaching through repacked soil columns. In: Asae Annual International Meeting, 1997, Min-nesota. Paper...St JosepH: American Society of Agricultural Engineers, 20p.

Silva, S. A., Oliveira, R. De, Mara, D. D. (1991). Lagoas de estabilização profundas II: remoção de nutrientes. In: Congresso Brasileiro De Engenharia Sanitária E Ambiental, 16., 1991, Goiânia. Anais...Rio de Janeiro: ABES, p.356-368.

Smith, R. G., Schroeder, E. D. (1983). Physical desing of overland flow systems. Journal of Water Pollution Control Federation, 55 (3), 255-260.

Stell, R. G. D., Torrie, J. H. (1960). Principles and procedures of statistics. New York: Mc Graw, 481p.

Sutton, A. L. (1993). Proper animal manure utilization. Journal of Soil and Water Conservation: Nutrient Management Special Supplement. p.65-70.

Taylor, G.L., Neal, L. A. (1982). Land treatment of waste as na industrial siting advantage. In: INDUSTRIAL WASTE CONFERENCE, 37., 1982, Purdue. Proceedings...Purdue University, p.233-238.

WHO (1989). Health guidelines for tehe use of wastewater in agriculture and aquaculture. World Health Organization Geneva.. Technical Report Series, n. 778.

ocorrência das formas de azoto nas águas residuais de ... · residuais de suinicultura,...

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