relatÓrio de pesquisa lodo de ete da empresa de...

Governo do Estado de Santa Catarina Secretaria de Estado da Agricultura e da Pesca

Empresa de Pesquisa Agropecuária e Extensão Rural de Santa Catarina S.A.

RELATÓRIO DE PESQUISA

LODO DE ETE DA EMPRESA DE RECICLAGEM DE PAPEL ABBASPEL COMO

INSUMO PARA A NEUTRALIZAÇÃO DA ACIDEZ DO SOLO.

ESTUDO DE INCUBAÇÃO EM SOLO

RESPONSÁVEL:

Eng. Agr. M.Sc. José Alfredo da Fonseca

Canoinhas, 15 março de 2013.



APRESENTAÇÃO

O presente relatório apresenta os resultados de experimentação com lodo de

estação de tratamento de efluentes da indústria Abbaspel, visando testar a hipótese

de que o lodo é eficaz para a neutralização da acidez do solo, além de influenciar

outros atributos desse mesmo solo.

O resíduo e sua aplicação com o viés agronômico é fruto do esforço da

Empresa no sentido de adequar o seu passivo ambiental, por um lado, e de outro,

do interesse do Estado em gerar tecnologias aplicáveis pelo setor rural com ganhos

técnicos, econômicos e ambientais para a sociedade. Assim, essa parceria

Epagri/Abbaspel é uma iniciativa de integração dos setores produtivos do Território

do Planalto Norte Catarinense visando perenizar as pessoas e as instituições.

Canoinhas, 15 de março de 2013.

Eng. Agr. M.Sc. José Alfredo da Fonseca CREA 6242-3 Epagri - Estação Experimental de Canoinhas



INTRODUÇÃO

O desenvolvimento sustentável pressupõe equilíbrio duradouro, o que remete

para a necessidade de gerenciar adequadamente todas as variáveis envolvidas em

qualquer ambiente. Dessas, o gerenciamento adequado dos resíduos, passivos

ambientais, são de grande importância, pois podem interferir em equilíbrios

sensíveis.

O Planalto Norte Catarinense tem nos produtos oriundos da produção e da

reciclagem de papel importante componente para a construção do seu PIB. O setor

integra um contingente expressivo de pessoal técnico e de mão de obra no território,

ao mesmo tempo em que explora os recursos naturais desse mesmo território.

Um dos objetivos da reciclagem de materiais é reduzir a contaminação

ambiental proveniente de resíduos gerados pela humanidade. A transformação ou a

reciclagem de papel em novos produtos a serem comercializados como, por

exemplo, papel higiênico e papel toalha, gera resíduos, também denominados de

lodo de ETE. A produção desse resíduo ocorre a partir da perda de fibra de celulose

e, principalmente, da remoção da carga mineral contida nas aparas de papel durante

o processo de reciclagem. O lodo de aparas apresenta características de uma

massa fibrosa de cor acinzentada, sendo classificado como um resíduo de classe IIA

não inerte (ABNT, 2004). Mais recentemente as empresas vêm buscando

alternativas de descarte deste resíduo, com o intuito de evitar passivos ambientais.

Uma alternativa de disposição deste resíduo é a alocação em aterros sanitários.

Todavia, esta estratégia possui custo elevado. Em adição, este resíduo apresenta

baixa capacidade de drenagem de água, o que praticamente inviabiliza a utilização

de aterros para disposição deste produto. Entre as alternativas estudadas, a



disposição no solo visando a adequação do pH do solo às culturas tem merecido

atenção cada vez maior (Fierro et al., 1999; Nemati et al., 2000; Foley &

Cooperband, 2002).

No resíduo gerado pelo processo de reciclagem ocorre a presença de

compostos que podem servir como corretivos da acidez do solo, principalmente,

óxidos de cálcio (CaO) e de magnésio (MgO). Além disso, a aplicação deste resíduo

ao solo pode elevar os níveis de fósforo (P) no solo, macronutriente essencial às

plantas e que, em geral, se apresenta em baixos teores nos solos da região Sul do

Brasil.

Enfatiza-se que estes resíduos também apresentam em sua constituição

elementos que, potencialmente, podem causar danos ao ambiente, tais como:

Chumbo (Pb), Cádmio (Cd), Cromo (Cr), Níquel (Ni) e Mercúrio (Hg), entre outros.

Estes metais pesados provêm da tinta contida nas aparas utilizadas no processo

industrial. O acúmulo de metais pesados em solos agrícolas, devido a aplicações

sucessivas de resíduo, é o aspecto que causa maior preocupação com relação à

segurança ambiental necessária para viabilização desta prática. Os metais pesados

podem expressar seu potencial poluente diretamente nos organismos do solo, pela

disponibilidade às plantas em níveis tóxicos, além da possibilidade de transferência

para a cadeia alimentar por meio das próprias plantas ou pela contaminação das

águas de superfície e subsuperfície (Chang et al., 1987; Oliveira e Matiazzo, 2001).

Assim, é necessário verificar os efeitos do uso desses resíduos sobre a elevação

dos níveis desses elementos no solo e nos produtos colhidos.

Trabalhos de pesquisa já foram realizados para verificar as variações nas

características químicas do solo decorrentes da aplicação de resíduos de fábrica de

celulose (Suzuki et al., 1991; Fonseca et al., 2012), resíduo siderúrgico (Prado &



Fernandes, 2000), resíduos de curtume e carbonífero (Ferreira et al., 2003) e lodo

de esgoto (Anjos & Mattiazzo, 2000; Borges & Coutinho, 2004; Nascimento et al.,

2004).

Em que pese a potencialidade do produto, a sua adequação aos critérios

ambientais lhe é exigida, o que aponta para a necessidade de avaliações

criteriosas, sob crivo de metodologias de pesquisa, que avaliem sua eficácia e

sua probidade ambiental.

A hipótese de estudo do presente trabalho foi de que o produto possui

propriedades que o credencia como insumo neutralizador da acidez e fertilizante do

solo e não altera, significativamente, o nível de metais pesados no solo.

O objetivo foi obter e avaliar indicadores relativos a acidez do solo e de

variáveis correlacionadas a ela, dos nutrientes essenciais às plantas e dos principais

metais pesados que ocorrem no solo após aplicação do lodo.



MATERIAIS E MÉTODOS

O experimento foi conduzido no período de maio a julho de 2012, em casa de

vegetação localizada na estação experimental da Epagri, em Canoinhas-SC, e

constou da incubação do lodo de ETE (LETE) em solo coletado na camada de 0-

20cm de um Nitossolo Háplico contendo as características químicas demonstradas

na tabela 1.

Tabela 1 – Atributos químicos do solo incubado. Canoinhas - SC, 2012.

pH H2O Índice SMP

P mg/dm³

K mg/dm³

MOS g/dm3

Al cmolc/dm³

Ca cmolc/dm³

Mg cmolc/dm³

4,7 5,1 5,2 66 47 2,5 2,7 1,8

H+Al cmolc/dm³

CTC pH 7.0

cmolc/dm³

Al (valor m)

% Saturação na CTC a pH 7.0

Relações

Bases K Ca Mg Ca/Mg Ca/K Mg/K

10,9 15,6 35 30 1,1 17,3 11,6 1,5 15,9 10,6

*P-fósforo, K-potássio, MOS-materia orgânica do solo, Ca-cálcio, Mg-magnesio, H+Al-hidrogênio+alumínio, CTC-capacidade de troca de cátions, valor m- saturação da CTCefetiva por Al, Bases-Ca+Mg+K.

O delineamento experimental utilizado foi o inteiramente casualizado com 8

tratamentos e 4 repetições. Os tratamentos constaram das seguintes doses do

LETE: 1) 0 t/ha; 2) 40 t/ha; 3) 80 t/ha; 4) 120 t/ha; 5) 200 t/ha; 6) 320 t/ha; e 7) 480

t/ha, correspondendo, respectivamente, a 0%, 50%, 100%, 150%, 250%, 400% e

600%, da quantidade recomendada pelo índice SMP (ISMP) para a elevação do pH

do solo à 6,5 (CQFS–RS/SC, 2004). Para termos comparativos, foi constituído um

tratamento com um calcário dolomítico (CD) comumente usado na região, na dose

correspondente a 100% da recomendação para a elevação do pH a 6,5, pelo ISMP.

As características químicas medias do lodo de ETE utilizado no experimento estão

listadas na tabela 2.



Cada unidade experimental constou de 6Kg do solo peneirado em

peneira com malha de 8mm. Os tratamentos foram adicionados ao solo e,

imediatamente, homogeneizados. Tendo vista os altos volumes a serem aplicados,

houve necessidade de prévia mistura do lodo com água, a fim de obter-se

distribuição uniforme do produto.

Tabela 2. Características químicas do lodo de estação de tratamento de efluentes.

DETERMINAÇÃO UNIDADE QUANTIDADE

Umidade 65°C (desidratação) g/1000g 680,7

Densidade (picnômetro) g/cm3 0,88

Densidade (base seca – picnômetro) g/cm3 0,5

pH (CaCl2) 7,4

Fósforo total (gravimetria) g/1000g 1,6

Potássio (HNO3+HClO4) g/1000g 0,5

Cálcio (HNO3+HClO4) g/1000g 166,6

Magnésio (HNO3+HClO4) g/1000g 1,7

Enxofre (HNO3+HClO4 - turbidimetria) g/1000g 0,1

Zinco (HNO3+HClO4) mg/Kg 314

Cobre (HNO3+HClO4) mg/Kg 48,24

Boro (titulação potenciométrica) mg/Kg 0

Manganês (HNO3+HClO4) mg/Kg 20,14

Ferro (HNO3+HClO4) g/1000g 1,1

Alumínio (HNO3+HClO4) g/1000g 8,1

Cádmio (EPA 3051) mg/Kg <LQ

Chumbo (EPA 3051) mg/Kg 19,82

Cromo (EPA 3051) mg/Kg 4,9

Níquel (EPA 3051) mg/Kg <LQ

Mercúrio (EPA 1631, 245.7) mg/Kg <LQ

Arsênio (EPA 3051) mg/Kg <LQ

Selênio (EPA 6010) mg/Kg <LQ

Óxido de Cálcio (cálculo) g/1000g 234,6

Óxido de Magnésio (cáculo) g/1000g 2,8

Poder de Neutralização (titulação pot.) % 35,63

*IBRA – Instituto Brasileiro de Análise.

Em seguida as misturas solo/tratamentos foram colocadas em sacos plásticos

escuros mantidos parcialmente abertos visando permitir trocas gasosas. Para a



incubação do produto as amostras receberam uma quantidade de água

correspondente a 30% do seu peso. Este nível de umidade foi mantido durante toda

a fase experimental de incubação do produto.

Após 90 dias foram coletadas amostras de solo de cada parcela e enviadas

para a Universidade Federal do Rio Grande do Sul para análise dos atributos: pH em

água (1:1); H+Al (acidez potencial-tampão SMP); teores de fósforo (P) e potássio (K)

(Mehlich I); alumínio (Al), cálcio (Ca), magnésio (Mg), manganês (Mn) e sódio (Na)

trocáveis (KCl 1mol L-1); matéria orgânica do solo (MOS) (digestão úmida); enxofre

(S) (CaHPO4 500 mg L-1 de P); zinco (Zn) e cobre (Cu) (HCl 0,1 mol L-1); boro (B)

(água quente); cádmio (Cd), chumbo (Pb), níquel (Ni), cromo (Cr), molibdênio (Mo),

selênio (Se), cobalto (Co) e arsênio (As) (EPA 3050/ICP-OES); e para os teores de

Hg, o método EPA 7471 A/vapor frio (USEPA, 1986).

Foram calculadas ainda as relações Ca/Mg; Ca/K; Mg/K; CTC; saturação da

CTC por bases (V%) e saturação da CTC por alumínio (m%).

Os dados coletados foram analisados estatisticamente por meio de análise de

variância e teste F. Os indicadores que apresentaram diferenças significativas entre

tratamentos a 5 % de probabilidade foram submetidos a análise de regressão,

selecionando-se o modelo com o melhor ajuste aos dados analisados.



RESULTADOS E DISCUSSÃO

O teor de argila avaliado diminuiu conforme aumentaram as quantidades de

LETE aplicadas (Figura 1). Entretanto, não foram observadas diferenças entre

tratamentos até quantidades aplicadas equivalentes a 100% da recomendação pelo

ISMP. Os valores observados até essas quantidades aplicadas foram semelhantes

aquele obtido pela aplicação da dose recomendada de CD.

Quantidades de LETE aplicadas - t/ha

0 200 400 600

Teor

es d

e ar

gila

no

solo

- %

25

30

35

40

45

50

55

60

O aumento do pH do solo pela aplicação dos tratamentos, aumentando as

cargas negativas no solo, contribui para a dispersão das argilas. Assim, esse

poderia ser um dos efeitos observados nesse estudo. Entretanto, a alta

concentração de cátions di (Ca) e trivalentes (Al e Fe), além do alto conteúdo em

matéria orgânica (M.O.) presentes no material, trabalham no sentido inverso, ou

seja, tem ação agregante no solo. Nesse caso, aparentemente, o efeito dos altos

teores de sais preponderaram, possivelmente, através da ocupação das cargas

negativas geradas, cumprindo, a partir daí, a função de elo de agregação entre

partículas, o que favorece a floculação (Raij, 2008). Observe-se que o efeito vai no

Figura 1 – Evolução dos teores de argila do solo pela aplicação de LETE (●) e CD (○).

Canoinhas, 2013.

R2 = 0,93

Y = 25,6279 + 31,3810*exp (-0,0072*X)



sentido da agregação em detrimento da dispersão, o que é positivo. Contudo, até a

dose máxima recomendada, 80t/ha, as diferenças não foram significativas.

Na figura 2 estão apresentados os resultados referentes aos efeitos do

LETE e do CD sobre o pH do solo, três meses após incubação.

Quantidades de LETE aplicadas - t/ha.

0 200 400 600

pHH

2O d

o so

lo

4,5

5,0

5,5

6,0

6,5

7,0

7,5

8,0

Observa-se que a aplicação de 63,8t/ha do LETE foi suficiente para elevar o

pH em água do solo a 6,5, o que era esperado pela aplicação de 80t/ha pela

recomendação do ISMP (CQFS RS/SC, 2004). Já, pela aplicação dessa última

quantidade, o pH alcançou valores em torno de 6,8 e pela aplicação do CD, 5,7.

Portanto, verificou-se alta eficácia do produto na elevação do pH. Fonseca et al.

(2012) trabalhando com resíduos de indústria de celulose observaram

comportamento semelhante, atribuindo como uma das possíveis causas para tal

comportamento a natureza do resíduo, produto de reações químicas durante

processo fabril, que lhe confere maior produto solubilidade comparativamente ao

CD, oriundo de rocha. Há que se considerar, entretanto, que para a aplicação e

avaliação da capacidade de neutralização da acidez do solo do LETE, houve

Figura 2 – Evolução pHH2O do solo pela aplicação de LETE (●) e CD (○). Canoinhas, 2013.

R2 = 0,99

Y = 4,6630+3,0585*(1-exp(-0,0146*X))



necessidade de fazer-se a mistura desse com água, dado ao grande volume

aplicado e a necessidade de distribuição homogênea, o que, certamente, favoreceu

a rápida ação do produto. Entretanto, fica caracterizada a capacidade intrínseca do

produto quanto a sua capacidade de neutralizar a acidez quando solubilizado, por

ocasião de aplicação do mesmo no solo. Infere-se também, que a velocidade de

ação do LETE na forma sólida quando aplicada ao solo natural, provavelmente, não

seja a mesma, sendo os resultados obtidos em maior espaço de tempo, porém não

superior ao calcário (Balbinot et al., 2010). As observações a serem feitas em

experimentos implantados no ambiente real de produção, já em curso, serão

balizadores para o afinamento dessas observações.

A alta correlação existente entre o pH, o teor de alumínio (Al), a acidez

potencial (H+Al) e a saturação por bases (V%) no solo ficou demonstrada pelos

dados observados nesse experimento (Figuras 3a, 3b, 3c e 3d).

Apesar dos teores de Al contidos no LETE, houve drástica redução dos teores

desse metal no solo pela aplicação do lodo. Os dados obtidos revelam a mesma

efetividade do LETE, comparativamente ao CD (Figura 3b).

A presença de Al3+ em teores altos na solução do solo, além de ser tóxico à

maioria das plantas, pode interferir na disponibilidade de outros nutrientes. Porém,

quando o pH do solo, determinado em água, atinge valores próximos a 5,5, o Al3+ é

reduzido a, praticamente, zero (Souza et al., 2007), fato ratificado pelos dados

obtidos nesse trabalho. A precipitação do Al como gibsita já é conhecimento de

domínio. Além disso, no presente estudo, o efeito floculante observado pela

aplicação do LETE, sugere a possibilidade do envolvimento do Al em complexos

organo-minerais e nas estruturas do solo agregado, reforçando a diminuição da

solubilidade do cátion.




0 200 400 600

pH

H2O

do

so

lo

4,5

5,0

5,5

6,0

6,5

7,0

7,5

8,0


0 200 400 600

Te

ore

s d

e A

l no s

olo

- c

mol c

/dm

3

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0


0 200 400 600

Te

ore

s d

e H

+A

l n

o s

olo

- c

mo

l c/d

m3

0

2

4

6

8

10

12

Quantidades do LETE aplicadas - t/ha.

0 200 400 600

Sa

tura

ção d

e b

ases d

o s

olo

- %

30

40

50

60

70

80

90

100

A saturação da CTC do solo por bases atingiu 79% com a aplicação do

equivalente a 50% do ISMP (Figura 3d).

Valores de saturação por bases da CTC do solo próximas a 70% atendem as

necessidades da maioria das espécies cultivadas (CQFS–RS/SC, 2004). Esse valor

foi atingido com a aplicação de apenas 37% da recomendação. A aplicação do CD

na dose recomendada elevou a saturação de bases do solo a 81%. Evidencia-se,

portanto, que o LETE concorre para a obtenção de ambiente químico do solo

desejável para os cultivos com provável redução das quantidades de equivalentes

químicos aplicadas.

Figura 3 – Evolução do pHH2O (a), dos teores de Al trocável (b), do H+Al (c) e da

saturação por bases (d) no solo pela aplicação de LETE (○) e CD (●). Canoinhas,

2013.

R2=0,99 Y=4,6630+3,0585(1-exp(-0,0146*X))

R2=0,95 Y=1,8200*exp(-0,3436*X)

R2=0,99 Y=1,1146+10,0808*exp(-0,0347*X)

R2=0,99 Y=35,0554+60,7124*(1-exp(-0,0331*X))

a) b)

c) d)



Pela composição do LETE, material calcítico, a sua aplicação interfere em

relações de equilíbrio entre nutrientes importantes no solo que podem, por sua vez,

interferir na eficiência nutritiva das plantas, para além daquelas decorrentes da

reação do solo. As relações Ca/Mg, Ca/K e Mg/K são afetadas nesse contexto,

necessitando que se lhes avaliem.

Os teores de Ca, como esperado, foram fortemente afetados pela aplicação

do LETE, chegando a atingir 15,6cmolc/dm3 com a aplicação da quantidade

equivalente a 100% do ISMP. Já os teores de Mg, diminuíram na medida do

aumento das quantidades aplicadas (Figura 4a).

Essa última constatação não se constituí em fato esperado para esses casos.

Esperava-se a não alteração ou um pequeno aumento dos teores de Mg no solo,

tendo em vista haver no LETE pequenas quantidade de MgO. Teoricamente, duas

das possíveis causas que podem estar envolvidas nesse fenômeno são: primeiro, a

precipitação do Mg, mais instável do que o Ca, com ânions advindos da dissolução

do LETE e, segundo, eventuais substituições de cátions em nível estrutural de

minerais do tipo 2:1 eventualmente presentes no Nitossolo Háplico utilizado no

experimento, envolvendo o Mg. Embora haja baixa probabilidade de os solos

tropicais conterem esse tipo de mineral em quantidades significativas, Silva et al.

(1995) observaram a presença de micas em Latossolos do Estado do Paraná e

demonstraram a ocorrência da liberação de K dos mesmos para o solo. Contudo,

essas são considerações teóricas, já que no âmbito de avaliação do presente

trabalho não foram possíveis tais determinações.

Nesse contexto a relação Ca/Mg (Figura 4b) sofreu elevações consistentes,

atingindo valores próximos àqueles considerados como limites superiores

adequados para a relação. Pela aplicação do CD o valor da relação foi 1,18, valor



situado abaixo daqueles de solos nativos, e igual aquele da testemunha (solo já

trabalhado).


0 200 400 600

Teore

s n

o s

olo

- c

mol c

/dm

3

0

5

10

15

20

25

30

35


0 200 400 600

Re

lação

Ca

/Mg n

o s

olo

0

5

10

15

20

25

30

35


0 200 400 600

Re

laçã

o C

a/K

do

so

lo

0

10

20

30

40

50

60

70

80


0 200 400 600

Rela

ção M

g/K

no s

olo

0

2

4

6

8

10

12

14

A relação Ca/K também cresceu substancialmente (Figura 4c), sobretudo pelo

grande aumento dos teores de Ca ao solo pelo LETE. Assim, a relação seguiu a

lógica esperada a partir da composição do LETE. Com a aplicação do CD a relação

atingiu valores de 15,1, enquanto que pela aplicação do LETE chegaram a 38,

quando aplicadas quantidades equivalentes a 100% da recomendação.

A relação Mg/K variou proporcionalmente a variação dos teores de Mg

adicionados e disponibilizados no solo (Figura 4d). Pela aplicação do CD obteve-se

valor de 13 enquanto que pela aplicação do LETE, 4,5, quando aplicados 100% das

Figura 4 – Evolução dos teores de Ca-LETE (●), Ca-CD (▼), Mg-LETE (○) e Mg-CD (∆)(a), e

das relações Ca/Mg (b), Ca/K (c), da Mg/K (d) no solo pela aplicação de LETE (●) e CD (○).

Canoinhas 2013.

R2 = 0,99 Y = 2,9863+29,8864*(1-exp(-0,0077*X))

R2 = 0,68 Y=2,2370-0,0026X

R2=0,94 Y=36,9772*(1-exp(-0,0031*X))

R2=0,99 Y=5,9416+69,9411*(1-exp(-0,0080*X))

R2 = 0,78 Y=4,8762-0,0051X

a) b)

c) d)



quantidades recomendadas de ambos os produtos. A testemunha sem aplicação de

corretivos apresentou um valor igual a 5.

Do ponto de vista de aplicação corrente do LETE (material calcítico), fica claro

pelas relações entre os nutrientes observadas, e mesmo pela concentração

individual dos mesmos, que o seu uso deve ser orientado considerando essa

especificidade fundamental a fim de preservar esses equilíbrios do solo, embora,

atualmente, muitos autores relativizem a importância das relações Ca/Mg, Ca/K e

Mg/K em detrimento dos adequados teores desses nutrientes no solo (Oliveira e

Parra, 2003; CQFS–RS/SC, 2004; Souza et al., 2007).

Pelas quantidades de LETE aplicadas ao solo poder-se-ia incorporar ao

mesmo, teoricamente, 64mg/dm3 de P total pela aplicação de 100% da

recomendação pelo ISMP. Entretanto, o P disponível situou-se no entorno de

3,9mg/dm3 nessa situação (Figura 5), demonstrando que a maior parte do P aplicado

ficou indisponível, segundo o método utilizado. Apesar da elevação do pH

disponibilizar cargas negativas no solo diminuindo o poder de fixação de P pelo solo,

os processos de sorção, ainda assim, predominaram.

Devido ao aumento da força iônica da solução do solo pela aplicação de

neutralizadores da acidez, há maior competição entre íons pelos sítios de adsorção

pela diminuição de suas atividades, como resultado da formação de pares iônicos

(Alleoni et al., 2009). Nesse contexto, é provável que reações outras que não

somente aquelas com os óxidos de ferro (Fe), Alumínio (Al) e manganês (Mn)

envolvendo troca de ligantes e covalência (Novais et al., 2007) com o ânion fosfato,

ocorram. Fosfatos pouco solúveis podem ser formados com os metais pesados

(Beckett, 1989). Compostos prováveis e importantes no ambiente gerado pela



aplicação do LETE, pH 6,8 e alta concentração de Ca, são os fosfatos de cálcio, que

precipitam.


0 200 400 600

Teor

es d

e P

no s

olo

- mg/

dm3

3,4

3,6

3,8

4,0

4,2

4,4

4,6

4,8

5,0

5,2

O quadro descrito ilustra a complexidade que envolve a dinâmica de P no

solo. Contudo, a reta obtida a partir das quantidades de LETE aplicadas,

apresentam teores crescentes de P no solo. Há, portanto, acréscimos de P

disponível no solo pela aplicação do LETE que são mais evidentes na medida do

aumento das quantidades aplicadas.

Embora tenham ocorrido diferenças entre tratamentos para o teor de S no

solo, nenhum modelo pode ser ajustado aos dados (Figura 6). Os teores cresceram

rapidamente até a aplicação de 120t/ha de LETE, 150% do ISMP, após o que

decresceram rapidamente até estabilizarem-se em valores próximos a 25mg/dm3.

Segundo Bissani & Tedesco (1988) a grande fonte de enxofre para o solo é a

matéria orgânica. A elevação do pH acelerando a transformação da matéria orgânica

do solo e o alto conteúdo dessa no LETE contribuem, fortemente, para explicar o

rápido crescimento dos teores de S já com as primeiras quantidades aplicadas. De

Figura 5 – Evolução dos teores de P no solo pela aplicação de LETE (●) e CD (○).

Canoinhas, 2013.

R2 = 0,81

Y = 3,6391 + 0,0031X



Marco et al. (2012) observaram aumento da atividade microbiológica no solo pela

aplicação de LETE semelhante. Concomitantemente, houve aumento das cargas

negativas decorrentes da elevação do pH do solo provocando a dessorção de

ânions sulfato. Fonseca (2013), avaliando essa variável pela aplicação de produto

similar ao LETE e doses variadas de calcário dolomítico, concluiu que até doses

equivalentes a 200% do ISMP, o aumento de enxofre no solo se deve na sua grande

maioria aos processos de dessorção do SO42- e não à quantidade adicionada pelo

produto.


0 200 400 600

Teor

es d

e S

no s

olo

- mg/

dm3

10

15

20

25

30

35

40

A estabilização dos teores coincide com a estabilização do pH, entre outros

atributos correlatos, o que pode orientar para a estabilização dos processos de

geração de cargas negativas no solo.

Os Teores de K no solo foram afetados pela aplicação do LETE, porém

nenhum modelo pode ser ajustado aos dados, pela falta de uma tendência clara

(Figura 7).

Figura 6 – Evolução dos teores enxofre no solo pela aplicação de LETE (●) e CD (○).

Canoinhas, 2013.



Quantidades de resíduo aplicadas - t/ha.

0 200 400 600

Teor

es d

e K

no

solo

- m

g/dm

3

155

160

165

170

175

180

185

190

A composição do LETE permite afirmar que a aplicação de quantidades

equivalentes a 100% da recomendação pelo ISMP agrega ao solo 20mg/dm3 de K

total. A máxima variação observada foi de 26mg/dm3, valor de importância

relativamente baixa para o solo.

Os teores de Zn no solo cresceram com o aumento das quantidades de LETE

aplicadas. Contudo, esse aumento só foi observado pela aplicação de quantidades

acima de 150% da recomendação pelo ISMP (Figura 8).

Esse resultado não está em conformidade com a maioria dos estudos que

relacionam os efeitos da elevação do pH e a disponibilidade de Zn no solo, que

relatam sensível diminuição dos teores desse cátion com a elevação daquele.

Altos aportes de LETE, substância de extrema complexidade química, gera,

pela sua dissolução, uma solução do solo com grande força iônica. Espera-se daí

maiores e mais diversificadas interações entre os componentes químicos presentes,

permitindo obter-se maior teor de Zn pela existência no meio de formas mais

disponíveis (Alleoni et al., 2009). Fosfatos, carbonatos, sulfatos e outros ânions

Figura 7 – Evolução dos teores de K no solo pela aplicação de LETE (●) e CD (○).

Canoinhas, 2013.



presentes nesse ambiente concorrem para o sequestro do Zn do meio, podendo, os

produtos resultantes, apresentarem menor poder de fixação do Zn do que aquelas

que ocorrem por ligações de esfera interna com os óxidos de Fe e Al do solo.


0 200 400 600

Teor

es d

e Zn

no

solo

- m

g/dm

3

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

1,6

Segundo Lindsay (1972), valores altos de pH alteram as formas de Zn no

solo, podendo surgir compostos do tipo Zn(OH)2, ZnCO3 e Zn(OH)2.ZnSO4, que são

mais solúveis que o Zn-solo.

A formação de quelatos do tipo Zn-ácidos fúlvicos oriundos da transformação

da MOS, mais solúveis que os húmicos, também poderiam contribuir nesse sentido

(Stevenson & Ardakani, 1972).

Há que se agregar ainda, nesse contexto, o fato de que o LETE contém Zn,

incorporando, portanto, quantidades desse elemento ao solo. Contudo, no contexto

desse trabalho essas são discussões em nível teórico, já que as espécies de Zn na

solução do solo não foram determinadas e os valores de Zn acrescidos ao solo não

apresentam nenhum inconveniente à saúde do solo, pelo contrário, melhoram a

disponibilidade desse nutriente às plantas.

Figura 8 – Evolução dos teores de Zn no solo pela aplicação de LETE (●) e CD (○).

Canoinhas, 2013.

R2 = 0,85

Y = 0,7047 + 0,0027*X - 0,000002*X2



Os teores de Cu no solo diminuiram com o aumento das quantidades de

LETE aplicadas (Figura 9).


0 200 400 600

Teor

es d

e C

u no

sol

o - m

g/dm

3

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

Com a aplicação de quantidades equivalentes a 100% do ISMP os teores de

Cu no solo mantiveram-se em níveis considerados altos para solos dos Estados do

Rio Grande do Sul e de Santa Catarina (CQFS–RS/SC, 2004). Observou-se que o

efeito do LETE foi praticamente igual ao do CD.

Ao contrário do Zn, o comportamento do Cu, nas quantidades de LETE

superiores aplicadas, foi aquele que se esperava. A maior reatividade do Cu em

relação ao Zn, a alta afinidade do Cu para formar complexos estáveis com a MOS,

mais dinâmica pelo efeito do pH sobre a microbiota do solo, e a natural tendência de

formação de complexos de esfera interna com óxidos de Fe e Al, foram,

provavelmente, os principais drenos do Cu.

A disponibilidade de B no solo foi afetada pela aplicação do LETE. Na figura

10, observa-se que a curva de resposta quando da aplicação do LETE seguiu o

modelo exponencial decrescente.

Figura 9 – Evolução dos teores de Cu no solo pela aplicação de LETE (●) e CD (○).

Canoinhas, 2013.

R2=0,64

Y=0,06122*exp (-0,0025*X)




0 200 400 600

Teor

es d

e B

no

solo

- m

g/dm

3

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

0,40

0,45

0,50

0,55

Figura 10 – Evolução dos teores de B no solo pela aplicação de LETE (●) e CD (○).

Canoinhas, 2013.

Como já abordado, a diversidade química do LETE afetando a força iônica da

solução do solo e, por conseguinte, as associações entre entidades químicas, afeta

também o B. Contudo, na quantidade aplicada igual a 100% do ISMP, dose máxima

recomendada, os teores situaram-se na faixa considerada media a alta para os

padrões da maioria dos solos do Sul do Brasil (CQFS-RS/SC, 2004) e, portanto, sem

maiores impactos à exploração agrícola.

Os teores de Mn no solo, após a aplicação do LETE, seguiram a lógica do

conhecimento existente para os casos de elevação do pH do solo, ou seja, a

elevação do pH diminuiu, drasticamente, o teor de Mn (Figura 11).

No presente trabalho, aplicações de apenas 50% da quantidade máxima

recomendada pelo ISMP para a elevação do pH a 6,5 reduziram os teores de Mn no

solo a níveis de disponibilidade considerados médios. Quantidades maiores

diminuíram os teores a níveis baixos para o bom desenvolvimento das culturas

(CQFS, RS/SC, 2004). Deficiências de Mn por excesso de calagem tem sido

observadas a campo no Planalto Norte Catarinense.

R2=0,89

Y=0,2011 + 0,3165*exp (-0,0152*X)




0 200 400 600

Teor

es d

e M

n no

sol

o - m

g/dm

3

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

Figura 11– Evolução dos teores de Mn no solo pela aplicação de LETE (●) e CD (○).

Canoinhas, 2013.

Esse indicativo orienta para a importância da adequada orientação técnica

quando do uso de produtos neutralizadores da acidez do solo.

Os teores de Na, como esperado, tiveram aumentos pela aplicação do LETE

(Figura 12). Entretanto, os valores alcançados não se configuram como

problemáticos para a manutenção do adequado equilíbrio do solo. A participação do

Na na CTC do solo, quando aplicadas quantidades equivalentes a 100% do ISMP,

representaram apenas 0,03%, o que esta muitíssimo abaixo dos conteúdos tidos

como potenciais causadores de desequilíbrios físicos e químicos ao solo, que,

segundo diversas fontes e normas internas de diversos países, variam de 6 a 20%

da CTC (Galvão e Freire, 2007).

R2 = 0,99

Y = 1,0040 + 15,7685*exp (-0,0414*X)



Quantidades de LETE aplicadas - t/ha

0 100 200 300

Teor

es d

e N

a no

sol

o - m

g/dm

3

0

10

20

30

40

50

60

70

Figura 12 – Evolução dos teores de sódio (Na) no solo pela aplicação de LETE (●) e

CD (○). Canoinhas, 2013.

Os teores de Fe no solo não foram afetados pela aplicação de nenhum dos

corretivos.

Em que pese os metais pesados - densidade acima de 5 kg dm-3 a 300° K -

serem elementos naturais e, como tal, existirem em praticamente todos os

ecossistemas, podem tornar-se perigosos ao ambiente como um todo e aos seres

vivos em especial, quando em níveis acima daqueles observados na maioria dos

ecossistemas. Isso remete a necessidade da devida avaliação dos mesmos quando

incorporados no solo, dado ao papel preponderante desse na dinâmica ambiental.

No presente estudo foram avaliados Hg, Ni, Cr, Pb, Ba, As, Cd, Mo e Se

adicionados ao solo através do LETE. Os resultados não acusaram efeitos

diferenciados em relação a testemunha, sem a aplicação de LETE, para nenhum

dos elementos e quantidades aplicadas (Tabela 3), até quantidades aplicadas iguais

100% da recomendação do ISMP. Nos casos do Ba e do Ni o teste F acusou

significância entre tratamentos, entretanto, nenhum modelo pode ser adequado a

distribuição, indicando distribuição altamente aleatória. As significâncias estatísticas

R2 = 0,99

Y = 4,2363 + 0,1148*X



foram observadas somente com a aplicação de 600t/ha (600% da recomendação),

volume aplicado justificável apenas com o fim de estudos.

Resultados semelhantes já haviam sido observados em trabalhos anteriores,

porém usando o lodo úmido (Balbinot et al., 2010; De Marco et al., 2012). Portanto, o

estudo ratificou o não aumento de tais metais no solo, em formas disponíveis.

Quando comparados com algumas referências e estudos em condições de solos

brasileiros (Tabela 3), observa-se que os teores observados estão compatíveis com

aqueles desejáveis para solos de boa qualidade. Por outro lado estão bem abaixo

das exigências do USEPA (United States Environment Protection Agency, 1999),

embora esses sejam dados avaliados para condições de solos de clima temperado,

o que requer cautela na avaliação.

TEORES NO SOLO

mg/dm3

Usepa* Cetesb** Solos do Brasil*** CD LETE Testemunha

Hg 8,5 0,050 --- 0,055 0,052ns

0,045ns

Ni 210 13 14 11,00 13,00ns

11,25ns

Cr 1500 40 36 40,50 39,25ns

38,75ns

Pb 150 17 36 19,00 19,00ns

19,00ns

Ba --- 75 201 29,00 36,00ns

31,75ns

As 21 3,5 --- <2 <2 <2

Cd 19,5 <0,5 1 0,22 0,20 0,22

Mo 50 <4 7,56 <0,2 <0,2 <0,2

Se 50 0,25 0,28 <4 <4 <4

A geração de cargas negativas no solo, fruto da aplicação dos neutralizadores

da acidez, gera um ambiente propício para a ligação dos metais com componentes

da fração argila, principalmente com os óxidos, que conferem alta retenção desses

pelo solo (McLean and Bledsoe, 1992). Raio iônico e valência do metal,

Tabela 3 – Teores de metais pesados no solo após incubação com lodo de estação

de tratamento de efluentes (LETE) de indústria de reciclagem de papel e de calcário

dolomítico (CD). Canoinhas, 2013.

*USEPA (1999); **CETESB (2005) para solos de boa qualidade; ***Campos et al. (2003). ns

– não significativo pelo teste

F a 5% de probabilidade. CD – calcário dolomítico; LETE– lodo de ete.



eletronegatividade, caráter ácido-base e constantes de hidrólise são importantes

para a seletividade dos metais pesados, porém nenhum deles explica sozinho o

processo sorção/dessorção (Araújo et al. 2002; Maguirre et al., 1981; Hendricson &

Corey, 1981). Interações com a fração orgânica do solo, de alto poder complexante,

também tem sido relatados como causas da forte interação dos metais pesados com

a fração sólida dos solos (Amaral Sobrinho et al. 2009).



CONCLUSÕES

Nas condições em que se executou o presente trabalho o lodo de ETE

apresenta capacidade superior ao calcário dolomítico para elevação do pH do solo.

A aplicação do lodo de ETE eleva os teores de cálcio, de fósforo, de sódio, de

zinco, a saturação de bases, a relação Ca/Mg e a relação Ca/K do solo e diminui os

teores de, Cu, B e Mn no solo.

A aplicação do lodo de ETE mantém os teores pseudo-totais de mercúrio,

níquel, cromo, chumbo, bário, arsênio, cádmio, molibdênio e selênio do solo em

níveis como aqueles considerados normais para solos de boa qualidade.

As variações imputadas ao solo pela aplicação do lodo de ETE estão dentro

dos padrões e expectativas conhecidas atualmente pela ciência do solo, o que

orienta para a possibilidade do uso do mesmo como neutralizador da acidez do solo.

Entretanto, a validação desses pressupostos necessita de experimentação a campo,

visando ratificação das premissas aqui observadas, quando no ambiente real de

produção.



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