O Brasil é um dos maiores produtores de carne suína, com um rebanho de aproximadamente 40 milhões de cabeças de animais (Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística – IBGE, 2015). Mesmo que a carne suína não seja consumida em maior quantidade pelos brasileiros, seu volume exportado atinge patamares elevados, colocando o Brasil como o quarto maior produtor e exportador mundial. Os estados brasileiros com a maior criação e produção de carne suína estão concentrados na Região Sul do país.
O estado do Rio Grande do Sul produz em torno de 700 mil toneladas de cane suína por ano (ABPA, 2015), sendo o segundo maior produtor de suínos, superado apenas pelo estado de Santa Catarina (IBGE, 2017). Com o aprimoramento do sistema intensivo de criação, em confinamento total ou parcial dos animais em todas as fases do ciclo produtivo, acarretou no aumento do volume gerado de dejetos líquidos de suínos (DLS) de forma significativa. Em geral, os DLS têm sido aplicados diretamente aos solos como fertilizantes orgânicos. Porém, aplicações constantes e frequentes dos DLS in natura em uma mesma área podem gerar problemas ambientais, principalmente pelo aumento da concentração de nitrogênio (N) amoniacal e fósforo (P) (Gunkel-Grillon et al., 2015) além da presença de microrganismos potencialmente patogênicos ao homem e metais pesados como o cobre e zinco (Zhang et al., 2014). Desta forma surge um desafio para os criadores: a destinação e manejo deste resíduo produzido durante o período do ciclo produtivo dos animais. A compostagem é considerada uma importante prática no manejo dos DLS, juntamente com substratos com elevada relação C/N
como por exemplo, maravalha e serragem, uma vez que leva à estabilização da matéria orgânica (MO) e desativação de agentes patogênicos (Bernal et al., 2017). A conversão dos DLS em matriz sólida via compostagem aumenta a concentração de nutrientes no composto, agregando valor ao fertilizante (Bernal et al., 2009) como também viabiliza o seu transporte para áreas mais distantes (Oliveira e Higarashi, 2006). Também, ocorre a sanitização dos dejetos, pela redução da população de microrganismos patogênicos em função das elevadas temperaturas durante a fase termófila da compostagem (Dai Pra et al., 2009). No entanto, no que diz respeito ao nitrogênio (N) perdas significativas são observadas, seja por meio da volatilização de amônia (NH3) (Gonzatto et al., 2013) como pela emissão de gases de efeito estufa (GEE), tais como, dióxido de carbono (CO2), metano (CH4) e óxido nitroso (N2O) produzidos a partir da decomposição da MO (Bernal et al., 2009).
As perdas de N via volatilização de NH3 durante o processo de compostagem é favorecido principalmente pelo alto conteúdo de N amoniacal (NH4+
/NH3) presente nos dejetos, pelo aumento da temperatura devido à atividade microbiana e, assim inibindo o processo de nitrificação (Chen et al., 2017) e também devido ao deslocamento do equilíbrio da reação entre o N amoniacal para a forma gasosa de NH3, que é volátil (Pagans et al., 2006;
Jiang et al., 2013).
Um dos principais gases produzidos durante a compostagem desses resíduos, ou quando estes são aplicados diretamente ao solo, e que contribui potencialmente para o aquecimento global é o N2O, proveniente dos processos de nitrificação e desnitrificação microbiana. Outro importante gás que pode ser produzido no decorrer do processo de compostagem é o CH4 e sua produção está vinculada principalmente a redução da concentração de oxigênio (O2) na pilha de compostagem, favorecendo a atividade das bactérias metanogênicas.
A emissão de CO2 oriunda da decomposição da biomassa não contribui de forma relevante ao aquecimento global, devido sua natureza biogênica (Sanches et al., 2015). O CO2 produzidobiologicamente durante o processo de compostagem é considerado um carbono neutro, e, portanto, não impactante ao ambiente (Bernstein et al., 2007). No entanto, o maior impacto via processo de compostagem ocorre pela emissão de N2O e CH4 visto que ambos possuem
potencial de aquecimento global de tempo de 100 anos, de 23 vezes para o CH4 e 296 vezes para N2O em relação ao CO2 (Jiang et al., 2011; Shen et al., 2011).
Algumas estratégias vêm sendo adotadas para reduzir as perdas de N via volatilização de NH3 e as emissões dos GEE em compostagem, tais como: a) acidificação dos dejetos (Jensen et al., 2003), com o intuito de promover a redução do pH desses e, consequentemente, das leiras de compostagem; b) utililização de aditivos (fosfato e magnésio) a fim de precipitar, juntamente com o N amoniacal, a estruvita (Ren et al., 2010;
Fukumoto et al., 2011); c) adição de zeólitas (Giacomini et al., 2014) e o uso do biochar (Wang et al., 2013), além de métodos físicos como a cobertura (Jiang et al., 2013) e a diminuição das taxas de aeração das leiras de compostagem (Lovanh et al., 2014). Recentes estudos vêm sinalizando que o uso do biochar na agricultura promove efeitos benéficos na fertilidade dos solos. Além disso, há evidências de que o biochar quando adicionado ao solo, pode influenciar positivamente na mitigação dos GEE (Singh et al., 2010)
O biochar (BC) é um material carbonáceo, obtido por meio da pirólise da biomassa em condições controladas de temperatura e oxigênio, que tem demonstrado ser eficiente na adsorção de NH3 em solos (Steiner et al., 2008) em função de sua área superficial e presença de diferentes grupos funcionais de superfície. Fato este que poderia contribuir na adsorção de amônio (NH4+
) e nitrato (NO-3) afetando as taxas de nitrificação e de desnitrificação em solos, o que implicaria na redução das emissões de gases poluentes ao ambiente (Taghizadeh-Toosi et al., 2012a, 2012b; Zheng et al., 2013; Van Zwieten et al., 2015). Além disso, por apresentar uma estrutura porosa, o BC quando aplicado ao solo influencia o fluxo de oxigênio do ambiente, proporcionando condições favoráveis para a proliferação das bactérias metanotróficas, contribuindo, portanto, para a redução da emissão de CH4 para o ambiente (Feng et al., 2012). No entanto, no que diz respeito à utilização do BC compostado juntamente ao processo de compostagem e sua eficiência em reduzir a volatilização de NH3 e emissões de GEE, os resultados ainda não são conclusivos, principalmente em relação aos mecanismos que envolvem as transformações do N.
No entanto, o custo de produção do BC ainda é muito elevado, e requer uma estrutura tecnólogica apropriada tornando-se ainda inviável economicamente para os produtores rurais. Ao mesmo tempo, no processo de beneficiamento do carvão vegetal, outro resíduo significativo, os finos de carvão (FC), gera um passivo ambiental. Estima-se que a produção de carvão vegetal no Brasil corresponde a um terço da produção mundial, e segundo dados do IBGE (2011), a produção foi em torno de 4.127.781 toneladas no ano
-1 em 2011.
No estado do Rio Grande do Sul a produção de carvão vegetal é quase totalmente destinada ao consumo rural e doméstico, envolvendo aproximadamente 30 mil produtores (Carvão, 2011). Em geral, essa atividade é realizada em pequenas propriedades rurais, como alternativa de renda, em conjunto com outras atividades agrícolas.
O carvão vegetal no Rio Grande do Sul ainda é produzido de forma artesanal e rudimentar em fornos de tijolo, onde o material é pirolisado lentamente, em concentração limitante de oxigênio e em temperaturas inferiores a 400°C. Nesta forma de processo, a geração de finos de carvão é significativa, podendo representar 15% da produção total de carvão, e esse subproduto é descartado frequentemente no ambiente sem a devida preocupação em reutilizá-lo (Benites et al., 2005a). Considerando-se que esse resíduo apresenta elevado teor de C, principalmente na forma de compostos aromáticos e poliaromáticos, o mesmo poderia ser aproveitado e aplicado na compostagem promovendo efeito semelhante ao observado para o BC (Novotny et al., 2009).
A presente pesquisa objetivou investigar o efeito da presença dos FC na compostagem de dejetos líquidos de suínos nos diferentes compartimentos de nitrogênio a fim de fornecer informações sobre as transformações do N durante a compostagem e sobre sua dinâmica após a adição ao solo.