Disponibilidade de nitrogênio e fluxos de N2O a partir de solo sob pastagem após aplicação de herbicida

Nitrogen availability and N2O fluxes from pasture soil after herbicide application

SEÇÃO IV - FERTILIDADE DO SOLO E NUTRIÇÃO DE PLANTAS

Disponibilidade de nitrogênio e fluxos de N₂O a partir de solo sob pastagem após aplicação de herbicida¹

Nitrogen availability and N₂O fluxes from pasture soil after herbicide application

Janaina Braga do Carmo^I; Cristiano Alberto de Andrade^II; Carlos Clemente Cerri^III; Marisa de Cássia Piccolo^III

^IDoutoranda do Centro de Energia Nuclear na Agricultura, Universidade de São Paulo - CENA/USP. Av. Centenário 303, CEP 13400-970 Piracicaba (SP). E-mail: [e-mail]

^IIPesquisador do Instituto Agronômico de Campinas - IAC. Caixa Postal 28, CEP 13001-970 Campinas (SP). E-mail: [e-mail]

^IIIPesquisador do Centro de Energia Nuclear na Agricultura - CENA/USP. E-mail: [e-mail]

RESUMO

O óxido nitroso (N₂O) é um importante gás do efeito estufa, com um alto potencial de provocar o aquecimento global e de vida longa na atmosfera. Grande parte dos fluxos naturais de N₂O ocorre a partir dos oceanos, enquanto o restante é resultado principalmente da contribuição de processos microbiológicos (nitrificação e desnitrificação) ocorridos em solos de regiões tropicais. A disponibilidade de N para processos metabólicos dos microrganismos pode ser um importante fator no controle das emissões de N₂O nesses solos. O presente trabalho foi realizado com o objetivo de melhorar a compreensão acerca dos controles sobre os fluxos de N₂O a partir de solos com pastagem na Amazônia. Foram investigados os efeitos da disponibilidade de N, C e umidade na emissão de N₂O a partir do solo de uma pastagem submetida ou não a práticas para recuperação de sua produtividade. O estudo foi realizado em condições de laboratório, incubando o solo coletado nas seguintes situações: (a) Controle - solo com pastagem estabelecida em 1983 e com manejo tradicional, constituída de uma mistura de Brachiaria brinzantha e Panicum maximum, além da presença de uma variedade de plantas invasoras, e (b) Herbicida - dessecação total das plantas da pastagem estabelecida em 1983, para o plantio direto de arroz e posterior ressemeadura de braquiária. É oportuno ressaltar que as amostras de solo (camada de 0-5 cm) das áreas foram coletadas no terceiro dia após a aplicação do agroquímico. Para o estabelecimento das comparações e compreensão dos controles nos fluxos de N₂O do solo, foram adicionados ao solo para incubação: nitrato, dextrose e água; além do uso de acetileno para bloquear a oxidação do N₂O a N₂, estimando, assim, a proporção de N₂ que foi emitido do solo. Os maiores fluxos foram observados quando o nitrato foi acrescentado ao solo sob condições de alta umidade. A adição de dextrose (fonte de C) elevou os fluxos de forma mais intensa no solo que recebeu aplicação de herbicida, cuja disponibilidade de N também era maior. Com a aplicação de acetileno foi possível observar que grande parte do N perdido sob formas gasosas ocorre como N₂. Desse modo, o processo de desnitrificação mostrou-se dominante nos fluxos de N₂O a partir do solo da pastagem estudada, enquanto o N foi o fator principal no controle desses fluxos.

Termos de indexação: óxido nitroso, Amazônia, desnitrificação, fluxo de gases, efeito estufa, aquecimento global.

SUMMARY

Nitrous Oxide (N₂O) plays an important role in the greenhouse effect, owing to its high global warming potential and a long half-life in the atmosphere. A large portion of the natural N₂O flux is oceanic and the remaining results mainly from the contribution of microbiological processes (nitrification and denitrification) that occur in tropical soils. The availability of nitrogen (N) for metabolic processes by microorganisms may be an important factor controlling N₂O in such soils. The goal of this study was to improve the understanding of mechanisms controlling N₂O fluxes from soils under pasture in the Amazon. We investigated the effects of N and carbon (C) availability, and soil moisture on N₂O emission from two different pastures (with or without treatments for recovery of productivity). The study was developed under laboratory conditions by incubating soil samples from the following pastures: (a) Control - Soil from a traditionally-managed pasture established in 1983 consisting of a mixture of Brachiaria brizantha and Panicum maximum, besides a type of weed; and (b) Herbicide treated - total desiccation of pasture established in 1983 in preparation for cultivation of no-till rice and posterior grass replanting. It is important to emphasize that soil samples (0-5 cm depth) were collected on the third day after herbicide application. To compare and understand N₂O fluxes, we added nitrate, dextrose and water to the soil before incubation and used acetylene to block N₂O oxidation to N₂, in order to estimate the N₂ emitted from the soil. The highest fluxes were observed when nitrate was added to the soil under high moisture conditions. Dextrose (C source) addition increased fluxes at more extent in the soil from the pasture that received herbicide application and also displayed higher N availability. With acetylene application it was possible to observe that a large portion of N lost in gaseous forms occurs as N₂. Thus, in the studied pasture the denitrification process appeared to be dominated by N₂O soil fluxes and N was the main factor controlling these fluxes.

Index terms: nitrous oxide, Amazon, denitrification, gas fluxes, greenhouse effect, global warming.

INTRODUÇÃO

Gases nitrogenados, principalmente N₂O, são substâncias que apresentam vida longa na atmosfera, cerca de 150 anos e com grande Potencial de Aquecimento Global (PAG) (Cicerone, 1987; Kim & Craig, 1993). De acordo com Albritton et al. (1996), o PAG do N₂O é 310 vezes maior que o PAG do CO₂, convencionado com valor igual a um e considerando um período de 100 anos. A concentração de N₂O na atmosfera tem aumentado na taxa de 0,25 % ao ano (Prather et al., 2001), sendo os solos tropicais considerados os maiores responsáveis pela emissão de N₂O em ecossistemas terrestres naturais (Davidson, 1991; Baird, 2002).

O controle da produção de N₂O por microrganismos desnitrificadores no solo é determinado pelo suprimento de nitrato, CO de fácil assimilação e status de O₂ no solo (Alexander, 1961; Payne, 1981; Stouthamer, 1988). Os microrganismos desnitrifica-dores utilizam o N na forma de nitrato como aceptor final de elétrons sob condições anaeróbias (Stouthamer, 1980; Tiedje, 1988).

A conversão de florestas em pastagens aumenta a disponibilidade imediata de N no solo graças à rápida mineralização provocada pelo fogo, por ocasião da queima da biomassa vegetal derrubada, embora parte do N seja perdido sob formas gasosas durante a queima (Fearnside et al., 2001). Aparentemente, pastagens novas liberam quantidades significativas de N₂O, dependendo do referido aumento na disponibilidade de N para os microrganismos desnitrificadores (Baird, 2002). Com o passar dos anos de exploração dessas pastagens, há redução acentuada na disponibilidade de N no solo (Neill et al., 1995), conforme as perdas excessivas por lixiviação, que ocorrem graças à quantidade de N disponível no solo superar a demanda das plantas forrageiras. Como conseqüência, os fluxos de N₂O também decrescem com o tempo de exploração da pastagem (Melillo et al., 2001).

Quando práticas de manejo são utilizadas visando à melhoria da produtividade e sustentabilidade das pastagens, alterações na disponibilidade de N no solo também podem ocorrer. Além disso, a oferta de CO no sistema, freqüentemente afetada pelo manejo, também controla parcialmente a produção de N₂O no solo, pela ação de microrganismos desnitrifi-cadores que usam formas prontamente lábeis de C (glicose p.e.) como fonte de energia para a produção de N₂O. O C lábil também exerce influência no terceiro fator de controle da produção de N₂O mencionado, o status de O₂ no solo, por servir como fonte energética para populações de microrganismos heterotróficos envolvidos na decomposição aeróbia da matéria orgânica do solo (Elmi et al., 2003). Quando a demanda de O₂ por estes microrganismos supera o que está disponível, microssítios anaeróbios são criados, favorecendo a atividade de microrganismos desnitrificadores pela baixa disponibilidade de O₂ (Khalil et al., 2002). Desse modo, a disponibilidade de fonte lábil de C pode incrementar os fluxos de N₂O a partir do solo por duas vias: a primeira, servindo como substrato energético para os microrganismos desnitrificadores, e a segunda, pela redução da disponibilidade de O₂ no meio.

A aplicação de herbicidas é uma das práticas potenciais que visam recuperar a produtividade de pastagens ou reforma de pastos degradados na Amazônia. O efeito dessa prática sobre os fluxos de N₂O no solo ainda são pouco conhecidos, porém podem-se esperar alterações na disponibilidade de N aos microrganismos do solo por um período variável, conforme a estratégia de manejo adotada. Quando o herbicida é utilizado para dessecação total da biomassa vegetal, com posterior ressemeadura da forrageira, espera-se, por exemplo, aumento da disponibilidade de N aos microrganismos do solo, pela cessação temporária da absorção do nutriente pelas plantas em senescência. Nesse caso, também existe um grande aporte de C no sistema, constituído pela biomassa radicular e aérea das plantas mortas. O balanço desses fatores, aliado à umidade do solo, irá determinar os fluxos de N₂O.

Diante do apresentado, os objetivos deste trabalho foram: (a) determinar as alterações na disponibilidade de N no solo de uma pastagem na Amazônia, após aplicação de herbicida para dessecação total das plantas, e (b) sob condições controladas de laboratório, estudar o controle dos fluxos de N₂O a partir de variações na disponibilidade de N e C e níveis de umidade, bem como estimar as perdas de N do solo na forma de N₂, provenientes do processo de desnitrificação.

MATERIAL E MÉTODOS

Área de estudo

O estudo foi realizado na Fazenda Nova Vida (10 ° 10 ' 05 '' S e 62 °, 49 ' 27 '' O), município de Ariquemes, no km 472 da BR 364, a aproximadamente 250 km ao Sul da cidade de Porto Velho (RO), Brasil. O solo predominante na fazenda foi classificado como Argissolo (Embrapa, 1999) ou "Ultisol" na 'U.S. Taxonomy' (Moraes et al., 1995), o qual cobre mais de 100 milhões de hectares na Bacia Amazônica brasileira. A temperatura média anual é 25,5 °C. A precipitação anual média é de 2.200 mm (Bastos & Diniz, 1982), com período de quatro a cinco meses de estação seca bem definida durante os meses de junho a setembro.

Tratamentos e delineamento experimental

O experimento para recuperação da pastagem de baixa produtividade foi instalado em julho de 2001, em área pré-selecionada de 3 ha com pastagem de Brachiaria brizantha, estabelecida em 1983. A cobertura nesta área era uma mistura de Brachiaria brizantha, Panicum maximum e uma variedade de plantas invasoras lenhosas e herbáceas.

Em julho de 2001, a área foi roçada para facilitar a seleção e demarcação das parcelas experimentais. O delineamento experimental foi de blocos ao acaso, com parcelas experimentais de 40 x 40 m (1.600 m²) e área útil de 30 x 30 m (900 m²) cada. Os tratamentos avaliados foram: (a) controle - pasto controle, sem ajustes nem manejo subseqüente, e (b) herbicida - aplicação de herbicida dessecante seguida por plantio de arroz, em sistema plantio direto, colheita do arroz, ressemeadura de Brachiaria brizantha e fertilização com NPK e micronutrientes. Neste tratamento, foi avaliado apenas o efeito da aplicação de herbicida logo no início da instalação do experimento.

Para efeito de comparações, foi incluída uma pastagem criada em 1987 (P-87), mantida por meio de técnicas de manejo tradicionais da região, bem como uma área de floresta.

Incubações sob condições controladas de laboratório

O experimento foi realizado de outubro a novembro de 2001. As amostras de solo (0-5 cm de profundidade) foram coletadas no campo e levadas para o laboratório localizado na Fazenda Nova Vida. Posteriormente, as amostras foram passadas em peneira de 4 mm e estocadas em sacos plásticos a 4 °C. As amostras de solo das áreas estudadas foram coletadas no terceiro dia após a aplicação do agroquímico no tratamento Herbicida, respeitando o período de carência para entrada na área (Figura 1).

As incubações foram efetuadas em temperatura ambiente, cujas médias diárias variaram de 25 a 30 °C. Cerca de 25 g de solo fresco foram colocados em frascos de vidro com volume aproximado de 600 mL. Cada frasco foi vedado com uma tampa, que apresentava um orifício central, de modo a permitir o encaixe perfeito de uma rolha de silicone. Esta rolha, também perfurada, encerrava um adaptador com sistema de abertura e fechamento manual, tipo torneira, para o acoplamento de seringas de 10 mL, também equipadas com torneiras compatíveis com os frascos, permitindo a coleta dos gases (Figura 2).

Foram testados três fatores prováveis controladores do fluxo de N₂O a partir do solo, a saber: umidade do solo, disponibilidade de N e disponibilidade de C, que foram testados de acordo com:

- Umidade do solo: o efeito da umidade do solo foi testado, adicionando-se de 2 a 3 mL de água deionizada nas amostras, de modo a atingir um valor correspondente a 30 % de umidade. A quantidade de água adicionada foi calculada de acordo com a umidade natural das amostras, determinada previamente.

- Disponibilidade de N: a disponibilidade de N foi medida com a adição de N-NO₃^-, utilizando-se solução de KNO₃ 2 g L^-1 para aumentar a concentração inicial de N-NO₃^- (Quadro 2) de 0,2-5 µg g^-1 de N (base seca) para 80 µg g^-1 de N (base seca). Para isso, foram adicionados diretamente ao solo dentro dos frascos cerca de 2 a 3 mL de solução KNO₃.

- Disponibilidade de C: o efeito da disponibilidade de C foi avaliado mediante a aplicação de solução de dextrose (12,5 g L^-1), em volume necessário para o fornecimento adicional de aproximadamente 5 mg g^-1 de C em base seca.

Também foram realizadas incubações dos solos nas condições de campo, tal qual no momento da coleta, isto é, sem adição de água, dextrose, nitrato ou acetileno. No quadro 1, estão assinalados os testes realizados nos tratamentos durante as incubações já descritas anteriormente.

Cabe ressaltar que a adição de nitrato e C às amostras de solo incubadas não teve como objetivo simular situações reais de adubação. As fontes foram adicionadas em excesso (cerca de 20 vezes os teores naturais do solo) para melhor evidenciar o funcionamento dos processos controladores dos fluxos de N₂O do solo. Este estudo está de acordo com Nobre et al. (2001) e com incubações semelhantes realizadas por Khalil et al. (2002) e D'Haene et al. (2003).

Para estimar a quantidade perdida de N sob a forma de N₂, foram utilizados 10 KPa de acetileno (C₂H₂) para bloquear a redução de N₂O a N₂ (Yoshinari & Knowles, 1976; Tiedje, 1982), com isso, é esperada uma quantidade maior de N₂O nos tratamentos com aplicação de C₂H₂. Esta quantidade de C₂H₂ tem demonstrado eficiência na inibição da nitrificação autotrófica (Hynes & Knowles, 1982) e na redução de N₂O a N₂ pela ação de bactérias desnitrificadoras (Yoshinari et al., 1977), como exemplificado na figura 3. Os frascos com adição de acetileno foram pré-incubados por quatro horas, e posteriormente, abertos durante uma hora para permitir trocas gasosas, e, novamente, fechados, iniciando a contagem do período de incubação. O acetileno utilizado foi purificado por meio da passagem por um filtro de carvão ativado, antes de ser injetado dentro dos frascos.

Todos os tratamentos foram montados com quatro repetições.

No mesmo dia em que o solo foi coletado para a realização das incubações, subamostras foram separadas para determinação das concentrações de N-NH₄⁺, N-NO₃^-, taxas líquidas de mineralização e nitrificação e avaliação da nitrificação potencial do solo.

A produção de N₂O em cada frasco incubado foi avaliada durante um período aproximado de 0-120 min, sendo a maioria das coletas dos gases realizadas nos tempos 0; 30; 60; 90 e 120 min. As análises foram realizadas num período máximo de 10 h após a coleta. As concentrações de N₂O foram medidas em cromatógrafo gasoso com detector de captura de elétrons (Mini Shimadzu-2) mantido em temperatura de 310 °C (Bowden et al., 1990; Steudler et al., 1991). A amostragem para medir a concentração de N₂O no tempo zero foi realizada com os frascos abertos, antes de iniciar as incubações, e, somente então, os frascos foram devidamente fechados. Os fluxos de N₂O foram estimados pela alteração da concentração do gás dentro de cada frasco. No final de cada incubação, foi determinada a umidade gravimétrica do solo contido nos frascos (secagem a 105 °C até peso constante). A concentração final dos fluxos foi calculada por regressão para os valores medidos nos tempos de incubação. A concentração final foi determinada, considerando a porção linear da curva.

A concentração inicial do N-inorgânico (Quadro 2) foi obtida após extração feita com solução de KCl 2 mol L^-1 e 10 g de terra, sendo as concentrações de N-NH₄⁺ e N-NO₃^- determinadas no extrato, usando-se um sistema automático de injeção de fluxo contínuo (FIA) (Ruzicka & Hansen, 1981). O N-NH₄⁺ foi medido por condutivimetria, pelo método de Solorzano, e o N-NO₃^- foi determinado colorimetricamente na forma de N-NO₂^-, após a redução em coluna de Cd.

As taxas líquidas de mineralização do N foram calculadas pela diferença entre as concentrações de N-inorgânico (N-NH₄⁺ + N-NO₃^-) após sete dias de incubação e no dia zero. De modo semelhante, as taxas líquidas de nitrificação correspondem às diferenças entre os teores finais e iniciais de N-NO₃^- (Piccolo et al., 1994).

A determinação da nitrificação potencial foi feita a partir de subamostras de 20 g de solo fresco que foram acondicionados em copos de plástico, com posterior adição de 100 mL de solução-tampão de fosfato (pH 7,2), enriquecido com 0,2 mL de sulfato de amônio (Schimel et al., 1984) e 0,5 mL de cloreto de sódio, para inibir a oxidação quimioautotrófica de NO₂^- para NO₃^- (Figura 3). Os copos foram, então, colocados para agitar e, após 0, 2, 4, 6 e 8 h de incubação, foram coletados 5 mL de solução com auxílio de seringa. As amostras filtradas e preservadas com fenil acetato de mercúrio foram enviadas para o Laboratório de Biogeoquímica Ambiental do CENA/USP, onde o teor de N-NO₃^- + N-NO₂^- foi determinado colorimetricamente na forma de N-NO₂^-, após a redução em coluna de Cd.

A nitrificação potencial foi calculada por meio de regressão linear dos teores de N-NO₃^- + N-NO₂^- extraídos do solo de acordo com os tempos de incubação. O valor da nitrificação potencial em mg g h^-1 foi correspondente à inclinação da curva.

Forma de análise dos resultados

Os resultados dos fluxos de N₂O dos tratamentos foram submetidos à análise de variância (ANOVA), seguida pela comparação das médias pelo teste de Tukey (5 %).

Correlações estatísticas foram realizadas entre as variáveis determinadas por ocasião da coleta das amostras de terra (condição inicial). O pacote estatístico utilizado foi o SYSTAT 9.0 (SAS, 1999).

RESULTADOS

Os resultados da condição inicial dos solos revelaram N-NH₄⁺ e taxa de mineralização líquida do N superiores nos tratamentos Herbicida e Floresta, em comparação com as pastagens: Controle e P87 (Quadro 2). Estes resultados são pertinentes, uma vez que, no momento da coleta do solo, as plantas estavam sob ação do herbicida aplicado que provocou a senescência das mesmas (Figura 1) e, portanto, a absorção de N estava por hora limitada, havendo maior disponibilidade do nutriente no solo.

No solo da floresta, as concentrações de N-NH₄⁺ e N-NO₃^- foram semelhantes, ao passo que, nas pastagens, de maneira geral, a quantidade de N-NH₄⁺ foi sempre superior à de N-NO₃^- (Quadro 2). Proporções desequilibradas entre N-NH₄⁺ e N-NO₃^- em solos de pastagens na Amazônia e, em particular, nas pastagens mais velhas da Fazenda Nova Vida são reportadas em outros trabalhos (Piccolo et al., 1994; Neill et al., 1995, 1997). Os fluxos de N₂O nos cenários avaliados obedeceram à seguinte ordem decrescente: Floresta > Herbicida > Pastagens (P-87 e Controle). Isso foi indicativo da possibilidade do fluxo de N₂O estar relacionado com a disponibilidade de N no solo (Quadro 2), confirmado posteriormente pelas correlações estatísticas (Quadro 3), em que o teor de N-NO₃^- e a nitrificação potencial correlacionaram satisfatoriamente (p = 0,20) com os valores de fluxo de N₂O, dada a variabilidade intrínseca a essas medidas.

Considerando aos valores do potencial de nitrificação dos solos, verificou-se que estes foram muito baixos nas pastagens e superiores na Floresta (Quadro 2), embora tenham se correlacionado satisfatoriamente (p = 0,12) com os teores de N-NO₃^- medidos (Quadro 3).

Poucos são os trabalhos que avaliaram a nitrificação potencial em solos da Amazônia, tanto sob florestas como sob pastagens. De acordo com Verchot et al. (1999), estes valores baixos de potencial de nitrificação podem explicar as também baixas concentrações de N-NO₃^- nos solos sob pastagem, o que, provavelmente, deve ocorrer em virtude da existência de poucos microrganismos nitrificadores nessas condições. Além disso, outros fatores podem limitar o processo de nitrificação no solo, como, por exemplo, a existência de microssítios anaeróbios (Khalil et al., 2002) ou, então, a alta atividade respiratória do sistema radicular das gramíneas.

As incubações realizadas com solos da pastagem criada em 1987 (P-87) e manejada de forma tradicional praticamente não revelaram fluxo de N₂O, cujos valores medidos foram negativos (Figura 4). O fluxo foi semelhante nas três condições avaliadas: com valores de -0,33 ng g^-1 h^-1 de N-N₂O, no tratamento com solo em condição ambiente; de -0,07 ng g^-1 h^-1 de N-N₂O, no solo úmido, e de -0,15 ng g^-1 h^-1 de N-N₂O, no solo úmido e com aplicação de acetileno.

Nos solos da pastagem-controle, os fluxos foram de 0,73 ng g^-1 h^-1 de N-N₂O no solo em condição ambiente; de 1,50 ng g^-1 h^-1 de N-N₂O, no solo úmido, e de 3,99 ng g^-1 h^-1 de N-N₂O, no solo úmido e com aplicação de acetileno. Esses valores foram superiores aos encontrados para a P-87 (Figura 4).

Os maiores fluxos de N₂O nessas três condições estudadas (solo seco, solo úmido e solo úmido com aplicação de acetileno) foram obtidos nos solos da pastagem que recebeu aplicação de herbicida (Figura 4), concordando com a maior disponibilidade de N no solo, em particular de N-NO₃^-, o que concorda com a correlação inicial entre os valores dessa espécie química de N e o fluxo de N₂O (Quadro 3). Nesse solo, o fluxo médio de N₂O no tratamento com 30 % de umidade foi igual a 3,8 ng g^-1 h^-1 de N₂O, ao passo que, após a adição de acetileno, foi verificado um fluxo de 13,36 ng g^-1 h^-1 de N₂O, mostrando que cerca de 72 % da produção total dos gases nitrogenados foram liberados na forma de N₂.

Nas incubações realizadas com o solo da floresta (Floresta), o fluxo de N₂O em condição ambiente foi maior que nos demais tratamentos, por ser a disponibilidade de N-NO₃^- no solo da floresta superior à dos solos com pastagens (Quadro 2). Desse modo, é provável que os fluxos de N₂O na floresta sejam mais elevados que nas pastagens (Figura 4), considerando a maior disponibilidade de N em formas nítricas e melhores condições para que o processo de desnitrificação do solo ocorra (Garcia-Montiel et al., 2003).

Com a adição de N-NO₃^- ao solo da pastagem instalada em 1987 (P-87), fluxos de N₂O só foram observados quando o solo estava úmido ou quando tratado com acetileno (Figura 5). Fluxos mais elevados foram obtidos, quando o N-NO₃^- foi adicionado de forma combinada com a adição de acetileno (Figura 5).

A adição de dextrose incrementou a produção de N₂O, tanto no solo da pastagem-controle, como no solo da pastagem que recebeu aplicação de herbicida (Figura 6). Além disso, os tratamentos que receberam exclusivamente dextrose apresentaram maiores fluxos, quando comparados com aqueles que receberam apenas N-NO₃^- (Figura 5). O maior efeito da adição de dextrose foi observado no solo da pastagem que recebeu aplicação de herbicida, evidenciando, novamente, o papel da maior disponibilidade de N-NO₃^- nesse tratamento (Quadro 2). A adição de N-NO₃^- promoveu maiores fluxos de N₂O no solo da pastagem-controle, comparado ao solo do tratamento Herbicida (Figura 6).

DISCUSSÃO

Várias foram as evidências que indicaram ser o processo de desnitrificação o maior responsável pelas perdas de N₂O nos tratamentos avaliados. Tanto o suprimento de N-NO₃^- como a umidade do solo foram necessários, para que incrementos nos fluxos de N₂O fossem produzidos, além do que nos tratamentos com acetileno foram verificadas elevadas perdas de N na forma de N₂, proveniente do processo de desnitrificação. Praticamente não houve fluxo de N₂O em condições de baixa umidade do solo. Nobre et al. (2001), estudando os fluxos de N₂O em condições semelhantes, observaram que a produção de N₂O é menor em solo com baixa umidade, mesmo após adição de N-NH₄⁺ e N-NO₃^- na ausência de água (D'Haene et al. 2003). Somente quando o solo estava úmido é que houve emissão do gás estudado. Além disso, o enriquecimento do solo com N-NO₃^- incrementou imediatamente a produção de N₂O, enquanto a adição de N-NH₄⁺ promoveu aumentos nos fluxos somente após 120 min de incubação, presumindo que esse tempo foi necessário para que ocorresse a nitrificação e somente então o NO₃^- produzido foi disponibilizado para que o processo de desnitrificação viesse a acontecer.

Com relação à umidade do solo, de acordo com o modelo proposto por Davidson et al. (2000), a nitrificação contribui com quantidades significativas de N₂O quando o solo apresenta "water-filled pore sapace" (WFPS) menor que 60 %, sendo previsto um declínio no fluxo de N₂O com valores de WFPS a partir de 70-80 %. No entanto, em outros estudos, como o de Veldkamp et al. (1998), foram medidas perdas de N₂O com WFPS acima de 75 %, em vários locais nos trópicos, incluindo áreas com pastagens, cana-de-açúcar e plantações de banana. Conforme o estudo de Aulakh et al. (1992), o processo de desnitrificação somente ocorre se o WFPS for maior que 60 %. No estudo de Khalil et al. (2002), os maiores picos de N₂O foram detectados com valores de WFPS entre 60 e 80 %, sendo as concentrações de N-N₂O iguais a 39,0 ± 20,0 e 37,0 ± 7,0 µg kg^-1 dia ^-1, respectivamente, e entre 70-90 % por Pinto et al. (2004), avaliando o efeito da gradagem nos fluxos de N₂O.

Contudo, é preciso considerar que, em solos incubados, a saturação do solo ocorre de forma diferente ao que se verifica no campo. Estudos feitos no campo são influenciados por extrema variabilidade temporal e espacial que resulta em distribuição não-homogênea do conteúdo de água no solo, C e N-NO₃^- disponível (Luo et al., 2000).

Os resultados indicam forte limitação de N para a produção de N₂O nos solos sob pastagens na Amazônia e que não sofreram nenhuma prática de manejo. Isto é consistente com os relatos de baixos fluxos de N₂O a partir de solos sob pastagens em diversos locais nesta região (Garcia-Montiel et al., 2003). As pastagens da Amazônia apresentam concentrações tipicamente baixas de N-NO₃^- no solo, bem como baixas taxas de mineralização e nitrificação líquida do N. Gramíneas, como as braquiárias, apresentam altas taxas de crescimento e são eficientes na absorção de N (Neill et al., 1997). Alguns autores, tais como Neill et al. (1995, 1997) e Verchot et al. (1999), mostraram que a quantidade de N que cicla nas pastagens é bem menor quando comparadas com valores observados nas florestas. A mesma pastagem do presente estudo revelou, em trabalhos anteriores, baixas taxas de emissão de N₂O medidos no campo (Verchot et al., 1999; Garcia-Montiel et al., 2001; Melillo et al., 2001).

Resultados semelhantes, tanto no declínio da disponibilidade de N quanto no decréscimo das emissões de N₂O em pastagens mais velhas, comparadas com florestas, têm sido repetidamente relatados (Keller et al., 1993; Reiners et al., 1994; Neill et al., 1997). O menor efeito relativo da adição de dextrose na produção de N₂O no solo da pastagem-controle, em relação ao Herbicida, é pertinente à resposta da adição de glicose observada em incubações laboratoriais de solos de pastagens da Costa Rica (Parsons et al., 1993).

Este resultado evidencia a existência de um suprimento adequado de C lábil da matéria orgânica do solo e, ou, proveniente dos exsudados das raízes das gramíneas, nos solos com pastagens. Na pastagem que recebeu aplicação de herbicida (Figura 6), os fluxos foram maiores, quando a dextrose foi adicionada, porque, nesse caso, havia suprimento adequado de N aos microrganismos desnitrificadores (Quadro 2). Isto também pode ser um indício de que tanto a disponibilidade de C, como a de N-NO₃^- podem estar limitando a produção de N₂O pelo processo de desnitrificação. De acordo com Aulakh et al. (1992), a desnitrificação depende da concentração de N-NO₃^- e de C-orgânico do solo e D'Haene et al. (2003) encontraram uma grande correlação entre o potencial de desnitrificação do solo e o suprimento de N e C em condições laboratoriais.

Muitos são os trabalhos que utilizam fontes lábeis de C (glicose e dextrose) como substrato energético para microrganismos (Khalil et al., 2002; D'Haene et al., 2003). Contudo, o enriquecimento do solo com essas formas de C pode promover uma condição de anaerobiose do meio, decorrente de altas taxas de respiração dos microrganismos, promovidas pela adição do substrato extremamente lábil (Khalil et al., 2002).

O acréscimo nas emissões de N₂O nos tratamentos com acetileno mostram que grande parte dos gases nitrogenados são perdidos na forma de N₂, sendo, portanto, o processo de desnitrificação responsável por essas perdas, bem como também pelas perdas de N₂O, conforme pode ser verificado com as diferenças entre os fluxos deste gás nos tratamentos Controle e Herbicida (Figuras 4 e 6). É preciso considerar, no entanto, que diferentes sistemas podem apresentar limitações variáveis, dependendo do manejo adotado. Por exemplo, trabalhos de campo e incubações, visando ao efeito da gradagem nas emissões de N₂O, evidenciaram que a adição de C juntamente com acetileno incrementou a produção de N₂O no tratamento-controle, comparado com o tratamento que recebeu apenas o C, indicando quantidades significativas (60-98 %) do total dos gases são disponibilizadas na forma de N₂ (Davidson, 1991; Drury et al., 1992; Potter et al., 1996; Merino et al., 2001), o que concorda com os resultados aqui apresentados.

Por outro lado, Elmi et al. (2003) observaram que a adição de C e acetileno no solo gradeado também aumentou o fluxo de N₂O, mas a proporção total de N₂ foi menor porque a produção de N₂O no solo gradeado e enriquecido apenas com C foi maior. É provável que isto seja devido ao fato de a gradagem promover melhores condições para que predomine no solo o processo de nitrificação e não o de desnitrificação. Ainda nesse mesmo estudo, os autores observaram que o fluxo de N₂O aumentou brevemente quando se promoveu a adição de N-NO₃^- e acetileno, tanto em solo gradeado, como no solo-controle, em comparação ao fluxo medido com adição exclusiva de N-NO₃^-, permitindo concluir que o N₂O foi produzido no processo de desnitrificação a partir do N-NO₃^- adicionado.

Experimentos em condições de campo nas pastagens da Fazenda Nova Vida também mostram que as emissões de N₂O das pastagens são limitadas pela disponibilidade de N e que o N₂O somente é produzido quando o solo está sob condições de umidade suficiente para permitir desnitrificação. A aplicação de 42 kg ha^-1 de N na forma de (NH₄)₂SO₄, nesta mesma pastagem, promoveu emissões de N₂O 59 vezes superiores ao medido no controle, sendo os maiores valores obtidos imediatamente após ocorrência de chuva no local do experimento (Passianoto et al., 2003).

Resultados semelhantes foram observados por Steudler et al. (2002) um dia após a fertilização com 100 kg ha^-1 ano^-1 de N na forma de NaNO₃ em condições de alta umidade do solo, obtendo emissões 18 vezes maiores que os fluxos encontrados no controle (p = 0,005). Emissões de N₂O no período seco nesta pastagem e em outras pastagens estabelecidas na Nova Vida variam, na maioria das vezes, de -10 a 20 µg m^-2 h^-1 de N (Garcia-Montiel et al., 2001; Melillo et al., 2001; Passianoto et al., 2003). Experimentos com solo irrigado em duas pastagens da Nova Vida durante um período muito seco do ano produziram pequenos incrementos nos fluxos de N₂O, passando de 10,2 para 30,6 µg m^-2 h^-1 , vinte minutos após a adição de água, tendo retornado aos valores iniciais 5 h depois (Garcia-Montiel et al., 2003). Estes resultados são consistentes com os do presente estudo, cujos maiores fluxos de N₂O foram medidos quando o solo apresentava condição caracterizada por alta umidade e disponibilidade de N-NO₃^-.

Com relação ao potencial de nitrificação dos solos em questão, aparentemente os dados permitem afirmar que este potencial é realmente baixo em solos sob pastagem na Amazônia. Verchot et al. (1999) atribui este fato à existência de uma pequena comunidade microbiana nitrificadora presente nesse tipo de ambiente. Além disso, a falta de correlação com os fluxos de gases neste sistema pode ser atribuída a outros fatores inerentes ao solo, tais como: temperatura, pH, estrutura dos agregados e, até mesmo, a falta de sincronismo entre o momento em que os processos de mineralização e nitrificação estão ocorrendo e o período em que os gases são emitidos do solo; tudo isso desconsiderando a absorção pelas plantas e a ciclagem dos nutrientes no solo.

CONCLUSÕES

1. Práticas agrícolas que visavam à recuperação e, ou, reforma de pastagens na região amazônica alteraram os fluxos de N no solo.

2. A umidade do solo e a disponibilidade de nitrato foram essenciais para que ocorressem perdas de N na forma de N₂O.

3. O processo de desnitrificação foi predominante na emissão de N₂O destas pastagens.

4. Grande parte do N perdido pela emissão dos gases foi na forma de N₂.

5. O N na forma de nitrato foi o principal limitante na emissão de N₂O a partir de solos com pastagem.

6. A disponibilidade de fonte lábil de C foi um fator importante no controle dos fluxos de N₂O dos solos de pastagem, porém sua expressão esteve relacionada com a disponibilidade primeira de nitrato no solo.

AGRADECIMENTOS

À Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo, a National Aeronautics and Space Administration e a Dow Agrocienses, pelo suporte financeiro à pesquisa. Ao Centro de Energia Nuclear na Agricultura (CENA/USP), Piracicaba (SP) e The Marine Biological Laboratory, Woods Hole, MA, USA, pelo suporte acadêmico. À CAPES, pela concessão de Bolsa; à família Arantes, pelo suporte logístico e permissão para trabalhar na Fazenda Nova Vida; aos técnicos da EMATER em Rondônia (Gilmar Dri e Newton Soares), a Diana Garcia-Montiel, pela grande contribuição na obtenção e análise dos dados, e a toda equipe do Laboratório de Biogeoquímica Ambiental do CENA/USP, em Piracicaba (SP), pelo auxílio nas atividades de campo e laboratório.

LITERATURA CITADA

Recebido para publicação em janeiro de 2004 e aprovado em julho de 2005.

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1

Trabalho extraído da Tese de Doutorado do primeiro autor, programa de Solos e Nutrição de Plantas da Escola Superior de Agricultura "Luiz de Queiroz" - ESALQ/USP).

Datas de Publicação

• Publicação nesta coleção
  06 Mar 2006
• Data do Fascículo
  Out 2005