1 – Introdução

1.1 – Definição de compostagem

O termo compostagem é hoje associado mais ao processo de tratamento dos resíduos orgânicos do que ao processo para aproveitamento dos resíduos agrícolas e florestais. De acordo com o Dicionário Porto Editora, a compostagem é o processo biológico através do qual a matéria orgânica constituinte do lixo é transformada, pela acção de microrganismos existentes no próprio lixo, em material estável e utilizável na preparação de húmus.

A compostagem é um processo de oxidação biológica através do qual os microrganismos decompõem os compostos constituintes dos materiais libertando dióxido de carbono e vapor de água. Apesar de ser considerado pela maioria dos autores como um processo aeróbio, a compostagem é também referida como um processo biológico que submete o lixo biodegradável à decomposição aeróbia ou anaeróbia e donde resulta um produto (Eurostat Joint Questionaire on Waste da OCDE).

O processo de compostagem envolve a decomposição da matéria orgânica por microrganismos e ocorre naturalmente, podendo contudo ser acelerado pela intervenção do homem. No entanto, para Sean Buchanan, Paul Moser and Kristi Neptun da Universidade Estadual e Instituto Politécnico da Virgínia (Virgínia Tech.) a compostagem envolve necessariamente a acção humana para acelerar a decomposição, através da manipulação dos vários materiais e do próprio processo de compostagem. Para estes últimos autores, a compostagem é o processo de decomposição e estabilização biológica dos substratos orgânicos sob condições que favorecem o desenvolvimento de temperaturas termofílicas que resultam da produção biológica de calor.

O termo composto orgânico pode ser aplicado ao produto compostado, estabilizado e higienizado, que é benéfico para a produção vegetal (Zucconi & Bertoldi, 1987). Contudo, em países como o Reino Unido, o termo composto também é aplicado com o sentido mais abrangente que inclui todos os substratos para propagação das plantas com base em turfas (Bardos, et al., 1992).

1.2 – Objectivos da compostagem

O propósito da compostagem é converter o material orgânico que não está em condições de ser incorporado no solo num material que é admissível para misturar com o solo.

Outra função da compostagem é destruir a viabilidade das sementes de infestantes e os microrganismos patogénicos.

A compostagem pode também ser utilizada para reduzir e estabilizar a matéria orgânica que se destina ao aterro sanitário.

1.3 – Breve história da compostagem

A correcção orgânica dos solos com dejectos de animais e resíduos vegetais é praticada desde que os solos começaram a ser mobilizados para a produção vegetal, e foi, tradicionalmente, o principal meio de restaurar o balanço de nutrientes no solo (Avnimelech, 1986).

 A compostagem, como método de reciclagem do lixo doméstico para obtenção de fertilizante orgânico, é conhecida pelos agricultores desde longa data. Os registos de operações de compostagem em pilhas remontam na China, a mais de 2000 anos, e, existem várias referências bíblicas sobre as práticas de correcção do solo. O agricultor cientista romano Marcus Cato também a elas se referiu. Estas práticas foram detalhadamente descritas cerca de 1000 anos atrás, para o período dos 3000 anos precedentes, num manuscrito de El Doctor Excellente Abu Zacharia Iahia de Sevilha, o qual foi, posteriormente, traduzido do árabe para o espanhol por ordem do rei Carlos V e publicado em 1802 como El Libro de Agricultura. Pela sua própria experiência, Abu Zacharia insistia que os dejectos animais não deviam ser aplicados frescos e isolados ao solo, mas sim, após misturas com 5 a 10 vezes mais de resíduos vegetais e com resíduos das camas dos animais, para aproveitar as urinas. Também Albert Howard, autor do famoso método de compostagem desenvolvido no início do século XX na província Indiana de Indore, tentou, sem êxito, efectuar a compostagem com resíduos de uma só natureza, como de restos da cultura do algodão, da cana do açúcar, da ervilha ou de infestantes de trevo, e concluiu que tinha de misturar os resíduos.

Na Europa, durante o século XVIII e XIX, os agricultores transportavam os seus produtos para as cidades em crescimento e, em troca, regressavam às suas terras com os resíduos sólidos urbanos das cidades para utilizá-los como correctivos orgânicos do solo. Assim, os resíduos sólidos urbanos eram quase completamente reciclados através da agricultura para sustentar a produção vegetal. E, até meados do século XX, não colocaram grandes problemas em termos de depósito. Qualquer resíduo urbano combustível que existisse era utilizado nos fogões a lenha, os jornais e papeis velhos eram utilizados como material para empacotamento, os desperdícios de comida utilizavam-se na alimentação de animais domésticos ou eram recolhidos pelos agricultores, roupa velha e metais eram, por rotina, recolhidos por pequenos mercadores, e os plásticos praticamente não existiam.

A expansão das áreas urbanas e o aumento populacional conduziu a que os métodos de depósito dos resíduos sólidos urbanos se tornassem rapidamente inadequados. Simultaneamente, a produção agrícola intensificou-se e a produção animal concentrou-se em empresas com estabulação fixa. Consequentemente, o volume de depósitos requeridos para os dejectos orgânicos da produção pecuária aumentou, colocando problemas de higiene e estéticos. Entretanto, os fertilizantes minerais, na maioria dos países ocidentais, substituíram completamente os resíduos orgânicos como fonte de nutrientes para as culturas.

O depósito dos resíduos sólidos urbanos e esgotos das cidades, por causa da urbanização intensa e das indústrias poluentes, tornou-se assim, nos países desenvolvidos, um problema governamental de primeira ordem. A diversificação dos produtos, em combinação com a proliferação e sofisticação dos materiais de embalagem, associou-se a um aumento constante na quantidade de lixo pós-consumidor a requerer depósito ou reciclagem. Hoje produzem-se, anualmente, grandes quantidades de resíduos de origem urbana e agro-pecuária, bem como das industrias de alimentos e de transformação de produtos florestais, entre outras. No entanto, por razões tecnológicas e económicas, o valor destes resíduos tem diminuído consideravelmente, ao ponto de ser considerado inviável economicamente o seu processamento, pelo que a maioria destes resíduos têm de ser depositados em aterros sanitários ou incinerados.

Até aos finais da década de 1960, a compostagem foi considerada como um processo atractivo para estabilizar a fracção orgânica dos resíduos sólidos urbanos. O interesse na compostagem resultava na esperança de vender o produto acabado, como correctivo orgânico do solo, com algum lucro. Todavia, na década de 1970 e 1980, a compostagem, nos países desenvolvidos, perdeu a sua popularidade como método de gestão dos resíduos urbanos, principalmente porque a qualidade dos resíduos se tornou cada vez mais inadequada para o processo de compostagem e, também, devido à inexistência de mercado para o produto acabado. Na década de 1990 até aos nossos dias, a pressão exercida para a utilização de métodos com menor impacte ambiental conduz a um novo interesse no processo de compostagem, particularmente em relação à reciclagem dos resíduos e dos esgotos urbanos e industriais. 

2 – Materiais para compostagem

2.1 – Caracterização dos materiais para compostagem

De forma genérica, os materiais vegetais frescos e verdes tendem a ser mais ricos em azoto do que os materiais secos e acastanhados. Note-se que o verde resulta da clorofila que tem azoto enquanto que o castanho resulta da ausência de clorofila. No caso das folhas, a senescência (em que se verifica o amarelecimento das folhas devido à degradação da clorofila) está associada à remobilizado do azoto das folhas para outras partes da planta.

Os materiais utilizados para a compostagem podem ser divididos em duas classes, a dos materiais ricos em carbono e a dos materiais ricos em azoto. Entre os materiais ricos em carbono podemos considerar os materiais lenhosos como a casca de árvores, as aparas de madeira e o serrim, as podas dos jardins, folhas e agulhas das árvores, palhas e fenos, e papel. Entre os materiais azotados incluem-se as folhas verdes, estrumes animais, urinas, solo, restos de vegetais hortícolas, erva, etc. A relação C/N de diversos materiais compostáveis encontra-se em várias publicações, designadamente no Anexo 10 do Código das Boas Práticas Agrícolas do MADRP e, uma lista mais promenorizada, no Appendix A Table A.1 do On-Farm Composting Handbook, 1992 Northeast Regional Agricultural Engineering Service, U.S.A.

Os materiais para compostagem não devem conter vidros, plásticos, tintas, óleos, metais, pedras etc. Não devem conter um excesso de gorduras (porque podem libertar ácidos gordos de cadeia curta como o acético, o propiónico e o butírico os quais retardam a compostagem e prejudicam o composto), ossos inteiros (os ossos só se devem utilizar se forem moídos), ou outras substâncias que prejudiquem o processo de compostagem. A carne deve ser evitada nas pilhas de compostagem porque pode atrair animais. O papel pode ser utilizado mas não deve exceder 10% da pilha. O papel encerado deve ser evitado por ser de difícil decomposição e o papel de cor tem que ser evitado pois contem metais pesados.

Outra característica que é fundamental para o processo de compostagem é a dimensão das partículas dos materiais. O processo de decomposição inicia-se junto à superfície das partículas, onde exista oxigénio difundido na película de água que as cobre, e onde o substrato seja acessível aos microrganismos e às suas enzimas extra-celulares. Como as partículas pequenas têm uma superfície específica maior estas serão decompostas mais rapidamente desde que exista arejamento adequado.

As partículas devem ter entre 1,3 cm e 7,6 cm. Abaixo deste tamanho seria necessário utilizar sistemas de ar forçado enquanto que os valores superiores podem ser bons para pilhas mais estáticas e sem arejamento forçado. O ideal é que os materiais utilizados na compostagem não tenham dimensões superiores a 3 cm de diâmetro. Quanto menor for o tamanho das partículas, maior é a sua superfície específica, e portanto, mais fácil é o ataque microbiano ou a disponibilidade biológica das partículas mas, em contrapartida, aumentam os riscos de compactação e de falta de oxigénio.

2.2 – Mistura de materiais

Na construção de uma pilha de compostagem é frequente utilizar uma mistura de materiais ricos em carbono com outros ricos em azoto. Os materiais ricos em carbono fornecem a matéria orgânica e a energia para a compostagem e os materiais azotados aceleram o processo de compostagem, porque o azoto é necessário para o crescimento dos microrganismos. Genericamente, quanto mais baixa é a relação C/N mais rapidamente termina a compostagem. 

A relação C/N (peso em peso) ideal para a compostagem é frequentemente considerada como 30. Dois terços do carbono são libertados como dióxido de carbono que é utilizado pelos microrganismos para obter energia e o outro terço do carbono em conjunto com o azoto é utilizado para constituir as células microbianas (note-se que o protoplasma microbiano tem uma relação C/N próxima de 10 mas, para efectuar a síntese de 10 carbonos com um azoto, e assim constituir o seu protoplasma, os microrganismos necessitam de 20 carbonos, aproximadamente, para obter energia).

As perdas de azoto podem ser muito elevadas (por exemplo, de 50%) durante o processo de compostagem dos materiais orgânicos, particularmente quando faltam os materiais com elevada relação C/N. Por esta razão, Lampkin (1992), refere a necessidade de uma relação C/N de 25 a 35 para uma boa compostagem. Para relações C/N inferiores o azoto ficará em excesso e poderá ser perdido como amoníaco causando odores desagradáveis. Para relações C/N mais elevadas a falta de azoto irá limitar o crescimento microbiano e o carbono não será todo degradado conduzindo a que a temperatura não aumente, e a que a compostagem se processe mais lentamente. Um volume de três partes de materiais ricos em carbono para uma parte de materiais ricos em azoto é uma mistura muitas vezes utilizada. Com o aumento dos materiais ricos em carbono relativamente aos azotados o período de compostagem requerido aumenta.

Para calcular a relação C/N da mistura de materiais (material 1, material 2, etc.) pode ser utilizada a seguinte fórmula:

C/N final = P1 [C1 (100-H1)] + P2 [C2 (100-H2)] +… / P1 [N1 (100-H1)] + P2 [N2 (100-H2)] +…

Sendo, P o peso, H a humidade, C a % de carbono e N a % de azoto nesse material (p/p).

Os fertilizantes minerais azotados podem ser adicionados em vez de materiais orgânicos ricos em azoto. Neste caso devem ser aplicados através da rega por aspersão em cada camada de 30 cm de matéria orgânica. Os fertilizantes amoniacais são preferíveis aos fertilizantes com azoto nítrico porque os microrganismos responsáveis pela compostagem preferem o azoto amoniacal ao azoto nítrico. Os fertilizantes fosfatados podem ser utilizados com vantagens para a compostagem. Pelo contrário, deve-se evitar a utilização de substâncias alcalinizantes como o calcário ou as cinzas porque contribuem para as perdas de azoto, por volatilização do amoníaco.

O solo ajuda a manter a estabilidade da pilha e é utilizado como inoculo de microorganismos responsáveis pela compostagem. O solo recolhido por baixo de uma pilha velha de compostagem, de um celeiro, ou de um curral é rico em azoto. A quantidade de solo a utilizar numa pilha de compostagem não deve exceder um a dois centímetros por cada 30 cm de altura da pilha. Demasiado solo torna a pilha pesada para revolver e pode criar condições de anaerobiose em clima chuvoso.

2.3 – Rega

Como o processo de compostagem tende a ser um processo de secagem, devido ao calor provocar a evaporação de água, é conveniente iniciar o processo de compostagem nos valores superiores de humidade (50 a 60% p/p).

Considerando, P o peso do material, H a humidade do material e Hf o valor desejado para a humidade final (exemplo 60%); considerando os materiais 1 a n, resulta:

Hf = (P1H1+P2H2+…+PnHn) / (P1+P2+…+Pn)

Se considerarmos três materiais teremos: Hf = (P1H1+P2H2+P3H3) / (P1+P2+P3)

Resolvendo a equação em ordem a P3 resulta: P3 = (P1H1+P2H2 - P1Hf - P2Hf) / (Hf  - H3)

 

Considerem-se dois materiais para compostagem (1 e 2), e água (a).

Sendo P o peso, D a densidade, V o volume e H a percentagem de humidade

A água tem 100% de humidade e densidade 1

Sendo Hf a percentagem de humidade final desejada para a pilha de compostagem

Va = (P1H1+P2H2 - P1Hf - P2Hf) / (Hf  - H3)

Va = (V1D1H1+V2D2H2 - V1D1Hf - V2D2Hf) / (Hf  - 100)

Estimativa da quantidade de água a adicionar a uma pilha de compostagem

Considerando o volume em metros cúbicos o peso resulta em toneladas

Considerando o volume em litros o peso resulta em kg

 

A humidade de cada material pode ser estimada com base na perda de peso do material fresco, por exemplo, 10 a 100 g, quando sujeito a temperaturas da ordem dos 105-110°C durante 24 horas, ou temperaturas inferiores mas por períodos de tempo mais prolongados. O peso de cada material pode ser estimado pelo seu volume multiplicado pela densidade.

Calculando a quantidade de materiais em função da relação C/N e da humidade desejada, não se obtêm valores iguais. Se quando acertamos a relação C/N para 30 dá uma humidade superior a 60% então é melhor acertar para 60% a humidade mesmo que a relação C/N dê superior a 30; se quando acertamos a relação C/N para 30 dá uma humidade inferior a 60% então adicionamos água até aos 60%. À medida que se colocam as camadas dos materiais poderá ser necessário ir regando. Bem como, por exemplo, caso não chova, durante os primeiros 14 dias de compostagem.

 

3 – Compostagem

3.1 – Local e volume da pilha de compostagem        (exemplo de instalações agrícolas e domésticas)

A pilha de compostagem não deve ficar exposta directamente ao sol ou ao vento, para que não seque, nem à chuva, para não ficar sujeita à lixiviação de nutrientes. Um local levemente ensombrado e com cortinas contra o vento pode ser conveniente para não deixar secar demasiado a pilha.

O local escolhido para a compostagem deve ser próximo daquele em que o composto irá ser utilizado. Poderá ser necessário ter água perto pois a chuva pode não ser suficiente para humedecer a pilha convenientemente.

A forma e o tamanho da pilha de compostagem também influenciam a velocidade da compostagem, designadamente pelo efeito que têm sobre o arejamento e a dissipação do calor da pilha. O tamanho ideal da pilha pode ser variável. O volume de 1,5 m x 1,5 m x 1,5 m poderá ser considerado bom para a generalidade dos materiais. No entanto, o volume deve depender do sistema e das tecnologias de compostagem utilizadas.

A pilha muito baixa não composta bem e não aquece rapidamente. Por isso, nos locais muito frios pode ser preferível pilhas mais altas que 1,5 m. Pelo contrário, as pilhas demasiado altas, com 2,5 m a 3 m, podem tornar-se demasiado quentes e matar os microrganismos responsáveis pela compostagem e podem ficar muito compactas diminuindo o arejamento no seu interior.

No caso de se proceder à compostagem em pilhas baixas e longas (windrow) então a altura deverá ser menor e o comprimento maior, como por exemplo, no processo de compostagem de Indore desenvolvido na índia por Albert Howard, em que as dimensões são de 10 m x 3 m de superfície e 0,6 m de altura. 

3.2 – Sistemas de compostagem

A compostagem pode ser conduzida de diversas formas: em grandes instalações centralizadas com matéria orgânica recolhida selectivamente; em explorações agrícolas ou agro-pecuárias; em pequenas unidades de carácter familiar (compostagem doméstica) ou grandes unidade de carácter municipal.

Normalmente, são necessários meses para se obter um material satisfatoriamente compostado, ainda que alguns digestores com temperatura controlada e constante movimentação dos materiais em compostagem, providenciem "compostos acabados" em poucas semanas (Donahue et al., 1983).

Problemas de odores, sementes viáveis de infestantes, pragas como ratos e insectos, parasitas e organismos patogénicos, poderão ser eliminados através da selecção do sistema de compostagem apropriado para os substratos a compostar (Throsthrup, 1989). 

Existem muitos sistemas para a preparação do composto mas, normalmente, podem agrupar-se em dois tipos: fermentação (digestão aeróbia ou compostagem) em pilhas, e fermentação (digestão) em digestores ou câmaras fechadas (Jiménez & Garcia, 1989).

Estes sistemas são, frequentemente considerados em quatro categorias, designadamente, pilhas longas (windrow) com volteio, pilhas estáticas, pilhas estáticas com arejamento forçado, e recipientes ou reactores (in-vessel) abertos ou fechados.

No sistema de pilhas longas estas têm de ser frequentemente reviradas na fase da compostagem que requer mais oxigénio e em que se produz mais calor, enquanto que as pilhas estáticas não são reviradas ou só o são com baixa frequência. Nos outros sistemas é possível exercer um controlo do oxigénio mais contínuo, bem como, sobre as temperaturas, odores, organismos patogénicos, etc. As pilhas estáticas exigem menos capital mas ocupam muito espaço, pelo contrário nos sistemas in-vessel o processo pode ser melhor monitorizado e com menor necessidade de terreno, mas com custos de capital e de funcionamento elevados. Nestes últimos sistemas o composto necessita, normalmente, de um período de amadurecimento e estabilização posterior.  

3.3 – Processo de compostagem

O procedimento para a compostagem envolve a escolha dos materiais, a selecção do local, e a selecção do sistema de compostagem. O processo de compostagem pode depender dos materiais existentes e do tempo disponível para a compostagem desses materiais.

A compostagem ocorre quando existe água, oxigénio, carbono orgânico e nutrientes para estimular o crescimento microbiano. No processo de compostagem os microrganismos decompõem a matéria orgânica e produzem dióxido de carbono, água, calor e húmus.

O processo de compostagem mais comum na agricultura é conduzido em pilhas de compostagem por um período de, aproximadamente, 3 meses. Na gestão dos lixos e das lamas é frequente utilizarem-se sistemas que requerem menos espaço mas com maior controlo das condições físicas e químicas em que se processa a compostagem.

3.3.1 – Biologia

Diferentes comunidades de microrganismos (incluindo bactérias, actinomicetas, leveduras e fungos) predominam em diferentes fases da compostagem. Com temperaturas superiores a 40°C começam a predominar os termofílicos. Com temperaturas acima de 55°C muitos dos microrganismos patogénicos para os humanos ou para as plantas são destruídos. Acima dos 65 °C são destruídos a maioria dos microrganismos, incluindo aqueles que são responsáveis pela decomposição.

Um arejamento adequado, rega, açúcares disponíveis, e carbono orgânico disponível estimulam o crescimento dos microrganismos. Mas, nem todos os materiais são facilmente atacáveis pelos microrganismos.

Os microrganismos responsáveis pela compostagem preferem o azoto amoniacal ao azoto nítrico. O pH óptimo para a maioria dos microrganismos varia entre 5,5 e 8,5.

As sementes de infestantes podem perder a viabilidade na presença das elevadas temperaturas (40-60°C) no interior da pilha de compostagem. As sementes que se localizam no exterior da pilha podem, contudo, não ser mortas por as temperaturas aí não atingirem os valores necessários para esse efeito. As infestantes podem ser impedidas de germinar no exterior da pilha utilizando uma cobertura de plástico.

3.3.2 – Física

3.3.2.1 – Temperatura

A temperatura é o factor mais importante para determinar se a operação de compostagem se processa como desejável. A produção de calor de um material é indicativa da actividade biológica desse material e, por isso, indirectamente, do seu grau de decomposição (Bidlingmaier, 1985). A produção de calor depende da velocidade a que a decomposição se processa (ou da velocidade a que os microrganismos crescem e actuam), e esta, depende do teor de humidade, arejamento e relação C/N da mistura dos materiais, da forma e do tamanho da pilha de compostagem (que afecta o arejamento e a dissipação do calor da pilha) e da temperatura exterior à pilha. Quando a pilha está estática, os mecanismos de dissipação do calor, do interior da pilha para o exterior, incluem a condução, a convecção e a radiação.

Deve-se registar a temperatura de vários pontos da pilha, no interior e no exterior, ou em diferentes camadas. A temperatura deve alcançar os 40 a 50 °C em dois ou três dias e quanto mais depressa o material for decomposto mais cedo a temperatura começará a descer.

Nas primeiras semanas de compostagem a pilha pode não ser revirada mas, neste caso, o processo de compostagem poderá ser mais lento. O número de vezes que o material deve ser revirado depende de diversos factores sendo frequente a recomendação de revirar duas ou mais vezes no primeiro mês e pelo menos mais uma vez no segundo mês. Algum azoto é conservado quando não se revira a pilha de compostagem.

A compostagem pode ser dividido em duas partes. A primeira é mais activa e caracteriza-se por uma forte actividade metabólica e pelo aumento de temperatura dos materiais em decomposição, e inclui uma fase mesofílica, e outra termofílica. A segunda parte, caracteriza-se por taxas metabólicas muito mais reduzidas e é conhecida por fase de arrefecimento e maturação, durante a qual o material se torna estável, escuro, amorfo, com aspecto de húmus e um cheiro a terra (Witter & Lopez-Real, 1987).

A decomposição ocorre mais rapidamente na fase termofílica (40-60°C) que pode demorar semanas ou mesmo meses dependendo do tamanho e da composição da pilha de compostagem. Durante a fase termofílica as temperaturas elevadas aceleram a hidrólise das principais moléculas estruturantes dos materiais em compostagem, designadamente, proteínas, gorduras e hidratos de carbono complexos como as celuloses e hemiceluloses. Neste período devem ser destruídos os organismos patogénicos e as sementes de infestantes.

Convém impedir que a temperatura da pilha ultrapasse muito os 65°C porque os microrganismos benéficos são eliminados. Nestes casos o volteio da pilha e respectivo arejamento diminui as temperaturas porque o calor se dissipa. Contudo, Rifaldi et al. (1992) sugeriram que durante a compostagem a temperatura deveria alcançar um valor de 65C, ou superior, para uma humidade de 40%, ou superior, pelo menos 6 dias ou dois períodos de três dias consecutivos para garantir a eliminação dos organismos patogénicos e da viabilidade das sementes de infestantes.

A temperatura deve aumentar durante a primeira semana e a pilha deve estar à temperatura ambiente após 5 a 6 semanas. Nesta altura a pilha deverá ser revirada para ser arejada. Quando após o volteio da pilha não resulta um aumento significativo da temperatura poderá considerar-se que a compostagem está terminada, sem prejuízo da existência de um período mais longo de amadurecimento (cura) do composto. Um composto estará maduro quando a sua temperatura se mantém constante durante a movimentação do material (Jimenez & Garcia, 1989).

Quando se revira a pilha, por exemplo, semanalmente, ou mesmo mensalmente, a temperatura deverá descer e, posteriormente, poderá voltar a crescer por recomeçarem as reacções aeróbias na matéria orgânica ainda incompletamente decomposta que se encontrava em zonas de anaerobiose no interior da pilha antes desta ser revirada.

3.3.2.2 – Humidade

Um teor de humidade de 50 a 60% é considerado indicado para a compostagem. Abaixo de 35-40% de humidade a decomposição da matéria orgânica é fortemente reduzida e abaixo de 30% de humidade praticamente é interrompida. O limite superior depende do material e do tamanho das partículas sendo frequentemente considerado entre valores de 55 e 60% de humidade. Uma humidade superior a 65% retarda a decomposição, e produzem-se maus odores em zonas de anaerobiose localizadas no interior da pilha de compostagem, para além de permitir a lixiviação de nutrientes.

O teste da esponja é um teste expedito que consiste em pegar numa mão cheia de composto e apertar e não deverá escorrer água (pode pingar algumas gotas) mas deve ficar humidade na mão. Idealmente a pilha deve encontrar-se à capacidade de campo. A pilha ou o compostor devem ficar em cima da terra e não num local impermeável à água.

3.3.2.3 – Arejamento

O arejamento da pilha favorece a oxigenação, a secagem e o arrefecimento no seu interior. Isto é, fornece o oxigénio para a actividade biológica, remove humidade da massa em compostagem, e remove calor diminuindo a temperatura da massa em compostagem.

O oxigénio é necessário para os microrganismos obterem energia resultante da oxidação do carbono orgânico. O qual, posteriormente, liberta-se como carbono inorgânico, na forma de dióxido de carbono. A falta de oxigénio causa o ambiente redutor resultando compostos incompletamente oxidados.

Apesar de 21% da atmosfera ser oxigénio, os micróbios aeróbios conseguem sobreviver em atmosferas com 5% de oxigénio. No entanto, abaixo de 10% de oxigénio este elemento poderá ser limitante. Quando o oxigénio desce dos 5% criam-se zonas de anaerobiose. No entanto, se a actividade anaeróbia não for excessiva a pilha de compostagem funcionará como um filtro que impedirá a libertação dos gases com maus odores que posteriormente serão degradados no seu interior. Se a actividade anaeróbia for intensa resultarão cheiros desagradáveis que não devem acontecer se o processo de compostagem for bem conduzido. Se o composto começar a cheirar mal é provável que esteja muito molhado e que necessite de arejamento ou de um material poroso.

3.3.2.4 – Odores

Excesso de humidade, falta de porosidade, rápida degradação do substrato e tamanho excessivo da pilha, podem criar condições de anaerobiose no interior da pilha de compostagem. A falta de oxigénio causa o ambiente redutor resultando compostos e que provocam odores desagradáveis quando se volatilizam.

Os odores causados em anaerobiose provêm de vários compostos orgânicos incompletamente oxidados, designadamente, ácidos gordos voláteis de baixo peso molecular (acético, propiónico, butírico), compostos de enxofre, como o ácido sulfídrico, compostos aromáticos, e aminas. O amoníaco é, no entanto, o composto que mais contribui, quer em aerobiose quer em anaerobiose para os odores desagradáveis.

O odor intenso e desagradável dos resíduoss orgânicos, normalmente, diminui durante a fase inicial da compostagem (bio-oxidativa) e praticamente desaparece no final do processo de compostagem. Quando a maturação óptima é obtida, os odores desagradáveis não deverão estar presentes na pilha de compostagem, e não devem aparecer quando se movimentam as massas compostadas com o consequente arejamento (Jiménez & Garcia, 1989).

3.3.3 – Química

3.3.3.1 – Carbono e azoto

Dos muitos átomos que os microrganismos necessitam para proceder à compostagem, o carbono e o azoto são os mais importantes.

O carbono para além de fonte de energia para a actividade microbiana representa aproximadamente metade da massa das células microbianas. O azoto é essencial para a composição das proteínas, e estas, representam aproximadamente metade da biomassa microbiana. Logo, o rápido crescimento dos microrganismos depende da disponibilidade de azoto.

O azoto nos materiais orgânicos encontra-se principalmente na forma orgânica. Na fracção mineral o azoto encontra-se principalmente como azoto amoniacal. Se o azoto existir em excesso, e os microrganismos não o conseguirem utilizar por falta de carbono disponível, o azoto pode acumular-se e perder-se por volatilização ou por lixiviação.

Apesar da relação C/N 30 ser desejável para o processo de compostagem, esta relação poderá variar em função das características específicas dos materiais utilizados para compostar, designadamente com a disponibilidade do carbono desses materiais para o ataque microbiano. Isto porque apesar de quase todo o azoto orgânico estar disponível para ser utilizado pelos microrganismos, o mesmo não se verifica relativamente ao carbono de determinados materiais, por se encontrar em formas resistentes à degradação biológica. Por exemplo, os jornais são mais resistentes que outros papéis pois são constituídos por fibras celulósicas lenhificadas, sendo a lenhina um composto muito resistente à decomposição. Nestes materiais com elevada quantidade de lenhina deve ser considerada uma relação C/N mais elevada para iniciar a compostagem. O mesmo acontece quando se utilizam caules de milho e palhas. (Note-se que uma relação inicial de C/N de 30 conduziria, nestes casos, a que parte do azoto não fosse utilizado por falta de carbono disponível). Por isso, a relação C/N da mistura a compostar tem que ser ajustada em função da disponibilidade do C e do N nos materiais.

Para além da dificuldade na degradação da lenhina, a presença desta molécula dificulta também o ataque microbiano às outras moléculas, por motivos de barreira física, que resultam na menor superfície específica com que ficam as outras moléculas para serem contactadas pelas enzimas dos microrganismos decompositores.

As paredes celulares dos tecidos vegetais são constituídas por celulose, hemicelulose, e lenhina. As lenhinas são as mais resistentes à decomposição, no entanto, alguns microrganismos, principalmente fungos, desenvolveram as enzimas necessárias à degradação da lenhina. Esta degradação ocorre em meio aeróbio, sendo a lenhina persistente à decomposição por grandes períodos de tempo em meio anaeróbio.

Quando se compostam materiais lenhosos, folhas, ou outros materiais que possuem elevada relação C/N poderia adicionar-se azoto mineral para acertar esta relação utilizando os mesmos cálculos descritos anteriormente para o azoto orgânico. No entanto, como o azoto mineral é muito mais rapidamente disponível do que o azoto orgânico nem sempre se pode proceder desta forma. Principalmente quando outros factores, como a baixa temperatura ambiente, provocar uma baixa actividade microbiana donde resulta uma baixa utilização do azoto disponível, e portanto, a sua potencial lixiviação.

Durante a compostagem metade ou mais de metade do volume da pilha será perdido com a decomposição dos materiais. Pelo menos metade do carbono da pilha é perdida principalmente na forma de dióxido de carbono. O azoto é perdido por volatilização do amoníaco e por lixiviação e desnitrificação dos nitratos. O carbono é perdido mais rapidamente que o azoto e, por isso, a relação C/N diminui durante a compostagem. A relação C/N pode diminuir de 30 para 15 ou 10. As maiores perdas de azoto resultam da volatilização do amoníaco, principalmente quando se areja a pilha de compostagem. As perdas de azoto são, por isso, muito menores durante a decomposição anaeróbia dos materiais orgânicos. Kirchmann (1985) refere que o azoto nos estrumes compostados em condições aeróbias é praticamente todo (95%) orgânico, enquanto que o estrume decomposto em condições anaeróbias tem uma fracção muito maior de azoto amoniacal.

3.3.3.2 – Outros nutrientes

Os outros nutrientes essenciais para o metabolismo dos microrganismos encontram-se, geralmente, em grandes quantidades relativas nos materiais orgânicos originais utilizados na compostagem e, por isso, não limitam o processo de compostagem. Nalguns casos poderá ser aconselhável aplicar fósforo. O potássio é perdido por lixiviação enquanto que o fósforo é conservado porque se encontra geralmente em compostos que não são lixiviados nem volatilizados.

3.3.3.3 – pH

O pH do composto pode ser indicativo do estado de compostagem dos resíduos orgânicos. Jimenez e Garcia (1989) indicaram que durante as primeiras horas de compostagem, o pH decresce até valores de, aproximadamente, 5, e posteriormente, aumenta gradualmente com a evolução do processo de compostagem e estabilização do composto, alcançando, finalmente, valores entre 7 e 8. Assim, valores baixos de pH são indicativos de falta de maturação devido à curta duração do processo ou à ocorrência de processos anaeróbios no interior da pilha em compostagem.

À medida que os fungos e as bactérias digerem a matéria orgânica libertam-se ácidos que se acumulam e acidificam o meio. Este abaixamento do pH favorece o crescimento de fungos e a decomposição da celulose e da lenhina. Posteriormente estes ácidos são decompostos até serem completamente oxidados. No entanto, se existir escassez de oxigénio o pH poderá descer a valores inferiores a 4,5 e limitar a actividade microbiana, retardando, assim, o processo de compostagem. Nestes casos deve-se remexer as pilhas para o pH voltar a subir.

 

A adição de calcário, ou de outras substâncias alcalinizantes, como as cinzas, pode ser prejudicial, porque o aumento de pH causa a volatilização do azoto na forma de amoníaco, contribuindo, assim, para o efeito de estufa, os odores desagradáveis, e a diminuição de azoto disponível para a nutrição das plantas.

O pH deve ser lido numa solução com 5 g de composto seco ao ar até obter um peso constante (ou a 105-110°C por 24 horas) e 25 ml de água (agitar bem 5 segundos e deixar parado 10 minutos antes de medir o PH). A água pode ser destilada ou do próprio composto mais destilada. Neste ultimo caso será necessário determinar a quantidade de água do material antes de adicionar a água destilada que perfaz os 25 ml.

3.3.3.4 – Capacidade de troca catiónica

Harada e Ynoko (1980) encontraram uma relação negativa, fortemente significativa, entre a CTC e a razão C/N dos compostos. A CTC aumenta à medida que a humificação progride. Harada et al. (1981) estudaram a progressão da CTC durante ensaios de compostagem controlada e verificaram que a CTC aumentava de 40 meq por 100 g de composto no início do processo de estabilização (no final da fase de bio-oxidação) até cerca de 80 meq por 100 g de composto após 12 semanas.

3.3.3.5 – Condutividade eléctrica

A condutividade eléctrica tende a diminuir com a compostagem. Logo, a incorporação de compostos orgânicos mal amadurecidos ao solo aumenta a concentração de sais no solo e a sua condutividade eléctrica (C.E.) devido à salinidade do composto.   

4 – O composto

4.1 – Quantidade de composto produzido

A diminuição de peso e volume causada pela compostagem dos materiais orgânicos resulta num aumento da concentração de nutrientes e reduz a necessidade em espaço para armazenamento e transporte.

Durante a compostagem metade ou mais de metade do volume da pilha será perdido com a decomposição dos materiais. Pelo menos metade do carbono da pilha é perdida principalmente na forma de dióxido de carbono. O azoto é perdido por volatilização do amoníaco e por lixiviação e desnitrificação dos nitratos.  

4.2 – Qualidade do composto

São necessárias especificações padronizadas de métodos analíticos e agronómicos que definam a qualidade do produto (composto) final da compostagem.

4.2.1 – Métodos para avaliação da maturação do composto

Os métodos desenvolvidos para avaliar a maturação dos compostos orgânicos baseiam-se, geralmente, em ensaios químicos com base em extractos dos compostos, ou em ensaios biológicos, e incluem: a relação C/N; métodos cromatográficos para determinação do conteúdo de substâncias húmicas e o grau de polimerização dos compostos húmicos; testes colorimétricos dos extractos húmicos; análise de polissacaridos; testes da actividade respiratória; medições de adenosina trifosfatada; teste à produção de calor e testes de fitotoxicidade (Morel et al., 1985; Bidlingmaier, 1985; Zucconi & Bertoldi, 1987; Jimenez & Garcia, 1989; Inbar et al., 1990; Bardos et al., 1992). 

A produção de calor de um material, por exemplo, é indicativa da actividade biológica desse material e, por isso, indirectamente, do seu grau de decomposição (Bidlingmaier, 1985). Um composto estará maduro quando a sua temperatura se mantém mais ou menos constante durante a movimentação do material (Jimenez & Garcia, 1989). Os odores, causados pelo azoto amoniacal e ácidos voláteis de baixo peso molecular, também não devem estar presentes mesmo quando se movimenta o material.

Jann et al. (1959), por exemplo, propuseram um teste rápido à maturação de materiais orgânicos incubados em condições anaeróbias a 55C com base no pH. Caso o composto se mantivesse alcalino durante 24 horas era considerado como estando suficientemente amadurecido.

Harada et al. (1981) referiram que a maturação do composto poderá ser determinada na base da capacidade de troca catiónica, e que o valor mínimo necessário para assegurar uma maturação aceitável seria de 60 meq por 100 g de composto, com base no material sem cinzas. 

Finstein & Miller (1985) definiram o conceito de maturação em termos de nitrificação e enunciaram que, quando surgem, durante o processo de compostagem, quantidades apreciáveis de nitratos e nitritos, é indicação que o composto está aceitavelmente compostado.

A relação C/N tem sido tradicionalmente utilizada como um bom indicador do grau de decomposição dos materiais orgânicos, sendo relações C/N inferiores a 20 indicativas de uma maturação aceitável (Morel et al., 1985). No entanto, por vezes, este valor pode ser superior a 20 em compostos relativamente maduros, por exemplo, quando parte do carbono orgânico se encontra em moléculas resistentes à degradação (ex: lenhina) e por isso, dificilmente disponível para os microrganismos do solo. A relação C/N de materiais bem compostados pode variar devido ao tipo de material original e às condições do processo de compostagem. Por exemplo, enquanto um decréscimo de uma relação C/N inicial de 35-40 para um valor final de 18-20 normalmente implica um avançado grau de maturação, já com materiais ricos em azoto (como os dejectos de origem animal) poder-se-á começar por uma relação C/N baixa (como 10, ou inferior) e esta tenderá a aumentar durante o processo de estabilização (Zucconi and Bertoldi, 1987), devido a perdas de azoto. Assim, a relação C/N não pode ser considerada um indicador absoluto do estado de maturação de um composto, e terá de ser interpretada sempre de acordo com as características iniciais dos materiais orgânicos. Os resíduos orgânicos baseados em materiais provenientes dos esgotos municipais ou das fossas das empresas de pecuária, mesmo quando não compostados, poderão ter relações C/N inferiores aos de compostos maduros com base em resíduos sólidos urbanos ou de lamas de industrias de papel (Morel et al., 1985). 

Chanyasak and Kubota (1981) consideraram que a relação C/N dos extractos aquosos dos materiais compostados poderá ser um indicador quantitativo da maturação do composto mais eficiente do que a mesma relação relativamente ao carbono e azoto totais no composto, porque esta relação mostrou valores constantes de 5-6 em diversos compostos maduros, independentemente dos respectivos materiais originários. Neste sentido, Hirai et al. (1983) propuseram um teste universal para a avaliação da maturidade dos compostos baseado em observações nos componentes solúveis em água durante o processo de compostagem, uma vez que as transformações que se operam nos materiais orgânicos são consequência de reacções bioquímicas que se processam na matéria orgânica original por efeito dos microorganismos cujo metabolismo ocorre na fase líquida.

Como a relação C/N diminui durante o processo de compostagem até se considerar o composto estável, a relação (C/N final) / (C/N inicial) também diminui e, de acordo com Jiménez & Garcia (1989) uma estimativa razoável para o composto maduro poderia ser 0,75 ou de preferência, 0,6. No entanto, alguns materiais ricos em azoto poderão ter valores de C/N inferiores a 10 e, neste caso, aquela relação torna-se superior a 1 com o evoluir do processo de compostagem.

A incorporação de compostos orgânicos no solo aumenta a concentração de sais no solo e a sua condutividade eléctrica (C.E.) devido à salinidade do composto (Brito, 1993).  Chanyasak et al. (1982) assumiram que o efeito inibitório do crescimento de nabo com aplicação de doses elevadas de composto de resíduos municipais era explicado pela elevada C.E. (mS cm-1) do composto utilizado. Parte dos sais dos compostos de resíduos orgânicos não é imediatamente solúvel mas torna-se solúvel durante a decomposição dos resíduos (Stewart and Meeck, 1973). O azoto é um bom exemplo porque a maior parte deste elemento nos resíduos encontra-se na forma orgânica e, durante a decomposição, parte do azoto orgânico é convertido em azoto inorgânico, com o subsequente aumento de salinidade. O prejuízo causado pelos sais às plantas tem sido explicado como sendo fundamentalmente devido ao efeito dos sais na osmose das membranas celulares no entanto, a elevada pressão osmótica não explica, sozinha, a forte redução, que por vezes se verifica, no crescimento vegetal ou na germinação de sementes (Barker et al., 1970). 

Com base nos efeitos adversos da salinidade e do azoto amoniacal na germinação de sementes e no crescimento vegetal, têm-se desenvolvido diversos testes biológicos como métodos para determinação do grau de maturação dos compostos orgânicos (Zucconi et al., 1981; Wong, 1985). Fundamentalmente, estes testes consistem em incubações, por reduzido período de tempo, de sementes posicionadas em papéis de filtro impregnados com extractos aquosos dos compostos e colocados em placas de Petri. O método publicado por Zucconi et al. (1981) foi adaptado oficialmente em Itália para determinar o grau de maturação de compostos orgânicos utilizados como correctivos do solo, e utiliza sementes de agrião (Lepidium sativum L.), por causa da rápida germinação destas sementes. Wong and Chu (1985 b), por exemplo, conduziram testes para determinação dos efeitos dos extractos de materiais em compostagem na germinação e crescimento radicular em Brassica chinensis. Estes autores utilizaram amostras de resíduos urbanos retirados, em intervalos regulares de tempo, de pilhas de compostagem, e concluíram que era necessário um período de, pelo menos, 4 semanas de estabilização do composto fresco para assegurar uma qualidade aceitável e baixa fitotoxicidade para utilização como correctivo do solo. No entanto, este teste não indica se a inibição do crescimento resulta da incompleta decomposição dos materiais originários ou de substancias tóxicas que estes materiais possuíam já no inicio da compostagem (Bidlingmaier, 1985). Devleeschauwer et al. (1981) explicou que o efeito fitotóxico do composto de resíduos urbanos se devia à presença de ácido acético e Chanyasak et al. (1983) relacionaram a fitotoxicidade dos compostos imaturos com os ácidos propiónico e butírico, para além do acético. Linch (1978) sugeriu, para além do ácido acético e outros ácidos orgânicos, o amoníaco e o etileno como os inibidores do crescimento radicular na presença de compostos orgânicos de resíduos urbanos mal compostados. A toxicidade do etileno foi verificada por Roy & Jana (1975) e, posteriormente, por Wong (1985). Spohn (1978) propôs um teste rápido, qualitativo, para determinação da presença de compostos redutores através da aplicação de reagentes específicos em papéis de filtro humedecidos com extractos dos compostos.

A rápida decomposição de materiais incompletamente compostados pode causar um decréscimo na concentração de oxigénio no solo e, como resultado, a criação de um ambiente anaeróbio fortemente redutor, ao nível do sistema radicular (Jimenez and Garcia, 1989). Este ambiente redutor é inibidor para a germinação das sementes porque se produzem substancias fitotoxicas como amoníaco, etileno e ácidos orgânicos (Golueke, 1977; Wong, 1985). A formação de azoto amoniacal resulta da dificuldade de desenvolvimento das bactérias nitrificantes por falta de oxigénio e, assim, da dificuldade em converter todo o azoto amoniacal proveniente da decomposição dos compostos em azoto nítrico (Wong, 1985). Na presença de quantidades tóxicas de azoto amoniacal a planta responde diminuindo a sua taxa metabólica, reduzindo a respiração das raízes, diminuindo a absorção de nutrientes e inibindo a síntese e o transporte de giberelinas e citoquininas (Bonneau & Souchier, 1980). Elevadas concentrações de N-NH4+ no solo também podem conduzir à acumulação de quantidades tóxicas de N-NO2-que pode afectar negativamente a emergência das plantas (Brady, 1984).

As técnicas para avaliação da maturação dos compostos orgânicos podem basear-se nas transformações que se processam na matéria orgânica, durante a compostagem. A densidade óptica, por exemplo, do extracto alcalino dos materiais orgânicos em compostagem, lida por colorimetria no comprimento de onda de 450 nm, altera-se com o tempo de compostagem e revela maturação assim que ocorre o patamar da curva (Morel et al., 1985). 

A maioria dos seres responsáveis pela decomposição da matéria orgânica são microorganismos do solo e a sua actividade pode ser relacionada com a respiração dos microorganismos dos solos corrigidos. Assim vário autores, estimaram a taxa de actividade microbiana do solo através da evolução do CO2 libertado (Kowalenko et al., 1978; Buyanovsky & Wagner, 1983; Orchard & Cook, 1983; Smith and Hadley, 1990). No entanto, a taxa de evolução de CO2 depende não apenas do carbono disponível para mineralização, mas também da porosidade do solo, estrutura e tamanho dos agregados, humidade, temperatura, pH, etc. A respiração microbiana do composto misturado, ou não, com solo, apesar das considerações acima referidas, é um processo eficiente para avaliar a sua maturidade (Morel et al., 1985; Zucconi and Bertoldi, 1987). No entanto, os métodos respirométricos só podem ser efectuados ocasionalmente (por exemplo, para controlo do produto, desenvolvimento de novos processos de compostagem, padronização de testes mais simples) porque é um método muito dispendioso em tempo e custo, em comparação com os métodos químicos mais simples (Morel et al., 1985).

4.2.2 – Metais pesados

Apesar dos efeitos benéficos dos compostos orgânicos como correctivos dos solos, a sua aplicação ao acaso na agricultura tem de ser restringida devido não só aos problemas já apontados de excesso de salinidade, organismos causadores de doenças ou moléculas orgânicas tóxicas, mas também, devido aos riscos potenciais causados pela presença de metais pesados nos resíduos. Os metais pesados podem ser divididos em dois grupos (i) aqueles que afectam o crescimento vegetal como o zinco, cobre, níquel e (ii) aqueles que, apesar de poderem afectar o crescimento vegetal, poderão afectar principalmente os animais e o homem que se alimentam das culturas desenvolvidas nos solos corrigidos, como o cádmio e o chumbo. Os níveis de metais pesados são função, em grande parte, da mistura de resíduos industriais com resíduos domésticos e se forem demasiado elevados torna os compostos impróprios para utilização na agricultura.

Os metais pesados introduzidos no solo por via da correcção dos solos com resíduos orgânicos podem acumular-se e, assim, expor as plantas em crescimento a concentrações tóxicas deste tipo de metais. A disponibilidade destes metais no solo e a capacidade de serem absorvidos pelas plantas depende da sua relativa abundância nos resíduos orgânicos e da sua mobilidade no sistema solo-planta (Lineres, 1992). A mobilidade dos metais pesados depende de interacções complexas entre diversos factores incluindo a textura e o pH do solo, a espécie e cultivar, o comportamento químico do metal específico, etc. (Brady, 1984). Diferentes espécies e até diferentes cultivares da mesma espécie (John, 1976), possuem diferentes capacidades para absorver e translocar os metais. Dowdy & Larson (1975), referiram que a alface acumulava facilmente metais pesados enquanto que, por exemplo, a batata e a cenoura seriam excelentes não-acumuladores. Brady (1984) indicou que as folhas podem conter concentrações de cádmio indesejáveis para a saude humana ou dos animais e no entanto não manifestarem sintomas visíveis de fitotoxicidade. O conhecimento da concentração total de metais tóxicos no solo pode, portanto, não ser um indicador apropriado da capacidade de absorção destes metais pelas plantas. Isto pode ser explicado pelo facto de os catiões no solo poderem estar presentes como iões simples ou complexos na solução do solo, como iões adsorvidos ao complexo argilo-húmico mas facilmente permutáveis com as raízes, fixados na matéria orgânica ou mineral, precipitados como óxidos dos respectivos metais, na forma de carbonatos ou fosfatos, ou na rede cristalina dos minerais de argila (Brady, 1984; Russell's, 1988).

Metais como o zinco e o cádmio, ao contrário de outros como o cobre e o chumbo, são mais móveis no solo, são mais facilmente absorvidos pelas raízes (Stevenson, 1986) e translocados para a parte aérea das plantas (Sterritt & Lester, 1980). O cádmio surge no solo por diversos meios, incluindo fertilizantes fosfatados, produtos da combustão do carvão, madeira, resíduos orgânicos, etc. Níveis elevados de cádmio nas folhas dos vegetais foram já constatadas em plantas crescidas junto a estradas, bem como no leite de animais que pastaram em áreas contaminadas (Stevenson, 1986). A entrada do cádmio na cadeia alimentar pode ser parcialmente controlada pela calagem do solo, o que conduz à precipitação do cádmio em compostos de baixa solubilidade. O mercúrio acumula-se facilmente nos cogumelos mas não nas plantas superiores (Lineres, 1992). O mercúrio é um problema ambiental porque pode levar à formação, por via microbiana, de metilmercúrio nas águas subterrâneas e este é considerado, cancerígeno (Stevenson, 1986). O chumbo, manganês e alumínio estão entre os outros metais tóxicos para os quais os riscos aumentam quando os valores de pH se encontram abaixo de 5. A acumulação excessiva de metais pesados no solo e a resultante fitotoxicidade e absorção pela planta é, por isso, um factor limitante na aplicação de compostos de resíduos no solo agrícola, uma vez que pode conduzir a uma entrada de metais pesados na cadeia alimentar.   

4.3 – Utilização do composto

4.3.1 – Aplicação ao solo agrícola

Aspectos importantes dos compostos de resíduos orgânicos para aplicação ao solo incluem: (i) características físicas, como propriedades de manuseamento, humidade, temperatura, odor e cor, propriedades como substrato para crescimento vegetal (por exemplo, porosidade, capacidade para armazenamento de água, densidade aparente e textura), entre outras; (ii) características químicas, como a percentagem de matéria orgânica, índices de humificação, poder tampão, relação carbono/azoto na fase sólida e em extractos aquosos, pH, capacidade de troca catiónica, condutividade eléctrica, sais solúveis, nitratos, nitritos, amoníaco, etileno, ácido acético, nutrientes minerais, metais tóxicos, poluentes orgânicos, e outros; e, (iii) características biológicas incluindo efeitos na germinação das sementes, crescimento e composição vegetal, e capacidade de melhorar a fertilidade biológica do solo. Em acréscimo, os compostos orgânicos comerciais, utilizados como correctivos do solo, não deveriam conter materiais aguçados perigosos para o homem ou os animais, plásticos, metais ou pedras de dimensão perceptível à vista desarmada, sementes viáveis de infestantes, organismos patogénicos (como Salmonela, Ascaries ou Ténia, ou vírus) ou outros organismos em quantidade que possam causar efeitos nefastos à saúde humana por ingestão, inalação ou contacto com a pele (Morel et al., 1985; Bidlingmaier, 1985; Zucconi & Bertoldi, 1987;  Jimenez & Garcia, 1989; Bardos et al., 1992). No entanto, devido à inexistência de um método universal para avaliar os compostos de resíduos orgânicos é necessário recorrer a vários métodos para indicar uma conclusão segura sobre a maturação e a qualidade final dos materiais compostados.

4.3.2 – Imobilização do azoto

O azoto orgânico existe nos compostos em formas facilmente mineralizáveis e em formas que podem demorar meses ou anos a serem mineralizados. As primeiras, facilmente mineralizaveis, contribuirão mais para a nutrição das culturas no curto prazo, pelo contrário, as segundas contribuirão mais para o aumento da fertilidade do solo no longo prazo.

Uma das causas mais frequentes dos efeitos adversos ocasionalmente observados após a aplicação de correctivos orgânicos ao solo provém da falta de maturação dos compostos nos quais se procedeu a uma incompleta mineralização e incompleta humificação (Mays et al., 1973). A disponibilidade de azoto e de outros nutrientes está intimamente relacionada com a maturação dos materiais orgânicos. Se os compostos estão imaturos, com relações C/N superiores a 30, terão falta de azoto para maximizar as suas taxas de decomposição quando aplicados ao solo. Neste caso, o azoto mineral originário do solo pode tornar-se indisponível para as plantas por ser intensamente utilizado para o crescimento da microflora do solo (imobilizado pelos decompositores). Com o prosseguimento da decomposição da matéria orgânica dos compostos introduzidos no solo, muito do carbono mineralizado liberta-se na forma de CO2. Por este facto, a relação C/N da matéria orgânica (incluindo microorganismos) diminui porque pouco azoto é perdido enquanto muito carbono se escapa para a atmosfera (Donahue, 1983). Em contraste, compostos com uma relação C/N baixa, por exemplo inferior a 20, causam um menor aumento na microflora do solo do que aqueles com uma razão C/N superior a 30, minimizando assim a imobilização do azoto mineral do solo. Após algum tempo, a actividade biológica e a relação C/N do solo tendem para um equilíbrio (Dommergues & Mangenot, 1970), o que permite o progresso normal do processo de mineralização que regula a disponibilidade de azoto assimilável no solo (Gallardo & Nogales, 1987).

A utilização dos compostos de resíduos orgânicos como fertilizantes do solo tem sido investigada em experiências de campo e em estufa; no entanto, a literatura sobre os efeitos da utilização destes compostos na produção vegetal é contraditória. Por exemplo, Mays & Giordano (1989), com base em resultados de 19 anos de experiências com compostos de resíduos urbanos, concluíram que a aplicação ao solo deste tipo de composto é benéfica para sustentar elevadas produtividades vegetais e fornecer nutrientes principais e secundários para as plantas. Garner (1962), apesar de considerar que os resíduos urbanos aumentavam a produção de várias culturas, indicou que estes aumentos eram inferiores aos obtidos com os estrumes da produção pecuária. Em contraste com as referencias acima indicadas, Tietjen & Hart (1969) descobriram que enquanto compostos maduros aumentavam a produção de batata, já os compostos frescos ou imaturos diminuíam a produção. Terman et al. (1973), neste caso em experiências com vasos, observaram que compostos carbonáceos (com elevadas proporções de carbono) induziam à deficiência de azoto disponível no solo para o milho em terrenos pouco férteis em azoto. Van Assche & Uytleebroeck (1982) indicaram que acréscimos nas quantidades de composto de resíduos sólidos urbanos aplicados ao solo resultaram num decréscimo na produção de alface, em contraste com um acréscimo na produção de aipo.

4.3.3 – Mineralização do azoto

É geralmente aceite que os materiais orgânicos fornecem azoto mineral com mais consistência e por mais longos períodos de tempo do que os fertilizantes minerais azotados e, em consequência, não permitem uma nutrição de luxo para as plantas nem que estas se desenvolvam com tecidos de suporte deficientes. Lairon et al. (1984), por exemplo, consideraram que uma fertilização orgânica apropriada poderia resultar em produtividades de alface semelhantes às obtidas com fertilizantes minerais, tendo no entanto menor concentração de nitratos nas folhas. Note-se que, excessos de nitratos nas plantas comestíveis poderá causar a formação de nitrosaminas e a metemoglobinémia infantil (Follett & Walker, 1989). Por esta razão, a concentração de nitratos nos vegetais comestíveis, como a alface, atraiu a atenção pública, sendo considerado indesejável do ponto de vista da saúde humana, a existência de elevadas concentrações de nitratos.

Kirchman & Bernal (1997) consideraram que o tratamento anaeróbio dos resíduos orgânicos seria preferível para a produção vegetal porque as perdas de azoto seriam menores e o azoto seria mais eficazmente reciclado através das culturas. Isto sugere que a digestão anaeróbia poderá conferir maior valor fertilizante aos correctivos orgânicos em comparação com a digestão aeróbia (vulgarmente designada por compostagem). Lampkin (1992) considerou que o objectivo da agricultura biológica é o aumento, no longo prazo, dos teores de matéria orgânica no solo, e que isso é conseguido com materiais bem compostados e não com materiais mais frescos. No entanto, o contributo dos compostos orgânicos para a matéria orgânica do solo, no longo prazo, não depende exclusivamente do processo de compostagem e do seu grau de amadurecimento, mas também, dos materiais originais que os constituíam. Por exemplo, uma pilha mal compostada de materiais com muita lenhina podem ter uma fracção reduzida de azoto facilmente mineralizavel, e um material bem compostado de resíduos verdes e dejectos animais pode ter demasiado azoto facilmente mineralizavel, ou mesmo mineralizado caso ainda não tenha sido perdido.

A taxa de mineralização da matéria orgânica incorporada ao solo varia com o tipo de material orgânico e com as condições edafo-climáticas. Krichmann (1989) referiu que a recuperação do azoto (15N) de um estrume de frangos pela cultura de cevada, ao longo de três anos, foi inferior a 30%, o que contrasta com van Faassen & van Dijk (1987) que indicaram uma mineralização do azoto orgânico de um estrume fresco de galinhas de 70 a 100% num período de 6 meses. Para o mesmo estrume, e as mesmas condições edafo-climáticas, as taxas de mineralização podem ainda variar com o tipo de cultura, designadamente, em função dos seus modelos de crescimento e de absorção de nutrientes.

Tyson & Cabrera (1993) compararam o efeito no solo de resíduos de aviário compostados e não compostados, e verificaram que estes últimos contribuíram para elevar a concentração de azoto nítrico no solo de 20 para 120 mg kg-1 numa semana, enquanto que o material bem compostado aumentou apenas de 20 para 30 mg kg-1 em 8 semanas. Ekbladh (1995) registou, numa cultura de alho francês, valores três a cinco vezes superiores na mineralização de azoto orgânico no solo com chorumes em comparação com estrumes sólidos bem compostados. Power & Doran (1984) consideraram disponível 10 a 25% do azoto em estrumes bem compostados e 1 a 50% do azoto em estrumes frescos. Valores semelhantes foram referidos para os compostos de esgotos urbanos, com taxas de mineralização variáveis entre de 2 a 60% por ano (Miller, 1974; Agbin et al., 1977; Hohla et al., 1978).

As diferentes formas como os estrumes sólidos e líquidos se comportam no solo podem ser aproveitadas para exercer uma gestão do solo adequada às rotações culturais. Por exemplo, estrumes bem compostados podem ser utilizados antes das culturas que não sejam muito exigentes em azoto no inicio da cultura, e estrumes mais frescos e estrumes líquidos podem ser utilizados para disponibilizar azoto no curto prazo às culturas. 

Torna-se necessário aumentar a eficiência com que o azoto mineral disponível para as plantas é utilizado, o que pode ser conseguido pela aplicação de produtos que, tendo razões C/N elevadas, retiram e libertam depois gradualmente o azoto, diminuindo, por esta via, o excesso de azoto nítrico no solo, o qual, pode conduzir à acumulação excessiva de nitratos nas folhas das plantas, para além de causar problemas de poluição potencial, por exemplo pela lixiviação de nitratos para as águas subterrâneas ou de volatilização de gases azotados para a atmosfera.

Apesar das experiências de campo e os ensaios de vaso serem os melhores indicadores dos efeitos dos materiais orgânicos na produção vegetal em condições reais, estas experiências são dispendiosas em tempo e recursos e, por vezes, fornecem pouca informação sobre a dinâmica das transformações dos materiais orgânicos no solo (Cheneby & Nicolardot, 1992). Uma forma mais simples de avaliar a disponibilidade de nutrientes libertados por mineralização dos compostos orgânicos consiste na utilização de testes de mineralização em laboratório. Bremner & Shaw (1957), por exemplo, determinaram o potencial de materiais orgânicos como fonte gradual de azoto mineralizado através da monitoragem do azoto nítrico e do azoto amoniacal em solos corrigidos com tais materiais e incubados a 25°C após humedecimento.

As técnicas de incubações aeróbias e anaeróbias são hoje frequentemente utilizadas para avaliar a fracção activa dos materiais orgânicos e a cinética da mineralização do azoto (Bonde & Lindeberg, 1988; Smith & Hadley, 1990).

O modelo mais comum, ou sub-modelo, para a mineralização de azoto, postula a existência de uma reserva de azoto que é facilmente mineralizável, segundo o conceito de Jansson (1958). A mineralização desta porção de N, facilmente mineralizável, foi descrita por Stanford and Smith (1972). Estes autores estimaram a proporção desta reserva de azoto e a sua taxa de mineralização, de acordo com a seguinte expressão: Nm=N0 (1-e-kt), em que Nm é a proporção do azoto mineralizado no tempo t, N0 é a proporção do azoto facilmente mineralizável, e k a taxa constante de mineralização. Uma vez que ambos, N0 e k são desconhecidos, podem estimar-se pela curva que melhor se adapta aos valores de Nm em relação a t, por métodos de regressão não linear (Jury and Nielsen, 1989). Posteriormente, este modelo foi desenvolvido (Brito e Santos, 1996) para considerar a imobilização do azoto ao longo do tempo t em semanas, através da expressão: Nm=N0 [1-exp(-k1t-k2t2)], em que k1 e k2 são constantes.

A disponibilidade de azoto mineral proveniente dos resíduos orgânicos que se mineralizam no solo depende ainda da quantidade de azoto mineral que se perde por volatilização e por lixiviação. Estas perdas variam com a época em que se aplicam os correctivos orgânicos e com as condições edafo-climáticas. Por exemplo, os riscos de lixiviação são potencialmente maiores em solos arenosos e em solos encharcados, e os riscos de volatilização dependem fortemente da temperatura do ar.

Recentemente, a acumulação de nitratos nos lençóis freáticos tornou-se um grave problema de poluição à escala mundial. De facto, existe uma forte relação entre as perdas por lixiviação de nitratos acumulados no solo e o nível de fertilização azotada (Steenvoorden et al., 1986). Para minimizar as perdas de nitratos por lixiviação, as práticas de mobilização do solo e fertilização das culturas devem ser tais que evitem a acumulação excessiva de nitratos no solo quando as plantas não estão ainda aptas para aproveitá-lo; e isto, especialmente nos períodos em que a precipitação acentuada é previsível que venha a ocorrer. Assim, para sincronizar, tanto quanto possível, o azoto disponível com a capacidade de absorção das culturas é necessário considerar não só as necessidades das culturas mas também as variações climáticas (por exemplo as temperaturas e o ciclo hidrológico), as propriedades do solo, as práticas de irrigação e de fertilização, e, no caso da aplicação de correctivos orgânicos, as taxas de mineralização da matéria orgânica desses correctivos. 

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