Compostagem de acácia

Introdução

Acacia longifolia (Andrews) Willd. e Acacia melanoxylon R. Br. são espécies da família Fabaceae, que foram introduzidas em Portugal para evitar a erosão de solos arenosos das zonas costeiras devido à capacidade que possuem para assimilar azoto (N) biológico (Morais et al., 2012), sendo posteriormente divulgadas como arbustos ornamentais e para produção de madeira. No entanto, para além de constituírem um elevado risco para o alastramento de incêndios, as acácias são espécies altamente competitivas, capazes de invadir o território das espécies nativas e de ameaçar a conservação dos habitats naturais. Atualmente são necessárias novas formas de valorização para estes arbustos, tendo em conta a sua abundância em Portugal. A compostagem, para utilização do compostado como substrato hortícola e como corretivo orgânico do solo, poderá ser uma das soluções.

A compostagem é um processo de oxidação biológica e de estabilização através do qual os microrganismos (bactérias, actinomicetas e fungos) decompõem os materiais ou resíduos orgânicos biodegradáveis, em condições de elevadas temperaturas resultantes do calor produzido pela atividade microbiana (fase termófila), em que se liberta (após a mineralização) dióxido de carbono e vapor de água, e de que resulta (após a humificação) um produto (composto) estabilizado, homogéneo, higienizado e sem substâncias fitotóxicas ou moléculas orgânicas que prejudiquem a qualidade do solo, e que pode ser armazenado e utilizado na preparação de corretivos orgânicos do solo e de substratos hortícolas.

A produção de calor no interior de uma pilha de compostagem depende da velocidade a que os microrganismos crescem e atuam, e esta depende do teor de humidade, do arejamento, da razão C/N da biomassa e do sistema de compostagem utilizado (Tchobanoglous et al., 2003). Por outro lado, a dissipação do calor do interior da pilha depende da sua superfície específica, e portanto, da sua dimensão (Brito et al., 2008­; Brito et al., 2012). No entanto, quanto maior a dimensão de uma pilha maior é o número de locais no seu interior com anaerobiose e, por isso, a dimensão da pilha influencia o tipo de microrganismos presentes, a temperatura e o tipo de emissões que se produzem.

As acácias poderão ter taxas de decomposição baixas devido aos seus teores relativamente elevados de lenhina, polifenóis e celulose. Baggie et al. (2004) reportaram um elevado teor de lenhina (20%) em resíduos de acácias e sugeriram que o elevado teor de material recalcitrante poderia estar relacionado com a dureza das folhas (filóides) e a proteção física da celulose. O material recalcitrante não contribui para intensificar a atividade microbiana e, consequentemente, para alcançar a temperatura necessária para eliminar a viabilidade das sementes de acácia, considerando que estas podem permanecer viáveis após 6 dias a temperaturas de 55-70ºC (Handreck e Black, 2005). No entanto, as acácias são Fabaceaes e possuem um apreciável teor de N que contribui para o rápido ataque microbiano e consequente elevação da temperatura. Os fungos que decompõem a lenhina, como os basidiomicetas (que possuem lenhinases), têm um crescimento lento e não conseguem competir com as bactérias que, na presença de N disponível, possuem um crescimento muito mais rápido e eliminam os fungos da comunidade microbiana. Posteriormente, durante a maturação do compostado, a lenhina poderá contribuir para a formação de complexos húmicos estáveis que indisponibilizam o N, porque durante a decomposição da lenhina e da celulose libertam-se polifenóis e hidratos de carbono que são percursores das substâncias húmicas (Stevenson, 1994).

Apesar de se terem realizado alguns estudos sobre a decomposição da acácia no solo (Lindsay e French, 2004; Baggie et al., 2004; Marchante et al., 2008), o mesmo não se verifica para a compostagem de resíduos dos ramos e folhas de acácia. Neste estudo, construíram-se pilhas estáticas de grandes dimensões para analisar as características físico-químicas, a evolução da degradação da MO e das perdas de N, e o efeito do revolvimento das pilhas durante processo de compostagem da biomassa de acácia, com o objetivo de investigar se a compostagem destes arbustos, triturados e crivados, pode atingir temperaturas elevadas o tempo suficiente para destruir a viabilidade das sementes e produzir um compostado com características benéficas para utilização como corretivo orgânico do solo e componente de substratos hortícolas.

Materiais e métodos

Construíram-se duas pilhas de compostagem ao ar livre, aproximadamente cónicas, com 80-100 m³ de volume (8 m de diâmetro da base e 3 m de altura), constituídas por detritos resultantes de arbustos e ramagem de Acacia longifolia (60%) e Acacia melanoxylon (40%), recolhidos em Mira (40º25’N 8º44’W), com o objetivo de analisar as características físico-químicas durante o processo de compostagem com cinco revolvimentos (pilha A) e com apenas três revolvimentos (pilha B), durante um longo período de compostagem (420 dias). Os detritos foram triturados com uma trituradora de alta rotação com moinho tipo martelos (Doppstadt; AK 403 Profi), e posteriormente crivados (< 40 mm) com um crivo de estrelas amovível (Neuenhauser Super Screener Portable Star Screen). As pilhas foram construídas em Janeiro de 2011, sobre uma camada de casca de pinheiro com aproximadamente 30 cm de altura, e foram monitorizadas até Março de 2012. Durante os revolvimentos, realizados com uma grua florestal e uma pá frontal de um trator, impediu-se a entrada de qualquer matéria mineral do exterior para o material em compostagem, para não afetar o cálculo da mineralização da matéria orgânica (MO) da biomassa em compostagem. A pilha A foi revolvida aos 28, 56, 84, 147, e 273 dias após o início da compostagem, enquanto a pilha B foi revolvida apenas aos 28, 147 e 273 dias de compostagem.

As temperaturas das pilhas (registadas próximo da base, do centro e do topo das pilhas, aproximadamente à altura de 0,5 m, 1,5 m e 2,5 m de altura, respetivamente), e a temperatura do ambiente exterior, foram determinadas com termístores (tipo ST1, Delta-T Devices), sendo os valores horários registados com base em leituras a cada minuto, através de um registador de dados (Delta-T Devices). Com base nos registos horários calcularam-se as médias diárias de temperatura do exterior e do interior de cada pilha. Realizaram-se colheitas de quatro amostras por cada pilha, recolhidas de forma independente, da zona central das pilhas, nos seguintes dias de compostagem: 0, 7, 14, 21, 28, 35, 42, 56, 70, 84, 105, 126, 154, 182, 210, 231, 273, 308, 343, 378 e 420. As amostras foram analisadas individualmente.

Recorreram-se às normas europeias para a determinação das seguintes características: humidade, com base em 50 g de material original (CEN, 1999a); pH por potenciometria (Methrohm-632) utilizando extratos de 60 cm³ de amostra por 300 ml de água (CEN, 1999b); condutividade elétrica dos extratos aquosos obtidos de acordo com a norma do pH (1+5, v/v), após filtração (CEN, 1999c), com um condutivímetro (Crison-CDTM/522), e os resultados ajustados à temperatura de 25°C; MO por calcinação numa mufla (Heraus-MR170E) a 550°C durante 6 horas (CEN, 1999d) após moagem da matéria seca num moinho ultra-centrífugo de precisão (Retsch® ZM200); e azoto Kjeldahl modificado (CEN, 2001a), com um digestor Gerhardt-KT12S e uma unidade de destilação Vadopest-3. Parte das amostras foram congeladas imediatamente após a colheita, para a determinação do azoto mineral (N-NH₄⁺ e N-NO₃^-), por espetrofotometria de absorção molecular, em autoanalisador de fluxo segmentado, após extração com KCl 2M (1/5). A concentração de carbono total, destinado ao cálculo da relação C/N, foi determinada pela fração entre a concentração da matéria orgânica e a constante 1,8 (Gonçalves e Baptista, 2001). Para a extração dos nutrientes utilizou-se uma digestão sulfúrica para o fósforo (P) total e uma digestão nitro-perclórica para potássio (K), o cálcio (Ca) e o magnésio (Mg). O fósforo nos digeridos foi determinado por espectrofotometria de absorção molecular, o K por espectrofotometria de emissão de chama e o Ca e Mg por espectrofotometria de absorção atómica.

A mineralização da MO foi estimada com base nas perdas de MO (g kg^-1) que foram calculadas pela seguinte fórmula (Paredes et al., 2000):

Perdas de MO (g kg^-1) = 1000 – 1000 [X₁ (1000 – X₂)] / [X₂ (1000 – X₁)]

em que X₁ e X₂ representam o teor de cinzas (g kg^-1), respetivamente no início da compostagem e no fim de cada período de compostagem. As perdas de massa foram calculadas pela fórmula (Tang et al., 2007):

Perdas de massa (g kg^-1) = 1000 [1- (X₁ / X₂)]

em que que X₁ e X₂ representam o teor de cinzas (g kg^-1), respetivamente no início da compostagem, e no fim de cada período de compostagem. As perdas de N foram calculadas pela seguinte fórmula (Paredes et al., 2000):

Perdas de N (g kg^-1) = 1000 – 1000 [X₁ N2)] / [X₂ N₁)]

em que X₁ e X₂ representam o teor de cinzas (g kg^-1), e  N₁ e N₂ o teor de N, respetivamente no início da compostagem e no fim de cada período de compostagem.

A mineralização da MO foi estimada pelas perdas de MO utilizando uma função cinética de 1ª ordem, expressa pela seguinte equação:

MO_m = MO₀ (1 - e^-kt)

em que MO_m representa o teor de matéria orgânica (g kg^-1) mineralizada no tempo t (dias), MO₀ representa o teor de MO potencialmente mineralizável (g kg^-1) e k representa a taxa de mineralização (dia^-1). Apesar dos resultados da mineralização da MO se terem ajustado bem ao modelo expresso na equação anterior em diversos estudos para diferentes materiais orgânicos (Paredes et al., 2000; Bustamante et al., 2008; Brito et al., 2008; Brito et al., 2010a; Serramiá et al., 2010), no presente estudo, devido ao facto dos resíduos de acácia possuírem um elevado teor de lenhina, polifenóis e celulose, e por isso, ser esperada a existência de um reservatório de MO dificilmente biodegradável considerou-se, também, outro modelo que contemplasse dois reservatórios distintos de MO mineralizável com diferente resistência à mineralização:

MO_m = MO₁ (1 - e^-k1t) + MO₂ (1 - e^-k2t)

em que, MO_m representa a MO mineralizada no tempo t (dias), MO₁ e MO₂, são reservatórios de MO mineralizável e k₁ e k₂ são as constantes de mineralização da MO desses reservatórios. Este modelo foi adaptado do modelo utilizado por Molina et al. (1980) para ajustar os resultados da mineralização do N de compostos aplicados ao solo.

Os resultados das perdas de MO durante a compostagem foram ajustados às funções cinéticas pelo método do algoritmo de Levenberg-Marquardt, para minimizar as diferenças entre as somas dos quadrados dos valores observados e dos valores previstos da variável dependente. O mesmo procedimento de regressão não linear foi utilizado para ajustar as perdas de N em cada período de compostagem a equações semelhantes às anteriores, nas quais a MO foi substituída por N mineralizado e perdido durante a compostagem. Utilizou-se o teste da menor diferença significativa (P <0,05) para a comparação entre as médias dos parâmetros químicos analisados nos compostos, e recorreu-se ao programa SPSS v. 15.0. (SPSS Inc.) para a análise de variância para comparação entre médias de tratamentos e para a análise de regressão não-linear.

Resultados e discussão

Inicialmente, as temperaturas das pilhas de compostagem aumentaram até uma temperatura máxima de 76ºC, encontrada no topo da pilha A (Figura 1), indicando a rápida degradação de compostos imediatamente disponíveis, tais como açúcares, aminoácidos e proteínas. Nesta fase, os microrganismos termófilos terão degradado, também, gorduras, celulose, hemicelulose e alguma lenhina. Vinte e oito dias após o início de compostagem, as pilhas foram revolvidas e humedecidas. Após a queda inicial, a temperatura subiu novamente de forma constante até valores termófilos (> 55ºC) no prazo de 2-5 dias em ambas as pilhas, atingindo o pico (77ºC) no topo da pilha A, duas semanas depois do revolvimento. Após o segundo revolvimento da pilha A, o tempo necessário para atingir temperaturas máximas aumentou em comparação com o primeiro revolvimento, revelando um menor teor de MO facilmente biodegradável. No dia 147, depois de revolver ambas as pilhas, as temperaturas subiram mais rapidamente na pilha B onde se alcançaram temperaturas superiores a 70ºC na parte superior da pilha, porque haveria mais MO facilmente biodegradável nas camadas exteriores da pilha B que foi menos revolvida. O mesmo se verificou após o revolvimento efetuado aos 273 dias de compostagem. Posteriormente, as temperaturas diminuíram progressivamente em ambas as pilhas.

As temperaturas no centro e no topo das pilhas foram geralmente superiores em comparação com a base das mesmas (Figura 1), o que pode ser explicado pelo movimento do ar frio que entra pela base e ascende até ao topo das pilhas. Contudo, o revolvimento das pilhas terá contribuído para que todo o material fosse sujeito às temperaturas termófilas por muito tempo. O tamanho das pilhas contribuiu para a retenção de calor nas pilhas. Deste modo, as condições de temperatura nas pilhas de acácia satisfizeram o requisito sanitário para os compostados (Wu e Smith, 1999), equivalente a 55 °C durante ≥ 15 dias, já que as temperaturas foram mantidas entre 60ºC e 75ºC durante vários meses, indicando uma elevada quantidade MO biodegradável.

O teor inicial de humidade nas pilhas foi de 62% e a compostagem decorreu com uma humidade adequada para a atividade microbiana, considerando que o nível de humidade mais favorável para a compostagem se situa entre 50 e 70% (Brito, 2010). A evaporação da água foi compensada pela precipitação ocorrida (as pilhas ficaram destapadas durante a compostagem), o humedecimento das pilhas durante os revolvimentos, pela água produzida durante o processo de decomposição da MO e pela redução da massa das pilhas. O elevado teor de humidade das pilhas também terá contribuído para a manutenção das temperaturas elevadas durante a compostagem, porque a humidade favorece a acumulação do calor e a sua retenção na pilha.

Como consequência da degradação e mineralização de ácidos orgânicos e da produção de amónia, o pH aumentou no início da compostagem. Posteriormente, o pH do material em compostagem tornou-se geralmente alcalino, variando entre 7,1 e 7,8 (Figura 2). Estes valores de pH não limitam a utilização destes compostos como corretivos do solo, mas poderão limitar a sua utilização como componente de substratos, que frequentemente apresentam valores de pH inferiores (Cáceres et al., 2006).

A condutividade elétrica (CE) de material de acácia foi de 1,5 dS m^-1 no início da compostagem e diminuiu após duas semanas para valores de 0,5-1,3 dS m^-1. Esta diminuição pode ser explicada pela volatilização de amónia e a precipitação de sais minerais. Elevadas concentrações de sais podem causar problemas de fitotoxicidade, sendo o valor da CE do composto importante na avaliação da adequação e segurança do mesmo para fins agrícolas. Nesta investigação, os valores finais CE dos compostados foram muito inferiores ao valor máximo de 3 dS m^-1 recomendado para aplicação de compostados ao solo (Soumaré et al., 2002), mas superior ao valor limite de 0,5 dS m^-1 sugerido por Abad et al. (2001) para substratos hortícolas.

A perda de massa seca foi de 644 e 642 g kg^-1, respetivamente para pilha de A e B, após 420 dias de compostagem. Portanto, o número de revolvimentos não afetou significativamente a perda de biomassa durante a compostagem. Perdas de massa inferiores foram referidas por Pereira et al. (1998) para a Acacia longifolia durante a decomposição no solo (440 g kg^-1 após 16,5 meses). Em contrapartida, Baggie et al. (2004) registaram perdas de aproximadamente 500 g kg^-1 de massa seca durante 8 semanas de incubação para a Acacia mangium, enquanto no presente estudo, para o mesmo período de tempo, as perdas de massa foram 406 e 385 g kg^-1, respetivamente, para as pilhas A e B.

O teor de MO diminuiu de 852 g kg^-1 no início da compostagem, para 583-586 g kg^-1 de MO no final da compostagem. As perdas de MO revelaram duas fases diferentes de degradação da MO. A primeira fase (35 dias) foi indicativa da rápida decomposição do substrato facilmente biodegradável e de uma taxa muito elevada de atividade microbiana. A segunda fase mostrou um ritmo mais lento de degradação da MO, quando permaneciam apenas os substratos mais resistentes à biodegradação. O modelo [5] revelou um melhor ajustamento aos resultados das perdas de MO (valores de r² de 0,94 e 0,95 respetivamente para a pilha A e B) do que o modelo [4] (valores de r² de 0,89 e 0,82 respetivamente para a pilha A e B). Estas perdas (Figura 3) revelaram e existência de dois reservatórios de MO biodegradável, ambos com uma fração da MO mineralizável total semelhante, mas com taxas muito distintas de mineralização. No entanto, quando se comparam as perdas de N de ambos os reservatórios (Figura 4), verificou-se que no segundo reservatório essas perdas foram apenas cerca de metade das do primeiro reservatório. O que significa que as perdas de N foram muito elevadas na primeira fase da compostagem e mais reduzidas na segunda fase da compostagem, devido ao ataque microbiano mais lento à MO remanescente, onde predominaria celulose e lenhina em partículas de maior dimensão. As perdas de N não variaram significativamente entre as pilhas A e B, provavelmente porque a diferença de tratamentos foi apenas de dois revolvimentos.

Aproximadamente 750 g kg^-1 da MO dos resíduos de acácia foram mineralizados durante um período de 420 dias de compostagem. Este valor é comparável com outros materiais orgânicos durante a compostagem realizada num período de tempo sempre muito inferior ao considerado neste estudo: (i) 620–660 g kg^-1 de MO de estrume com palha (Vuorinen e Saharinen, 1997); (ii) 460–760 g kg^-1 com estrume de bovinos leiteiros com serrim (Michel et al., 2004); (iii) 630–670 g kg^-1 com a fração sólida do chorume (Brito et al., 2008); e 645–672 g kg^-1 com estrume de suínos (Zhu et al., 2004).

O aumento no teor de N total durante a compostagem (Figura 2) foi devido ao facto das perdas de N serem inferiores às perdas de MO. Este aumento no teor de N encontra-se bem documentado para diferentes materiais durante a compostagem (de Bertoldi e Civilini, 2006; Brito et al., 2008). Neste estudo, o teor de N total aumentou de 9,5 g kg^-1 de MS para valores finais de 12 g kg^-1 na pilha A e 13,5 g kg^-1 na pilha B, após 420 dias de compostagem. A razão C/N diminuiu de 50 no início do processo decompostagem para valores finais de 26 e 23, respetivamente, para as pilhas A e B (Figura 2). As variações na razão C/N durante a compostagem ocorrem tanto como resultado da mineralização de MO (perda de CO₂) como das perdas de N por volatilização de amónia (de Bertoldi e Civilini, 2006). Assim, a redução na razão C/N resultou do facto da mineralização da MO ter sido superior às perdas de N por volatilização. A forte diminuição na razão C/N durante a compostagem foi indicativa de que compostados estavam num estado avançado de maturação. No entanto, a razão C/N final foi superior à que se verifica frequentemente com outros materiais orgânicos bem maturados, devido ao elevado teor de lenhina nos resíduos de acácia.

O teor de N mineral (N-NH₄⁺ + N-NO₃^-) foi muito reduzido durante o processo de compostagem, com exceção do N-NO₃^- que aumentou significativamente após 343 dias de compostagem até um valor médio de 325 mg kg^-1 MS no composto final. O teor de N-NH₄⁺ variou geralmente entre 20 e 120 mg kg^-1 MS durante toda a compostagem, enquanto o teor de N-NO₃^- foi geralmente inferior a 10 mg kg^-1 MS até aos 343 dias de compostagem. A ocorrência de lixiviados não foi observada nas pilhas durante a compostagem, provavelmente devido à grande dimensão das pilhas e consequentemente reduzida superfície específica. Portanto, as pilhas com grande volume podem ser vantajosas por não necessitarem de cobertura, já que a água da chuva é necessária para manter a humidade da pilha e não é demasiada para lixiviar os nutrientes. Na fase termófila da compostagem, o teor de N-NO₃^- foi praticamente vestigial, provavelmente porque o N mineral foi imobilizado pelos microrganismos no processo de decomposição da MO e porque as bactérias responsáveis pela nitrificação são fortemente inibidas por temperaturas superiores a 40°C (Hellmann et al., 1997). Assim, será de esperar que durante a compostagem, as perdas de nitratos por lixiviação fossem praticamente nulas. No entanto, a elevada temperatura e as condições de pH elevado durante a fase termófila, provavelmente, promoveram uma intensa volatilização de amónia, o que explicaria as perdas elevadas de N (484-489 g kg^-1 de N inicial) que ocorreram durante a compostagem, principalmente na fase inicial do processo, quando a degradação da MO e a produção de amónia foi mais intensa.

A reduzida concentração de N-NH₄⁺ que se verificou durante a compostagem da acácia em comparação com outros estudos, designadamente com resíduos da pecuária intensiva (Brito et al., 2008), poderá ser explicada pela elevada razão C/N dos resíduos de acácia relativamente aos dejetos animais. Após 343 dias de compostagem, a concentração de N-NO₃^- ultrapassou a concentração de N-NH₄⁺ em ambas as pilhas, sendo a razão N-NH₄⁺/N-NO₃^- de 0,16 na pilha A e 0,42 na pilha B no final do período de compostagem. A razão N-NH₄⁺/N-NO₃^- tem sido frequentemente utilizada para avaliar a maturação dos compostados, sendo sugeridos valores <1 (Larney e Hao, 2007) e <0,5 (CCQC, 2001) como indicativos de compostados bem estabilizados. Os compostados avaliados neste trabalho alcançaram, portanto, uma razão N- N-NH₄⁺/N-NO₃^- inferior aos valores indicativos para uma boa maturação. No final da compostagem, o teor de N-NO₃^- foi superior na pilha A (371 mg kg^-1 MS) em comparação com a pilha B (280 mg kg^-1 MS), o que poderá ser explicado pelo maior arejamento da pilha A que sofreu um maior número de revolvimentos. O teor de N-NH₄⁺ no final da compostagem foi inferior ao teor limite de N-NH₄⁺ de 400 mg kg⁻¹ MS sugerido como indicador de estabilização dos compostados por Zucconi e de Bertoldi (1987).

As concentrações de nutrientes na biomassa de acácia (com exceção do N) aumentaram aproximadamente para o dobro nos compostados finais em comparação com os materiais iniciais, em paralelo com a degradação da MO e respetivas perdas de massa. O fósforo, Ca e Fe são elementos pouco móveis e as suas concentrações apresentaram respostas lineares mais consistentes com a diminuição da MO. Os compostados de acácia proporcionam uma fonte particularmente rica de Ca (Figura 5). Por outro lado, o N, K e Mg revelaram um comportamento mais lábil e, apesar das suas concentrações também aumentaram com a diminuição do MO, as relações lineares foram geralmente menos consistentes. Os aumentos observados em teores de nutrientes nos compostados de acácia são importantes do ponto de vista agronómico porque melhoram as propriedades agronómicas do composto final.

Conclusões

Os arbustos de acácia moídos e crivados possuem uma biodegradabilidade e uma estrutura que permite a sua compostagem efetiva, com bom arejamento, como revelaram as temperaturas termófilas que foram atingidas logo após a construção das pilhas e que permaneceram acima de 65 ºC por um período suficientemente longo para satisfazer os critérios mais rigorosos para inativação completa de agentes patogénicos.

As perdas de matéria orgânica (≈750 g kg^-1 de MO inicial) foram superiores às perdas de N (< 500 g kg^-1 de N inicial) e assim a razão C/N diminuiu de um valor inicial de 50 para valores finais de 26 e 23, respetivamente para a pilha com maior e menor frequência de revolvimento.

Este estudo mostrou que o compostado maturado pode ser obtido com material de acácia com um número reduzido de revolvimentos das pilhas, após 420 dias de compostagem, como revela a descida das temperaturas de compostagem, a estabilização na degradação da MO, a diminuição da razão C/N e o aumento do teor N-NO₃^- nos compostados finais em comparação com o teor de N-NH₄⁺.

Além de estabilização da MO e da higienização do compostado de resíduos de acácia, os resultados indicaram que a compostagem de acácia pode produzir corretivos do solo ricos em MO e com uma baixa CE sendo, no entanto, necessário um longo período de compostagem e de maturação dos compostados finais.