Ciclagem de nutrientes



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Capítulo XIV
CICLAGEM DE NUTRIENTES


Oromar Bertol




1. INTRODUÇÃO


2. EROSÃO HÍDRICA DO SOLO

2.1. Etapas da Erosão Hídrica

2.1.1. Fase de desagregação do solo

2.1.2. Fase de transporte do sedimento desagregado

2.1.3. Fase de deposição dos sedimentos transportados

2.2. Influência do sistema de manejo do solo na erosão hídrica

2.3. PERDA DE NUTRIENTES POR EROSÃO HÍDRICA

2.4. Concentração de nutrientes no solo



2.5. Efeito do sistema de manejo do solo na concentração de nutrientes na superfície do solo

2.6. Efeito da lixiviação de nutrientes das plantas na concentração de nutrientes na superfície do solo

2.7. Efeito do sistema de manejo do adubo na concentração de nutrientes na superfície do solo

2.8. Efeito do sistema de manejo do solo na concentração de nutrientes na enxurrada

2.9. Efeito do tipo e forma do nutriente no meio de transporte do nutriente

2.10. Efeito do tipo de adubo na duração das perdas do nutriente



2.11. Efeito das chuvas na perda de nutrientes

2.12. Efeito das condições físicas do solo na perda de nutrientes


2.13. Interação água/sedimento/nutrientes no escoamento superficial da enxurrada


2.14. Sedimento suspenso no escoamento superficial

3. PROCESSO DE EUTROFIZAÇÃO DE MANANCIAIS SUPERFICIAIS DE ÁGUA

3.1. Efeito do tipo de elemento mineral na eutrofização

3.2. Demanda Química de Oxigênio

3.3. Condutividade Elétrica

4. CONTROLE DAS PERDAS DE NUTRIENTES DO SOLO

5. EFEITO DAS ZONAS RIPÁRIAS NO CONTROLE DAS PERDAS DE NUTRIENTES

6. EFEITO DO SISTEMA DE SEMEADURA DIRETA NO CONTROLE DAS PERDAS DE NUTRIENTES

7. EFEITO DO SISTEMA DE TERRACEAMENTO NO CONTROLE DAS PERDAS DE NUTRIENTES

8. MOVIMENTO DE NUTRIENTES ATRAVÉS DA MATRIZ DO SOLO



BIBLIOGRAFIA

1. INTRODUÇÃO
Os problemas ambientais enfrentados pelas populações, particularmente aqueles relacionados a contaminação dos recursos hídricos, em grande parte estão diretamente ligados ao fenômeno da erosão hídrica. Esta realidade tem evidenciado que a problemática da erosão hídrica traz diferentes prejuízos à sociedade. Ao mesmo tempo que promove a diminuição da qualidade da vida através do comprometimento dos recursos naturais, demanda recursos para o enfrentamento dos efeitos que dela decorrem. Dentre estes efeitos, os seguintes merecem citação: alteração da qualidade das águas superficiais; elevação nos custos para o tratamento das águas para o consumo humano; empobrecimento dos solos, e; aumento na freqüência e magnitude das enchentes. Assim, a contamina­ção das águas põe em risco a saúde das populações humana e animal e o empobrecimento do solo, afe­ta a eco­nomia das regiões, face a in­teração que ocorre entre a água e o solo no comprome­ti­mento das suas qua­lidades.
A erosão hídrica, que se desencadeia basicamente através da desagregação e transporte de sedimentos pela energia da chuva e do escoamento superficial, retira os sedimentos das lavoura, fazendo com que no processo se perca grandes quantidades de sedimentos e nutrientes associados. Mesmo que a quantidade de nutrientes transportados com o escoamento superficial de uma chuva que incide sobre um ambiente como numa bacia hidrográfica, possa ser considerada de pouca expressão agronômica e econômica, o empobrecimento do ambiente se dá pela ação continuada das perdas ao longo do tempo. O transporte de nutrientes pelo escoamento superficial tem sido cada vez mais facilitado pela chamada agricultura moderna, uma vez que esta tem proporcionado concentração de nutrientes crescente no solo, em especial na superfície. Por sua vez, esta condição tem sido facilitada pela semeadura direta, um sistema que nos últimos anos ganhou um impulso muito grande na produção agrícola, passando a ocupar a maior parte das áreas motomecanizadas.
Embora o Brasil possua grandes reservas de água de superfície, algumas regiões já apresentam problemas de escassez hídrica. Essa escassez decorre, em parte, pela degradação da qualidade das águas, fazendo com que interfira na disponibilidade dos recursos hídricos. Ainda que a água seja considerada um recurso renovável devido a sua capacidade de se recompor em qualidade, a classificação do recurso renovável para a água é limitada pelo uso, que vai pressionar a sua disponibilidade pela quantidade existente e pela qualidade apresentada, uma vez que os aspectos de qualidade e quantidade são indissociáveis. Assim, a água, dada a sua utilidade, é considerada um recurso finito e escasso e nesse sentido deve ser aproveitada de forma a evitar o perigo do seu futuro esgotamento (SETTI et al., 2001). Com isso, passa a ter importância o fato de que a água da chuva incidente em um determinado ambiente, seja retida no local em que se precipita e alcance os mananciais de água por fluxo subsuperficial e não superficial. Assim, ocorrendo a infiltração da água das chuvas nas encostas das bacias, em particular na zona de recarga, que corresponde ao terço superior da encosta, possibilitará uma regularidade em quantidade e qualidade no recarregamento dos mananciais.
No entanto, ao não ser contida nas encostas da bacia hidrográfica, a enxurrada pode alcançar os mananciais de água superficial, passando assim a ser a grande responsável pela chamada poluição não pontual ou poluição difusa. Este tipo de poluição que tem como um dos seus principais agentes, a atividade agropecuária, tem crescido em importância no comprometimento da qualidade das águas de superfície, na razão direta do crescimento da atividade agropecuária e da erosão hídrica, uma vez que tanto a água como o sedimento perdidos com o escoamento superficial tem se mostrado cada vez mais ricos em nutrientes. Um dos efeitos da poluição difusa sobre as águas, é o desencadeamento da eutrofização, especialmente quando entre os poluentes prepondera substâncias orgânicas e nutrientes tais como o fósforo e o nitrogênio.
A eutrofização, um fenômeno controlado principalmente pela disponibilidade de fósforo, se caracteriza por uma excessiva concentração de nutrientes na água, resulta em alto crescimento de organismos aquáticos, principalmente algas. Com a morte destes organismos e a subsequente decomposição, ocorre uma elevada demanda de oxigênio. com uma conseqüente escassez deste elemento no meio. Em decorrência da escassez de oxigênio, passa a haver dificuldades para a manutenção da vida no ambiente aquáticos, principalmente para aquelas espécies com maior nível de demanda de oxigenação, ocasionado assim um empobrecimento da flora e da fauna nos mananciais de água. A eutrofização ocasiona ainda problemas para a economia e a saúde humana, tais como: elevação dos custos para o tratamento da água para o consumo humano; prejuízos para a atividade pesqueira; surgimento de odores desagradáveis e formação de produtos tóxicos e cancerígenos no processo de tratamento das águas para consumo humano.
Diante da importância da água para a vida e da magnitude dos efeitos da sua deterioração sobre as atividades humanas, torna-se importante adotar medidas de proteção dos mananciais de superfície. No entanto, para melhor atingir este objetivo, dada a complexidade dos fatores que proporcionam o comprometimento da qualidade das águas, é necessário adotar um conjunto de medidas capazes de controlar as causas da sua contaminação. Este conjunto de medidas pode ser composto da implantação de zonas ripárias, utilização de sistema de manejo conservacionista do solo através da semeadura direta e implantação de sistema de terraceamento.
Ocupando normalmente as áreas mais sensíveis da bacia, como as margens da rede hidrográfica, ao redor de nascentes e áreas saturadas, as zonas ripárias representam um importante papel na remoção de nutrientes e contaminantes. Esta remoção ocorre pela filtragem que o fluxo superficial e sub-superficial que se dirigem da encosta, sofrem ao atravessar a zona ripária. A zona ripária não atua apenas como filtro retendo os elementos que são transportados da encosta pelo escoamento superficial e sub-superficial. O ambiente ripário, além de ser considerado estratégico na questão da biodiversidade, proporciona reações que permitem o aproveitamento dos nutrientes pela vegetação, bem como a atuação da microbiologia do solo, mitigando o efeito da poluição difusa. As zonas ripárias, portanto, tem uma resposta para o controle da poluição não pontual, um fenômeno que por suas largas proporções e natureza difusa complica os esforços de mitigação.
A ação protetora da zona ripária é, portanto, importante para assegurar a qualidade da água nos mananciais. Essa percepção deve ser considerada, tendo em vista o reconhecimento mundial da poluição da água como uma das mais importantes ameaças ao ser humano. Embora a importância da zona ripária na função protetora dos mananciais de água de superfície contra a poluição difusa, não se deve concluir que a mera presença desta faixa de terra seja suficiente para sanar todos os problemas da poluição decorrente da atividade agrícola em uma bacia. È necessário levar em consideração que a eficiência da zona ripária diminui em condições de grandes enxurradas proporcionadas por chuvas de alta intensidade. Assim, outras medidas de manejo de solo serão necessárias para barrar os sedimentos e poluentes que se movimentam das encostas para a linha de drenagem, pelo efeito do escoamento superficial.
A semeadura direta tem se mostrado um sistema eficaz no controle das perdas de sedimentos através da maior proteção da superfície do solo pelos resíduos culturais. No entanto, as perdas de água permanecem elevadas, neste sistema, principalmente nas regiões de solos originários do basalto pelas seguintes razões: 1) os solo dessas regiões, por terem textura argilosa, sofrem uma redução da sua capacidade em infiltrar a água da chuva, principalmente nos primeiros anos de implantação do sistema, ocasionado pelo trânsito de máquinas na superfície; 2) o relevo predominante nessas regiões, embora seja de declives suaves, é de pendentes longas o que favorece o acúmulo de enxurrada, potencializando, assim, a perda de água e sedimentos; 3) a erosividade anual das chuvas que incidem sobre estas regiões são as mais elevadas do estado; 4) as temperaturas desta região por serem altas, aceleram a decomposição da resteva, dificultando, assim, o acúmulo de palhada na superfície do solo. É necessário considerar ainda que nos primeiros anos de implantação da semeadura direta, há um emprego intensivo de adubos minerais e orgânicos, os quais se concentram nos primeiros centímetros do solo. Assim, em condições de semeadura direta, juntamente com as perdas de água, ocorrem perdas substanciais de nutrientes, uma vez que neste sistema a enxurrada é altamente enriquecida de nutrientes. Por outro lado, recentemente muitos agricultores do Estado do Paraná, ao constatar que a semeadura direta controla grande parte das perdas de sedimentos, passaram a remover, sem critérios técnicos, o sistema de terraceamento das lavouras, favorecendo, assim, a formação de enxurrada e em consequência, aumentando o potencial de perdas de água, sedimentos e nutrientes. No entanto, “para preservar a qualidade dos mananciais, faz-se necessário associar ao sistema de manejo, inclusive no plantio direto, outras práticas conservacionistas, como os terraços” (Hernani et al., 1999).
Sistemas de terraceamento bem dimensionados tem sido a solução tecnológica mais apropriada para barrar o escoamento superficial formado nas lavouras pela água da chuva que não infiltra no solo. Os terraços promovem o seccionamento das encostas, impedindo o carreamento de sedimentos, nutrientes e agrotóxicos evitando, assim, que estes cheguem até aos cursos de água. Teoricamente estas estruturas devem exercer a função que por excelência era exercida pelas florestas, ou seja, de promover a estocagem e armazenamento da água oriunda da precipitação pluviométrica. A contenção da enxurrada no canal do terraço oportuniza a infiltração/percolação da água no solo com benefícios para a sua depuração, além de contribuir na regularidade da vazão de nascentes e cursos de água, pela estocagem natural no espaço poroso do solo.
Portanto, ao se infiltrar lentamente no solo, além de evitar o escoamento superficial, a água tem sua qualidade melhorada pois na passagem pelo sistema matricial do solo, sofre um processo de purificação, uma vez que os nutrientes e os sedimentos em suspensão são retidos no perfil do solo. Essa capacidade de reter nutrientes é particularmente acentuada nos solos argilosos principalmente os originários do basalto e altamente intemperizados como o Latossolos. Tais solos, por possuírem uma mineralogia que desenvolve tanto cargas positivas (cta), quanto cargas negativas (ctc), tem a capacidade de reter os principais ânions e cátions presentes em solução na água que venha a percola no perfil do solo. Desse modo, a água da chuva deixa de ser o agente da erosão hídrica e de poluição de mananciais de água e passa a ser estocada no solo. Assim, pode-se utilizar o potencial de retenção de água no solo como agente de estocagem natural e liberação lenta às nascentes e fontes dos cursos de água e lençóis subterrâneos (PREVEDELLO, 1996).

2. EROSÃO HÍDRICA DO SOLO
Os agentes que incidem sobre uma bacia hidrográfica, promovendo a perda de água e sedimentos através da erosão hídrica, se expressam de maneira distinta, em razão do local em que agem na bacia. Isto permite separar diferentes formas de erosão. Pode-se afirmar que, as formas mais generalizadas de erosão, em particular nos solos do estado do Paraná, são a erosão entressulcos e a erosão em sulco. Para MEYER et al. (1975), o entendimento do processo de erosão hídrica do solo pela água das chuvas, torna-se grandemente facilitado pela sua divisão em processo de erosão entressulcos e processo de erosão em sulcos. Segundo os autores o entendimento é facilitado em função das características hidrológicas e condições de superfície dominantes em cada uma dessas formas. A erosão entressulcos pode ocorrer de forma generalizada na paisagem de uma bacia, no entanto se expressa mais acentuadamente, em relação as demais formas de erosão, no inicio das encostas. As outras formas de erosão são a erosão em canal e a erosão em voçoroca, sendo que neste trabalho, conforme já mencionado nos objetivos, será tratado a forma de erosão hídrica entressulcos.
Um dos principais, senão o principal mecanismo de perda de nutrientes, é através da erosão hídrica do solo. Este processo, por ser seletivo, transporta preferencialmente os sedimentos mais finos constituídos principalmente de matéria orgânica, por estar em maior concentração na superfície do solo e pôr ser de baixa densidade, normalmente altamente enriquecida de nutrientes (BARROWS e KILMER, 1963). Os nutrientes presentes no solo, em especial na sua camada superficial, são transportados pelo escoamento superficial, associados aos sedimentos ou dissolvidos na água (GBUREK e SHARPLEY, 1998), o que faz da enxurrada o principal mecanismo pelo qual os nutrientes são exportados das terras agrícolas (SHARPLEY et al., 1992). Por sua vez, ao entrar nas águas superficiais, a enxurrada pode acelerar a degradação dos recursos hídricos (SHARPLEY et al., 1996) fazendo com que se torne uma das maiores fontes de poluição difusa e o maior causador de contaminação de água (PARRY, 1998). A erosão portanto, é o fenômeno que mais contribui para o agravamento e em muitos casos o próprio estabelecimento dos problemas ambientais, uma vez que os recursos naturais mais atingidos por esse fenômeno são a água e o solo. Assim, quando pelo fenômeno da erosão, a água age sobre o solo transportando-o, ambos diminuem de qualidade. Em razão disso, é importante entender os mecanismos e as formas de retirada da água e dos sedimentos das lavouras através da erosão hídrica entressulcos, bem como os desdobramentos que ocorrem no ambiente em decorrência da ação deste fenômeno.
2.1. Etapas da Erosão Hídrica
2.1.1. Fase de desagregação do solo
O processo da erosão hídrica tem início com a incidência das gotas de chuva sobre a superfície do solo. As partículas de solo atingidas pelas gotas de chuva são desagregadas pela energia cinética do impacto. A partir daí ocorrem as fases de transporte das partículas individualizadas e a deposição das partículas transportadas. Para melhor explicar o fenômeno da erosão hídrica, MEYER e WISCHMEIER, (1969) subdividiram as fases de desagregação nas seguintes etapas: a) desagregação do solo pelo impacto das gotas de chuva; b) desagre­gação do solo pelo escoamento superficial; c) Transporte das partículas pela chuva, e; d) Transporte das partículas pelo escoamento superficial. Os autores dizem que a intensi­dade com que cada um destes sub-proces­sos irá influir na erosão depende da capacidade de desagre­gação de solo pela chuva e pelo escoamento superficial e da capaci­dade de transporte das partículas pela chuva e pelo escoamento superficial. Assim, pode-se di­zer que a erosão hídrica do solo é um proces­so depen­dente da combi­nação da capacidade da chuva em causar eros­ão e da habili­dade do solo em resistir a erosão (CARVA­LHO, 198­6).
Após as partículas de solo serem individualizadas, em razão do colapso estrutural dos agregados superficiais, ocorre uma acentuada redução na infiltração da água no solo, em grande parte já nos primeiros minutos de chuva. O carregamento das partículas desagregadas de pequeno tamanho para dentro dos poros do solo origina a formação de um “selo” superficial (McINTYRE, 1958). O “selo” superficial transforma-se, após o secamento, numa crosta endurecida que reduz grandemente a capacidade de infiltração de água no solo, favorecendo o escoamento superficial (CABEDA, 1984).

No entanto, a capacidade de desagregação da chuva ou o seu poder erosivo é dependente de características intrínsecas do solo como, conteúdo de umidade, textura e condições de solo que contribuem para a estabilidade dos agregados como, teor de matéria orgânica, mineralogia, ligações eletroquímicas e grau de intemperismo (ALBUQUERQUE et al., 2000). Além das características intrínsecas do solo, contribuem com o poder erosivo da chuva, as condições da superfície do solo como, nível de cobertura (DICKEY et al., 1984), índice de rugosidade superficial (CARVALHO, 1986) e altura da lâmina d’água formada pela chuva (MEYER et al., 1975).


O conteúdo de umidade do solo interfere na sua suscetibilidade à erosão, uma vez que a água presente no meio, antecedente a chuva, diminui a estabilidade dos agregados por enfraquecer as ligações entre partículas. Com isto, a ação desagregadora da energia cinética da gota d’água tem seu efeito potencializado (McDOWELL e SHARPLEY, 2001). Tal fato levou KEMPER e ROSENAU, (1984); HAYNES, (1993) a considerar que a fase de umidecimento do solo seco talvez seja o mais importante fator que aumenta a erosão, a dispersão e desagregação do solo. Afirmam os autores que se as forças de hidratação osmótica dentro dos microagregados forem insuficientes para se contrapor às pressões de aprisionamento do ar e de diferentes dilatações da argila, as partículas de argila podem se dispersar favorecendo o seu transporte com o escoamento superficial (McDOWELL e SHARPLEY, 2001). Por sua vez, o volume do escoamento superficial vai depender do grau máximo de saturação do solo nos diferentes pontos da bacia, uma vez que esta não apresenta igual nível de saturação em todos os pontos. As chuvas antecedentes funcionam como formadoras de áreas saturadas que favorecem a formação do escoamento superficial nas chuvas mais intensas que venham a se precipitar logo após (GBUREK e SHARPLEY, 1998)
O efeito das condições de umidade do solo na erosão hídrica foi constatado por diversos autores. McINTYRE (1958) encontrou taxas máximas de desagregação quando a superfície do solo encontrava-se saturada pela água. Segundo o autor, isso se deveu ao fato de que nessa condição a coesão do solo atingiu o seu valor mínimo. DEDECEK et al. (1986) constataram que uma chuva de 16,5 mm ocorrida no período de estiagem não provocou perdas de solo, enquanto outra de 5 mm, no período chuvoso, acarretou uma perda de 500 kg de solo por hectare. BERTOL et al. (2002) afirmaram que encontraram forte influência da umidade do solo antecedente à chuva, tendo verificado perdas maiores em solo com maior teor de umidade.
A textura do solo influencia no processo de erosão hídrica por ter relação direta com a estabilidade dos agregados. Esta, por sua vez, constitui-se num dos fatores determinantes na erodibilidade do solo. A erodibilidade expressa a suscetibilidade do solo ao processo erosivo. A diferença na erodibilidade de solos distintos ocorre por causa das condições intrínsecas desses solos, dadas pelas características e propriedades físicas, químicas e mineralógicas como, tamanho das partículas primárias, conteúdo de matéria orgânica, grau de estruturação do solo, conteúdo de óxidos de Fe e Al, conteúdo inicial de umidade do solo (WISCHMEIER e MANNERING, 1969). A erodibilidade entressulcos (Ki) é uma medida da suscetibilidade do solo à desagregação pelo impacto das gotas de chuva (ALBERTS et al., 1995 citado por CASSOL e LIMA, 2003). A relação entre a textura e a taxa de desagregação do solo foi determinada por REICHERT e CABEDA (1992) que observaram maiores taxas em Podzólicos com textura franco-argilo-arenosa e franco-arenosa com baixa estabilidade de agregados em relação aos solos com alto teor de argila e maior estabilidade de agregados como os Latossolos.
A estabilidade dos agregados do solo é uma condição importante na resistência às forças desagregadora que agem nas diferentes fases da erosão hídrica. McINTYRE (1958), verificou que a taxa de desagregação foi menor em solos com alta estabilidade de agregados. REICHERT e CABEDA (1992), observaram que a taxa média de desagregação apresentou-se significativamente correlacionada, de forma negativa, com vários índices de estabilidade de agregados como argila, carbono orgânico, retenção de água a altos e a baixos potenciais matriciais, óxido de ferro amorfo e óxidos de ferro e alumínio cristalinos.
ALBUQUERQUE et al., (2000) estudando a influência de diferentes tipos de solo nas formas de erosão constataram que os valores de erodibilidade entressulcos tiveram grande variação entre os solos estudados, indicando que este fator está fortemente relacionado com as características do solo. Segundo os autores, os solos cauliníticos são menos afetados pela erosão entressulcos do que os solos esmectíticos. Os autores constataram ainda que os solos com maior grau de intemperismo tiveram erodibilidade entressulcos inferior à dos solos com menor grau de intemperismo, provavelmente, devido à maior taxa de infiltração de água naqueles solos, relacionada com a característica de não-expansividade, e, principalmente, à maior estabilidade dos agregados.
Entre as diversas variáveis que interferem no processo de erosão, a cobertura vegetal é, reconhecidamente, o fator isolado que exerce maior influencia, por proporcionar um efeito protetor para o solo contra o impacto da gota de chuva (FOSTER, 1982). DEDECEK (1989) verificou menores perdas de sedimentos com uso de cobertura artificial (sombrite), tanto em contato com o solo como em cobertura suspensa, confirmando a importância do impacto direto da chuva em solo descoberto. O efeito da cobertura do solo na diminuição do efeito desagregador da gota de chuva foi também estudado por SIDIRAS et al. (1984). Os autores constataram que após 60 minutos de chuva simulada, as massas de sedimentos desagregados e coletados na área de estudo foram significativamente menores para a condição de solo com alto percentual de cobertura por resteva, em relação a condição de solo com baixo percentual de cobertura.
A cobertura do solo tem efeito protetor distinto quanto a sua colocação em relação a superfície do solos, se em contato com esta ou na forma de dossel. MUTCHLER e YOUNG, (1975), afirmam que quando em contato com a superfície do solo, como no caso dos resíduos culturais, a cobertura do solo reduz mais eficientemente a erosão do que como na forma de dossel. Esta maior eficiência da cobertura em contato com a superfície do solo, decorre do fato que nestas condições não há o impacto da gota na superfície do solo em função de que não há distância de queda para a gota retomar energia. Em contato com o solo, a cobertura também torna a enxurrada mais lenta, o que aumenta o fluxo em profundidade. Assim, aumentando o fluxo em profundidade diminui a desagregação pelo amortecimento do impacto da gota e reduz as forças hidrodinâmicas do impacto (FOSTER, 1982).
O efeito protetor da cobertura do solo é melhor evidenciado nos períodos em que o solo é mobilizado, mesmo parcialmente, como numa condição proporcionada pela operação de semeadura no sistema de semeadura direta. Nesta condição a superfície fica menos protegida da ação das chuvas e de suas enxurradas. Quando estes períodos coincidem com o período de elevada erosividade da chuva, os riscos de erosão aumentam (COGO et al., 2003).
2.1.2. Fase de transporte do sedimento desagregado
O salpicamento devido ao efeito desagregador do impacto das gotas de chuva, contribui para o transporte em pequenas distâncias das partículas de solo individualizadas e pela suspensão dessas partículas no fluxo laminar, decorrente da turbulência provocada no impacto (KINNELL, 1988). Portanto, o salpico representa o primeiro movimento do sedimento individualizado na erosão entressulcos. A amplitude deste efeito no fenômeno da erosão, está subordinada ao poder desagregador da chuva e a capacidade que o solo apresenta em se opor a energia desagregadora da chuva (FOSTER, 1982). Após as partículas desagregadas serem movimentadas pelo salpico e existindo fluxo superficial, passa a ocorrer sobre as porções mais ou menos lisas do terreno, a erosão entressulcos. O transporte das partículas do sedimento desagregado é realizado, quase que exclusivamente, pelo fluxo superficial raso. No entanto, sozinho, tal fluxo mostra capacidade de transporte muito limitada. Já, sob a ação do impacto das gotas da chuva, essa capacidade é potencializada, aumentando consideravelmente enquanto a profundidade da lâmina de água na superfície do solo cresce (MUTCHLER e YOUNG, 1975). O impacto das gotas de chuva sobre a delgada lâmina da enxurrada, produz turbulência no fluxo superficial, suspendendo e mantendo suspensas as partículas de solo desagregadas, facilitando assim o transporte (KINNEL, 1988). Em razão da erosão entressulcos ocorrer em fluxo raso, pode-se aduzir que esta forma de erosão é mais efetiva na remoção de nutrientes especialmente quando estes encontram-se concentrados na superfície. A intensidade da erosão dependerá da quantidade de partículas primárias desagregadas pelo impacto da gota de chuva e da capacidade da enxurrada em transportá-las (MORGAN, 1982).
Em uma bacia hidrográfica, a erosão entressulcos ocorre preferencialmente no início da encosta, alcançando a estabilidade em uma distância relativamente curta, em torno de 15 metros. Em razão disso, pode-se dizer que comparativamente com a erosão em sulco, a perda de solo através da erosão entressulcos é menor. Isto ocorre pelo fato da capacidade de transporte da erosão entressulcos ser limitada, uma vez que o fluxo superficial é delgado, por não ocorrer concentração de fluxo. Na continuidade da rampa, a perda de solo é dominada pela erosão em sulco e cresce com o tempo de duração da chuva, porém, limitada, agora pela capacidade de desagregação do fluxo concentrado (BRAIDA e CASSOL, 1999). Depois que a erosão entressulcos remove as partículas remanescentes de um período inicial no qual a capacidade de araste ficou limitada, o fluxo passa a transportar apenas as partículas desagregadas instantaneamente. Isso pode ser explicado com base na teoria de que a taxa de desagregação se torna menor com o transcorrer da chuva, em função de uma redução da erodibilidade da camada superficial do solo, produzida pela remoção seletiva das partículas mais erodíveis (MOORE e SINGER, 1990).
A declividade do terreno é um fator que interfere no grau de significância dos diferentes mecanismos de transporte de sedimento durante o fenômeno da erosão. QUANSAH (1985), trabalhando em laboratório com diferentes declividades, detectou que, em declividades de até 10%, o salpico ocasionado pelo impacto das gotas de chuva era o principal agente de transporte do sedimento, porém, em declividades maiores que 10%, a contribuição da enxurrada no transporte aumentava em relação à do salpico.
A erosão entressulcos é usualmente mais seletiva do que a erosão em sulco (MEYER et al., 1975). Provavelmente isto decorre do fato das pequenas partículas se originarem do rompimento dos grandes agregados pela intensidade das forças hidrodinâmicas do impacto da gota de chuva sobre o solo, bem como o rompimento dos agregados pelo efeito repetido do impacto das gotas de chuva sobre estes agregados durante a fase de transporte pelo fluxo e, ainda, devido ao efeito seletivo durante o próprio transporte (FOSTER, 1982). PROFFITT e ROSE, (1991) constataram que a erosão entressulcos foi mais seletiva do que a erosão em sulco. Assim, embora a perda de solo na erosão entressulcos possa ser menor do que na erosão em sulco, a alta concentração de nutrientes associados aos sedimentos finos indica que não se deve desprezar este tipo de erosão como mecanismo de transporte (PALIS et al., 1990).
Os resíduos vegetais além de proteger o solo contra o efeito desagregador da gota de chuva, são um meio eficaz para reduzir a concen­tração de sedi­men­tos na enxur­rada, por diminuírem a veloci­dade do escoamento superfi­cial da água em razão da bar­reira física formada por eles (MEYER et al., 1970). Ao permanecerem na superfície, os resíduos participam do controle do transporte de sedimentos por formar uma série de intrin­ca­dos diques e entu­lhos (DICKEY et al., 1984). Em virtude disto eles aumentam a tortuo­sida­de do fluxo, impe­dindo assim que a água escoe livre­men­te (MEYER e MANNERING, 1971). Na pas­sagem da água por en­tre as peças de resíduos, ocorre a filtra­gem dos sedi­mentos em suspensão na en­xur­ra­da (FOSTER, 1982). Assim, nas áre­as depres­sio­nais formadas pelos resíduos ocorre a deposição dos sedimentos por cap­turarem as partícu­las de sedimentos que estão sendo erodi­das (ONSTAD, 1984).
Outro fator que interfere no processo de transporte de sedimentos, embora com menor intensidade no caso da erosão entressulcos, é a rugosidade superficial do solo. Superfí­cies mais rugosas terão a ca­pacidade de quebrar a velocidade do fluxo superficial, diminuindo assim, a enxurrada, na re­lação direta com o ín­dice de rugosidade superficial (CARVALHO, 1986). É que o pro­ces­so hi­dro­lógico de escoa­mento super­ficial, está inti­ma­men­te rela­cio­nado e é afeta­do pelo micro-relevo que reduz a desa­gre­gação por trans­porte e o próprio transpor­te (ZO­BECK e ONS­TAD, 1987).

As condições físicas do solo, em especial a sua porosidade, exercem um acentuado efeito sobre a erosão hídrica, ainda que este efeito seja de forma indireta. Solos como os latossolos os quais apresentam boa porosidade, e nos quais os macroporos estejam preservados, apresentam uma alta condutividade hidráulica e assim concorrem para diminuir o escoamento superficial, uma vez que os macroporos estão envolvidos em processos de fluxo rápido. Uma baixa condutividade hidráulica do solo tem como resposta a rápida formação do fluxo superficial a partir do início da chuva (PREEDY et al., 2001). Os macroporos são classificados como canais de diâmetro maior do que 100 m por onde o ar e a água penetram rapidamente no solo (GERMANN, 1990 citado por SIMARD et al., 2000). Muitas áreas com baixa permeabilidade favorecem a formação de fluxo superficial fazendo com que a hidrologia de superfície ocorra em toda ou quase toda a área ampliando, assim, o potencial das perdas de água e sedimentos (ARMSTRONG et al., 1984 citados por PREEDY et al., 2001).


A compactação do solo, um fenômeno que tem se acentuado nos últimos anos, com o advento da chamada agricultura moderna, contribui para a formação do escoamento superficial, e em conseqüência, de forma indireta com o processo de transporte de sedimento. A compactação do solo tem se acentuado devido ao aumento havido na potência das máquinas agrícolas, com o conseqüente aumento na capacidade de transporte. Isto tem levado a um aumento correspondente tanto no peso das máquinas agrícolas, quanto das cargas transportadas por carretas, caminhões e colhedeiras. Assim, em razão da intensidade do tráfego sobre as terras agrícolas e o elevado peso que é depositado sobre as rodas, as partículas de solo na região que recebe o estresse, passam a ocupar o espaço dos poros. Com isto são alterados o tamanho e continuidade dos poros, reduzindo portanto, a porosidade total e em especial a macroporosidade do solo (HILLEL, 1982). Por sua vez, a deformação do solo tem uma relação direta com a porosidade total do solo, especialmente a macroporosidade (SILVA et al., 2000). Em razão disto ocorre a deformação da estrutura do solo e a sua conseqüente compactação (TIJINK, 1988). Como a compactação restringe a porosidade do solo, restringe também a capacidade de infiltração e de armazenamento de água do solo o que favorece a formação do fluxo superficial e em conseqüência, o processo de transporte de sedimentos através da erosão hídrica (HILLEL, 1982). Estes efeitos podem ser ainda mais acentuados, caso o solo esteja com baixa resistência mecânica à compactação, em razão de se encontrar com excesso de umidade, o que diminui a sua capacidade para suportar operações motomecanizadas (PEDROTTI e DIAS JUNIOR, 1996)

2.1.3. Fase de deposição dos sedimentos transportados


Após o transporte do sedimento através do salpico ou do fluxo superficial, passa a acontecer a fase de deposição do sedimento. Essa fase ocorre quando a quantidade de material desagregado excede a capacidade de transporte do escoamento superficial. A carga de sedimentos na enxurrada em um dado ponto sobre a superfície de solo inclinado é limitada por dois fatores: (a) pela capacidade de transporte do fluxo superficial e da chuva, ou (b) pela quantidade de material desagregado e prontamente disponível para o transporte (FOSTER e WISCHMEIER, 1974).
A deposição dos sedimentos se dá de forma seletiva, sendo as partículas mais grossas depositadas primeiro. Já as partículas mais finas, como as argilas e a matéria orgânica, são transportadas a maior distância facilitando as perdas destas frações de solo, as quais são importantes na retenção de umidade e nutrientes. A sedimentação de partículas é afetada pela densidade da partícula e da água, pelo tamanho e forma dos sedimentos, pelos processos que ocorrem na superfície das partículas, pela turbulência das águas e pela estratificação da coluna de água, sendo o processo de sedimentação governado pela lei de Stokes (TUNDISI, 2001). Assim, a deposição dos sedimentos pode ocorrer a grandes distâncias do local em que foi desagregado, ou até mesmo não ocorrer deposição, dependendo da capacidade de transporte do fluxo e dos sedimentos terem a capacidade permanecer suspensos na coluna de água. Quando os sedimentos tem baixa densidade e reduzido tamanho, apresentam um movimento errático que impede a sua deposição. Em conseqüência, tais sedimentos passam a contaminar as águas superficiais e causar assoreamento do leito dos rios e barragens distantes das áreas de perda (SONZOGNI et al., 1982).
2.2. Influência do sistema de manejo do solo na erosão hídrica

Os sistemas de manejo do solo mais utilizados no Estado do Paraná, podem ser divididos em dois grandes grupos, a saber: 1) sistema de manejo convencional, no qual a operação de semeadura da cultura é realizada sobre um solo mobilizado em média por três operações de preparo do solo. Nestas operações, são utilizados principalmente implementos de disco como o arado e a grade. Este sistema caracteriza-se pela inversão parcial ou total da camada de solo mobilizada, ocasionando o sepultamento da maior parte dos resíduos vegetais; 2) sistema de manejo conservacionista, o qual por sua vez pode ser subdividido da seguinte forma: a) sistema de preparo reduzido do solo, aonde a operação de semeadura é realizada sobre solo mobilizado por até duas operações de preparo do solo para as quais os implementos mais utilizados são o escarificador e a grade. Este sistema caracteriza-se por uma reduzida inversão da camada de solo mobilizada. Com isto há a manutenção da maior parte dos resíduos vegetais na superfície ou semi-incorporados ao solo, e por apresentar um alto índice de rugosidade superficial (BERTOL et al., 1997); b) sistema de semeadura direta, que segundo dados internos da EMATER-PR, a partir da década de 80, ganhou um impulso muito grande, ocupando atualmente cerca de 73% da área sob cultivo anual. Na semeadura direta, a operação de semeadura é realizada sobre a resteva da(s) cultura(s) anterior(es), portanto com ausência de operações de preparo do solo. Este sistema se caracteriza por manter a maior parte da superfície com solo consolidado e protegido por resíduos vegetais, e por um reduzido índice de rugosidade superficial (COGO, 1981).


Os níveis diferenciados de mobilização do solo, cobertura do solo por resíduos vegetais e rugosidade superficial do solo proporcionado pelos distintos sistemas de manejo do solo, imprimem aos solos comportamentos de hidrologia de superfície e condutividade hidráulica diferentes. Isto por sua vez, ocasiona suscetibilidades diferentes quanto a perda de água e sedimentos para solos manejados pelos distintos sistemas de manejo. Neste sentido, CASSOL et al. (2002); COGO et al. (2003); BERTOL et al. (2004) constataram que o sistema de semeadura direta perdeu mais água do que o sistema de preparo reduzido do solo e menos do que o sistema convencional. Já estes mesmos autores observaram que as perdas de sedimentos se comportaram de maneira diferente em relação as perdas de água. Os resultados por eles encontrados mostraram que o sistema de semeadura direta teve a menor perda de sedimentos, ficando o sistema convencional de manejo do solo com as maiores perdas. No entanto, todos os autores observaram que as perdas de água foram menos afetadas pelo sistema de manejo do solo do que as perdas de sedimentos. Segundo BERTOL et al. (2004), isto é explicado pelo fato de que, independentemente do sistema de manejo, o solo apresenta um limite de infiltração de água, a partir do qual a taxa de escoamento superficial tende a se igualar em distintos preparos.
Fica evidenciado, portanto, que a maior proteção da superfície do solo por resíduos culturais proporcionada pelo sistema de semeadura direta, nem sempre é suficiente para reduzir as perdas de água à um nível que mantenha a qualidade dos recursos hídricos. Além disso, nas regiões mais quentes, ocorre uma rápida decomposição destes resíduos, permanecendo assim, um risco de erosão considerável, principalmente em condições de alta erosividade e pendentes longas e/ou inclinadas, como ocorre na região do Estado do Paraná cujos solos são originários do basalto. Estes riscos se tornam maiores em glebas que iniciaram o sistema sob condições de solo já degradado e nas quais as quantidades de resíduos culturais na superfície do solo são baixas.
A menor eficiência da semeadura direta em controlar as perdas de água, em relação as perdas de sedimentos, se devem principalmente a compactação do solo devido à consolidação da superfície e ausência de revolvimento do solo. Trabalhos tem mostrado que a semeadura direta tem proporcionado um aumento na densidade do solo na camada superficial (0 - 10 cm), freqüentemente maior do que no preparo convencional. Este fenômeno ocorre principalmente nos primeiros anos, quando o sistema está sendo implantado, devido ao rearranjo natural que o solo tende a apresentar quando deixa de sofrer intensas mobilizações mecânicas (FERNANDES et al., 1983; HENKLAIN, 1997; VIEIRA, 1981; KLEIN, 1996; SILVEIRA et al., 1997; VIEIRA e MUZILLI, 1984; De MARIA et al., 1993). Tais alterações são decorrentes da diminuição na porosidade do solos provocada pela acomodação natural dos agregados do solo em razão da pressão exercida na superfície pelas operações de motomecanização.
SECCO et al. (1997) estudando a porosidade do solo em diferentes sistemas de manejo em condição de Latossolo Vermelho-Escuro argiloso, encontraram menor porosidade total e menor macroporosidade na profundidade de 7 cm para a condição de semeadura direta em relação ao manejo convencional do solo. Por outro lado sabe-se que a permeabilidade do solo depende, dentre outros fatores, da quantidade, da continuidade e do tamanho dos poros (BEUTLER et al., 2001). Assim, em razão da redução da porosidade, reduz-se a condutividade hidráulica do solo, com um conseqüente, aumento do escoamento superficial. Por sua vez, em glebas sob semeadura direta, a enxurrada pode se concentrar e obter energia suficiente para transportar a palhada por arraste ou por flutuação (Foster, 1982; BERTOL e COGO, 1996). Esta remoção da palhada aumenta sensivelmente o risco de erosão nas áreas expostas.
2.3. Perda de nutrientes por erosão hídrica
Antes de tratar propriamente das perdas de nutrientes por erosão hídrica e para o melhor entendimento de algumas citações que serão feitas nos tópico subsequentes, enfocaremos aqui a forma como o fósforo (P) pode ocorrer em um determinado meio, seja no solo, no escoamento superficial ou no ambiente aquático, bem como a disponibilidade destas formas para os organismos vivos. Segundo SHARPLEY et al., 1994; SONZOGNI et al., 1982; McDOWELL e SHARPLEY, 2001, o P pode ser separado, quanto ao meio aonde se encontra, nas seguintes formas:

a) forma dissolvida reativa, que é a fração do elemento que se encontra dissolvido na água e passa por um filtro de 0,45 µm de diâmetro dos poros, e;

b) forma particulada, correspondendo a fração do elemento que não passa por um filtro de 0,45 µm de diâmetro dos poros e se encontra adsorvido as partículas minerais do solo, ou fazendo parte da estrutura do mineral destas partículas ou ainda, como um constituínte das partículas orgânicas do solo. Analiticamente a fração particulada é normalmente determinada subtraindo-se do teor total do elemento, o teor na forma solúvel reativa.
Quanto a disponibilidade do P ser utilizado pelos organismos vivos, os autores fazem a seguinte separação:

a) forma prontamente disponível, na qual o elemento é considerado imediatamente disponível para os organismos vivos, também denominada de biodisponível. É considerado biodisponível todo o P solúvel reativo e parte do P particulado que se encontra adsorvido à partículas minerais ou como um constituínte das partículas orgânicas do solo, e; b) forma não prontamente disponível, na qual a disponibilidade do elemento para os organismos se dará a médio e longo prazo.
2.4. Concentração de nutrientes no solo
Com o advento da chamada agricultura moderna, as inversões tecnológicas nos sistemas agrícolas tem se intensificado. Entre essas inversões, o uso de adubos e corretivos cresceu, como instrumento para elevar a produtividade das culturas. No uso de adubos, além do emprego de adubos químicos, tem aumentado a utilização de dejetos de animais, principalmente na Região Sul do Brasil (SCHERER, 1998), com os seguintes objetivos básicos: a) melhorar as características físicas, químicas e biológicas do solo; b) proporcionar maior lucro aos agricultores em razão das restrições financeiras e a elevação dos custos dos adubos minerais (SCHERER et al., 1984); e, c) dar um destino aos dejetos produzidos nas propriedades, principalmente naquelas que tem se especializado no sistema de confinamento de animais (SCHERER, 1998).
Em decorrência do aumento no uso de adubos e corretivos, muitas regiões agrícolas tem apresentado um crescimento dos níveis de determinados nutrientes no solo. Um dos motivos para este crescimento, é a baixa eficiência dos adubos (SIMARD et al., 1995). Outro motivo se deve ao fato de que a entrada de dejetos e adubos pode exceder a saída de grãos e animais (SHARPLEY et al., 1994; SHARPLEY, 1985). No caso do uso do dejeto suíno, esta tendência pode ter um agravamento quando a aplicação do produto é feita para atender a necessidade de N pelas culturas. Caso isso ocorra, haverá um acúmulo de P no solo pois esse elemento, quantitativamente é menos demandado pela planta em relação ao N (HEATWAITE et al., 2000; DANIEL et al., 1998). É necessário considerar ainda, o N é o elemento mais sujeito a um maior número de transformações de origem bioquímica no solo (SCHERER, 1998), o que favorece as perdas por lixiviação ou volatização (PORT et al., 2003; SCHERER, 1998).
Por outro lado, a concentração de nutrientes no solo pode se tornar ainda mais acentuada em determinadas propriedades rurais, nas quais a distribuição de dejetos é feita sem um controle na quantidade que está sendo aplicada. Esse descontrole é ocasionado, em determinadas situações pela disponibilidade excessiva desse tipo de insumo (HEATWAITE et al., 2000). A falta de controle na aplicação dos dejetos nas lavouras, tem levado a situações que promovem taxa de nitrogênio (N) bem acima do que as culturas retiram. Como o P é menos demandado do que o N, passa a haver um acentuamento ainda maior no acúmulo do P no solo (BITZER e SIMS, 1988). Numa iniciativa para definir limites de volume de estrume a ser aplicado e assim evitar a concentração excessiva de nutrientes no solo, MIRANDA et al. (1999) recomendam que para o cálculo do volume de estrume a ser aplicado deve ser levado em conta as características do solo. Segundo os autores, como cada solo tem uma capacidade de reter P, o limite deve ser de 25% de saturação deste elemento na camada dos 20 cm de solo.
2.5. Efeito do sistema de manejo do solo na concentração de nutrientes na superfície do solo
O uso crescente de adubos minerais e ou orgânicos tem trazido preocupação em razão do acúmulo de nutrientes que tem sido observado no solo, mais particularmente na superfície (McDOWELL e SHARPLEY, 2001; CASSOL et al., 2002; SHARPLEY et al., 2001; GINTING et al., 1998; LAFLEN e TABATABI, 1984; HEATWAITE et al., 2000). De um modo geral, pode-se considerar que o aumento na concentração de nutrientes na superfície do solo está associado ao sistema de manejo do solo e ao sistema de manejo dos adubos e corretivos.
O manejo do solo através do sistema de semeadura direta, tem proporcionado o acúmulo de nutrientes na superfície do solo (HERNANI et al., 1999; SHARPLEY et al., 1994; SHARPLEY et al., 1992; LAFLEN e TABATABI, 1984 SHARPLEY, 1995) pela não inversão da camada superior do solo (ISMAIL et al., 1994). Essa disponibilidade, por ser acentuadamente maior nas camadas superiores do solo, cria um forte gradiente negativo de fertilidade no perfil do solo (AMARAL, 2002). Tal situação produz um potencial para uma maior perda de nutrientes, uma vez que na superfície do solo estes são facilmente transportados pelo escoamento superficial (SHARPLEY et al., 1991). LAFLEN e TABATABAI (1984) estudando o comportamento do N na superfície, afirmam que com relação a este elemento mineral, as concentrações encontradas na superfície do solo manejado através do sistema de semeadura direta foram em torno de quinze vezes aquelas encontradas quando o N foi incorporado ao solo pelo sistema convencional de manejo.
2.6. Efeito da lixiviação de nutrientes das plantas na concentração de nutrientes na superfície do solo
O sistema de manejo do solo influencia no acúmulo de nutrientes na superfície do solo também através da influência que exerce na localização dos resíduos vegetais, se na superfície ou incorporados ao solo. Segundo McDOWELL e McGREGOR (1980), o fato do sistema de semeadura direta manter os resíduos vegetais na superfície, proporciona um aumento na concentração dos nutrientes na camada inicial do solo em relação ao cultivo convencional. Os autores afirmam que isto se deve a contribuição dos nutrientes que são lixiviados dos tecidos dos resíduos vegetais que se acumulam na superfície. Por sua vez, AMARAL (2002) afirma que no sistema de semeadura direta, o acúmulo de resíduos vegetais na superfície do solo, promove modificações nas características químicas, físicas e biológicas dessa camada, em relação ao sistema convencional. Estas modificações ocorrem, de forma gradual e progressiva, a partir da superfície para a sub-superfície do solo e podem influenciar, dentre outros aspectos, no estoque de nutrientes disponível na camada superior do solo.
O acúmulo de nutrientes na superfície do solo pode ocorrer pelo processo de lixiviação de nutrientes, não apenas em resíduos de plantas mortas, mas também nos tecidos vegetais de plantas vivas (MODEL, 1990). Assim, a lavagem da parte aérea das plantas pela água da chuva faz com que os nutrientes lixiviados dos tecidos vegetais atinjam a superfície, contribuindo assim para o enriquecimento da camada inicial do solo (McDOWELL e McGREGOR, 1984).
A contribuição do processo de lixiviação de nutrientes dos tecidos vegetais para o enriquecimento da superfície do solo, é influenciada pelo tipo de nutriente. Um dos nutrientes mais lixiviado dos tecidos vegetais é o potássio (K), uma vez que este elemento se encontra em componentes não estruturais e na forma iônica no vacúolo das células das plantas. Assim, ele é rapidamente lixiviado com pequena dependência dos processos microbianos. Nessa forma o K pode ser extraído dos tecidos vegetais apenas com a água da chuva, sem a necessidade de mineralização dos resíduos. No caso do P, cuja maior parte encontra-se na planta associada a componentes orgânicos do tecido vegetal (MARSCHNER, 1995), sua liberação está intimamente ligada ao processo de decomposição pelos microrganismos do solo (GIACOMINI et al., 2003). Já segundo BAKHSH et al. (2000), a maior fonte de N-NO3 para o solo é proveniente da lavagem dos resíduos vegetais pela água da chuva.
O tipo de planta exerce influência sobre os resultados da quantidade de nutriente lixiviado. AMARAL (2002) obteve dados mostrando que os maiores teores de K, foram proporcionados pelos resíduos de nabo forrageiro (Raphanus sativus) , em comparação com a aveia e a ervilhaca. O autor atribuiu o resultado ao fato do nabo apresentar, em sua composição, maior conteúdo desse elemento do que as outras duas espécies estudadas.
Estudos para determinar a variabilidade de nutrientes no solo conduzidos por KLEPKER e ANGHINONI (1993), mostraram influência da lixiviação de nutrientes das plantas vivas nos resultados. Os estudos mostraram grande variabilidade de nutrientes em diferentes locais da área pesquisada e indicou que a lixiviação dos nutrientes da parte aérea das plantas para o solo, contribuiu para os resultados obtidos. Segundo os autores, determinados elementos como o K escoaram pela planta, alcançaram o solo e se concentraram na linha de semeadura, próximo ao colo da planta, diminuindo nas entre linhas. Esta explicação foi reforçada pelo fato de ter sido observado maior concentração de K na camada superficial do solo, em área cultivada com soja e aveia, independentemente da aplicação ou não do elemento no solo. MODEL (1990), testando formas de aplicação de K e de P na cultura de milho, encontrou comportamento semelhantes para o K. Ele observou que as concentrações destes elementos no solo foram maiores nas faixas de solo sob as linhas de plantas do que nas entrelinhas de plantas, inclusive na condição em que o adubo foi aplicado a lanço uniformemente em toda a superfície do solo. O autor creditou o resultado à lixiviação de K da parte aérea das plantas de milho, aumentando a sua concentração na linha de semeadura.
2.7. Efeito do sistema de manejo do adubo na concentração de nutrientes na superfície do solo
Uma das razões senão a principal razão da concentração de nutrientes na superfície do solo é o sistema de manejo dos adubos e corretivos, se colocados na superfície do solo ou incorporados a este. A prática de aplicação de adubo na superfície sem incorporação, promove uma elevação nos níveis de nutrientes nos primeiros centímetros de solo (SHARPLEY et al., 1994). BAKER e LAFLEN (1982) demostraram que a enxurrada proveniente de áreas que receberam adubo fosfatado a lanço, obtiveram concentração de P dissolvido reativo 100 vezes maior do que para as áreas aonde o adubo foi colocado a 5 cm de profundidade. Segundo os autores, nas áreas adubadas com dejeto animal o comportamento foi similar. Já SOILEAU et al. (1994) observaram uma grande concentração de nutrientes na superfície do solo quando o adubo NPK foi aplicado sem incorporação. Segundo os autores, esta forma de manejo do adubo favorece o seu transporte com a enxurrada uma vez que ele pode dissolver-se na água retida nas depressões do solo e na palha, sendo posteriormente transportados, ao se desencadear o escoamento superficial. Portanto, independente do tipo de adubo, a sua colocação na superfície do solo produz um potencial para maiores perdas de nutrientes uma vez que estando na superfície, estes são facilmente transportados pela enxurrada (SHARPLEY et al., 1991). As perdas tendem a aumentar com o aumento dos níveis de nutrientes na superfície do solo, numa relação linear (POTE et al., 1999).
O manejo de corretivos através da aplicação em superfície sem incorporação ao solo favorece a erosão hídrica e assim, pode contribuir de forma indireta para o transporte de nutrientes com a enxurrada superficial. PAVAN e ROTH (1992) estudaram os efeitos da aplicação de calcário em superfície sem incorporação, na composição química da enxurrada, em um Latossolo Vermelho. Os resultados permitiram aos autores concluir que o acúmulo do corretivo na superfície, diminui a taxa de infiltração da água devido a desestruturação dos agregados e consequentemente eleva as perdas de nutrientes pela enxurrada. Segundo os autores, esta forma de manejo do calcário decresce a capacidade de infiltração do solo porque ocorre uma dispersão das argilas que formam os agregados. A dispersão das argilas, por sua vez, favorece a obstrução da porosidade e a formação de selo superficial, o que potencializa o escoamento superficial. Em outro estudo ROTH e PAVAN (1991) também constataram o aumento da dispersão da argila com a aplicação do calcário. Segundo os autores, o efeito da não incorporação do produto na perda de nutrientes através da enxurrada foi ainda maior em condição de reduzida presença de palha na superfície.
2.7. Efeito do tipo de adubo na concentração de nutrientes na superfície do solo
A elevação do nível de nutrientes na superfície do solo decorre não apenas da não incorporação ao solo dos adubos mas também do tipo de adubo utilizado. GINTING et al. (1998) comparando o efeito do adubo orgânico de dejeto animal e do adubo mineral NPK, no aumento dos níveis de nutrientes na superfície do solo concluíram que o adubo orgânico proporcionou um aumento maior, especialmente para o P. Isto favorece as perdas de nutrientes através do transporte dos elementos orgânicos do dejeto animal com a enxurrada, uma vez que os elementos orgânicos são os primeiros constituinte do solo a serem removidos pela erosão, em razão de estarem mais concentrado na superfície do solo e por terem menor densidade (BARROWS e KILMER, 1963 citados por CASSOL et al., 2002).
O fato do adubo na forma orgânica favorecer a concentração de nutrientes na superfície do solo, pode contribuir para agravar os efeitos dos acidentes de transferência direta destes para os mananciais de água, também chamada de perda acidental. Este tipo de perda pode ocorrer quando a aplicação de adubo é coincidente com uma chuva. Na realidade a perda acidental inclui os processo de solubilização e desagregação física do adubo (PREEDY et al., 2001).
As circunstâncias para ocorrer a transferência acidental de nutrientes não são tão incomuns. Freqüentemente os produtores tem poucas oportunidades de aplicar dejetos em períodos de baixa incidência de chuva ou com boas condições de umidade no solo (baixa umidade) e boas condições climáticas (PREEDY et al., 2001). Para o caso específico da região do Estado do Paraná com solos originários do basalto, é importante considerar que os períodos de maior uso de dejetos nas lavouras, é nas estações de primavera e verão, quando as chuvas são de alta intensidade.

A localização do adubo no solo, se na superfície ou incorporado ao solo, exerce influência quanto ao meio de transporte dos nutrientes pela enxurrada superficial, se na forma solúvel ou particulado. KIMMELL et al. (2001) observaram que a colocação do adubo na superfície, sem ser incorporado proporcionou uma perda significativamente maior de P com a enxurrada, na forma solúvel reativa comparado a situação em que o adubo foi incorporado ao solo. ZHAO et al. (2001) encontraram que quando o adubo foi colocado na superfície, sem incorporação, a perda de P solúvel reativo foi de 64% do P total e quando o adubo foi incorporado ao solo, 91% do P perdido foi na forma particulada. Os autores atribuíram as altas perdas de deste elemento na forma particulada ao distúrbio do solo ocasionado pela operação de incorporação do adubo, o que favoreceu o transporte de sedimento pelo processo de erosão. Já POTE et al. (1996), constataram que o P biodisponível estava mais presente na superfície do solo e concluíram que houve uma relação linear positiva entre a concentração de P presente no solo e a concentração de P biodisponível no escoamento superficial. Segundo os autores, a relação foi mais explícita quando a concentração de P biodisponível no escoamento foi comparada com os teores de P da amostra de solo tomada na camada de 0 a 2,5 cm.


A localização dos nutrientes no solo, reflete-se também no meio de transporte destes pela enxurrada superficial, se na forma solúvel ou particulada, bem como nas suas concentração na enxurrada. Sistemas convencionais de manejo de solo tendem a apresentar maiores perdas de nutrientes na forma particulada ao passo que na semeadura direta as perdas maiores são na forma dissolvida (EGHBALL e GILLEY, 1999). Isto ocorre em razão do sistema convencional apresentar maior perda de sedimentos aos quais os nutrientes encontram-se adsorvidos. Já a semeadura direta promove um bom controle das perdas de sedimentos, porém a perda de água, que é o veículo para o transporte de nutrientes na forma dissolvida, permanece elevada (CARVALHO et al., 1990). SHARPLEY et al. (1992) e EGHBALL e GILLEY (1998) verificaram que o sistema de semeadura direta, proporcionou uma perda significativamente maior de P solúvel reativo com o escoamento superficial comparado ao sistema convencional de manejo do solo, o qual proporcionou uma maior concentração de P no escoamento superficial, na forma particulada. Os autores explicam que a perda de P na forma particulada é um processo complexo ocasionado por determinados fatores como o manejo do solo. Segundo eles, sistemas de manejo que mobilizam o solo, favorecem a produção de enxurrada e a erosão. Por sua vez a enxurrada no seu movimento, desagrega as finas frações de solo (argila e matéria orgânica) que compõem os agregados e nas quais se encontra o P particulado. Com relação a predominância no sistema de semeadura direta, da perda dos nutrientes na forma solúvel, os autores explicam que isto se deve ao fato de que neste sistema de manejo, embora a perda de sedimentos seja pequena, a perdas de água, que é o veículo de transporte do elemento na forma solúvel, mantém-se elevada, conforme constatado também por CASSOL et al. (2002).
2.8. Efeito do sistema de manejo do solo na concentração de nutrientes na enxurrada
Quanto a influência do sistema de manejo do solo na concentração dos nutrientes na enxurrada, HERNANI et al. (1999) constataram que as concentrações destes e da matéria orgânica foram significativamente influenciadas pelos sistemas de manejo do solo. Os autores obtiveram concentrações de Ca, P e matéria orgânica, no sedimento e a de K, em solução significativamente mais elevada no sistema de semeadura direta, quando comparadas ao sistema convencional. Já BERTOL et al. (2004) verificaram que as concentrações de K nos sedimentos foram 2,7 vezes maiores no sistema de semeadura direta do que convencional, graças, principalmente, à sua maior concentração na camada superficial do solo. Por sua vez SOILEAU et al. (1994), avaliando diferentes sistemas de manejo do solo, constataram que a semeadura direta proporcionou maior concentração de nutrientes na enxurrada.
Em relação ainda ao efeito do sistema de manejo do solo na concentração de nutrientes no escoamento superficial, pesquisas realizadas por LAFLEN e TABATABAI (1984) para estudar o efeito das reduções de operações de preparo do solo na perda de água, sedimentos e nutrientes mostraram que a diminuição nas operações de cultivo do sistema convencional de manejo do solo para o sistema reduzido e para o sistema de semeadura direta, aumentou significativamente a concentração de nutrientes tanto na água da enxurrada quanto no sedimento. A maior diferença foi observada nos nutrientes transportados na água da enxurrada. Os autores encontraram que na semeadura direta, pelo fato do adubo ter sido colocado na superfície, sem ser incorporado ao solo, proporcionou uma concentração de P na água da enxurrada em torno de cinco vezes maior na semeadura direta do que no sistema convencional, sendo que para N-NH4+ e N-NO3-, as concentrações para a semeadura direta foram de cinco a oito vezes maior do que no sistema convencional. Segundo os autores, isto demostra que o sistema de semeadura direta favoreceu a concentração de nutrientes na superfície do solo.
2.9. Efeito do tipo e forma do nutriente no meio de transporte do nutriente
A caminho pelo qual o elemento é conduzido no processo de perda, se pela superfície com a enxurrada ou por lixiviação em sub-superfície, é influenciado pelo tipo e forma dos nutrientes presentes no solo. O N-NH4+ tem maiores perdas pelo escoamento superficial do que por sub-superfície, uma vez que se encontra relativamente imobilizado no solo e está mais concentrado nos primeiros milímetros de solo. No caso do N-NO3-, a maior perda ocorre por lixiviação, em razão da sua baixa reatividade com o solo (ZHAO et al., 2001; EGHBALL e GILLEY, 1999). O P, de um modo geral, é mais transportado através do fluxo superficial do que por sub-superfície por ser fortemente adsorvido pelas partículas de solo, o que o torna pouco móvel. Assim, este elemento tende a se acumular na posição em que é aplicado, só se transferindo de local quando a porção de solo em que se encontra sofre movimentação (GINTING et al., 1998; CORRELL, 1998). Por sua vez o K, em razão de se encontrar em maiores concentrações no solo, além de ser mais solúvel e móvel no solo do que o P é mais perdido por lixiviação do que este (BERTOL, et al., 2004).
2.10. Efeito do tipo de adubo na duração das perdas do nutriente
A duração do processo de perdas de nutrientes do solo após a aplicação do adubo, tem relação com o tipo de adubo utilizado. McDOWELL e SHARPLEY (2001) verificaram que a concentração do P solúvel reativo foi menor, três semanas após a aplicação do esterco do que um ano após esta operação, denotando, segundo os autores, um poder prolongado de liberação de P pelo esterco. Os resultados foram atribuídos ao baixo movimento do P na descida pelo perfil do solo via fluxo de matriz. EGHBALL e GILLEY (1999) concluíram que quando a fonte de P foi o dejeto de animais, as perdas deste elemento foram mais prolongadas do que quando foi utilizado o adubo mineral. Eles observaram que mesmo tendo sido usado mais P na forma de dejeto do que na forma de adubo mineral, na primeira chuva, a concentração do P aonde foi usado dejeto foi menor, sendo que nas demais chuvas o comportamento se inverteu.
2.11. Efeito das chuvas na perda de nutrientes
O intervalo de tempo entre a aplicação do adubo no solo e a incidência das chuvas, bem como a seqüência de chuvas exercem influência nos resultados de perdas de nutrientes. SHARPLEY et al., 2001; PIERSON et al., (2001); SHARPLEY et al., (1994) verificaram uma diminuição da perda de P com o aumento do intervalo de tempo entre a aplicação do adubo e a ocorrência da primeira chuva, especialmente para o caso de adubo orgânico. Segundo os autores os resultados podem ser explicados pelo maior tempo de reação do P adicionado, com o solo e a diluição de parte do P aplicado na água da chuva que infiltra e portanto não causa escoamento superficial. Em relação a seqüência de chuvas (CASSOL et al., 2002) observou que as perdas maiores de nutrientes ocorreram nas primeiras chuvas, com exceção do K que apresentou grande variabilidade. Comportamento semelhante foi registrado por SHUMAN (2002) que verificou maior massa e maior concentração de P no escoamento superficial durante a primeira chuva simulada incidente 4 horas após a aplicação de adubo mineral, com uma dramática redução nos eventos subsequentes. A concentração de nutrientes pode variar ainda dentro de uma mesma chuva, fato este observado por LAFLEN e TABATABI (1984). Estes autores verificaram que nos 10 minutos iniciais de chuva, a concentração de N na água foi 6 vezes maior do que no final dos 120 minutos.
Autores tem afirmado que a perda de nutrientes através da enxurrada superficial ocorre principalmente nos grandes eventos. As maiores perdas de N-NH4 e P solúvel reativo, segundo PIERSON, et al. (2001) concentraram-se num pequeno número de chuvas, porém com alta intensidade, sendo que poucas chuvas responderam por aproximadamente 50% do P perdido. Com relação ao N-NO3 OWENS e EDWARDS (1993) também observaram que as maiores perdas ocorreram em poucos eventos mas de alta intensidade. Em parte os resultados se devem ao fato de que a profundidade da camada de solo que interage com o escoamento superficial aumenta com o aumento na intensidade da chuva (SHARPLEY, 1985). Por sua vez, a profundidade efetiva da camada de solo que faz a interface solo-chuva, é o parâmetro crítico que determina como muitos elementos químicos estarão disponíveis para a extração pela água da chuva (ZHANG et al., 1997). No entanto é necessário considerar que o tipo de adubo pode influenciar neste parâmetro. PIERSON, et al. (2001) afirmam que aplicações de dejetos animais na superfície, sem incorporação, favorece a interação deste material com a água da chuva e, em conseqüência, a perda de nutrientes através do escoamento superficial. Com o tempo, os nutrientes são levados para o interior do solo pela água da chuva e organismos, proporcionando uma diminuição das perdas
Embora autores afirmem que a perda de nutrientes através da enxurrada superficial ocorre predominantemente nos grandes eventos, outros autores chamam a atenção para o a contribuição dos pequenos eventos nestas perdas (QUINTON et al., 2001; PREEDY et al., 2001). Em parte esta contribuição ocorre porque resultados mostraram que os sedimentos transportados pela enxurrada dos pequenos eventos são mais enriquecido de P do que os sedimentos transportados pelos grandes eventos (MORGAN et al., 1986 citado por QUINTO et al., 2001). Isto se deve ao fato de que para transportar as finas frações de solo é suficiente escoamento superficial com menor energia de transporte. Por outro lado, há um número muito maior de pequenos eventos do que de grandes eventos. Assim, a maior freqüência dos pequenos eventos, combinada com o alto nível de enriquecimento destes sedimentos, pode proporcionar uma maior perda de nutrientes, do que a perda nos grandes eventos (QUINTON et al., 2001). Pode-se esperar, portanto, que o resultado das perdas de nutrientes em pequenos eventos, porém de alta freqüência, tem implicações no comprometimento da qualidade das águas dos mananciais. Deve-se considerar ainda que a quantidade de erosão necessária para causar danos ambientais é muito menor do que a erosão necessária para afetar a agricultura. Os riscos de danos ambientais oferecidos pelos pequenos eventos são particularmente maiores nas bacias cujos cursos d’água não estão protegidos por zonas ripárias e ou sistema de terraceamento, uma vez que neste caso, a enxurrada tem conexão direta com o manancial (QUINTON et al., 2001). No caso específico do P de dejeto de animal, deve-se levar em conta que após a aplicação do dejeto, qualquer chuva que causa um aumento no fluxo superficial tem o potencial para aumentar a solubilização e desagregação física do P (PREEDY et al., 2001).
2.12. Efeito das condições físicas do solo na perda de nutrientes

A concentração dos nutrientes na enxurrada superficial tem relação com as condições físicas do solo, em particular o grau de infiltrabilidade. POTE et al. (2001) e ANDRASKI e BUNDY (2003) encontraram baixa concentração de P solúvel reativo em condição de baixo volume de escoamento superficial, ocasionado por uma alta infiltrabilidade do solo e atribuíram os resultados a rápida infiltração do P dissolvido abaixo da camada de transferência do P dissolvido para a enxurrada. Segundo os autores, quando o solo apresenta baixa infiltração tende a ter maior concentração de P dissolvido no escoamento superficial, pois esta condição favorece a formação da enxurrada já nos primeiros momentos da chuva, situação em que ocorre alta disponibilidade de P para ser transferido para o escoamento. POTE et al. (1999) encontraram resultado semelhante e afirmam que estes foram decorrentes do fato de que se há menos escoamento, consequentemente há maior infiltração, o que causa a descida do P para o interior do solo, diminuindo assim, a disponibilidade para o transporte.





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