Adubação orgânica: produtividade com menor custo


Autores: Rodrigo da Silveira Nicoloso , Franco Müller Martins
Publicado em: 31/12/2020
Os fertilizantes minerais compõem parte significativa do custo de produção na agricultura, especialmente em épocas de forte desvalorização cambial. Em 2020, as despesas com fertilizantes representavam cerca de 23 e 34% do custo variável de produção da soja e do milho, respectivamente, na Região Sul do Brasil (CONAB, 2020). Já no Estado do Mato Grosso, levantamento do IMEA (2020) apontou que os gastos com fertilizantes impactaram respectivamente 33% e 38% do custo variável da soja e do milho. Neste cenário, o uso de fontes alternativas de nutrientes, como os adubos orgânicos, pode ser uma estratégia interessante para se abater custo de produção, mantendo a rentabilidade.

Os dejetos de animais (suínos e aves) e a vinhaça da cana-de-açúcar são as principais fontes de adubos orgânicos disponíveis no Brasil. Estudo do BNDES Setorial apontou que a quantidade destes resíduos geradas por ano no Brasil contêm o equivalente a 288, 214 e 895 mil toneladas de nitrogênio (N), fósforo (P2O5) e potássio (K2O). Ainda, a sua reciclagem como fertilizante tem o potencial de atender cerca de 11, 7 e 22% da demanda anual destes nutrientes de toda a agricultura brasileira (Cruz et al., 2017). Destaca-se que a bovinocultura foi excluída desta análise por ser majoritariamente extensiva no Brasil, onde os dejetos são diretamente depositados sobre o solo nas áreas de pastejo. O mesmo estudo do BNDES estimou, ainda, que a economia com a substituição dos fertilizantes minerais pelos adubos orgânicos poderia representar cerca de US$ 1,1 bilhões ao ano.

No entanto, a alta diluição dos dejetos de suínos e da vinhaça impõem restrições ao seu uso agrícola devido ao elevado custo de transporte e distribuição destes efluentes. Desta maneira, seu uso é recorrente nas áreas agrícolas próximas às granjas de suínos e usinas que processam a cana-de-açúcar. Já a cama de aves tem concentração de nutrientes cerca de uma ordem de grandeza superior aos dejetos de suínos (Tabela 1), o que permite o seu transporte e aplicação com menor custo, tornando-a um adubo orgânico de bom valor agregado e disponibilidade, mesmo em regiões onde a produção de aves não se faz presente.

Diversos estudos vêm sendo conduzidos ao longo das últimas décadas avaliando o potencial de se substituir o uso dos fertilizantes minerais por diferentes fontes de adubos orgânicos no Brasil (Tabela 2). Os resultados destes estudos demonstram que quando doses equivalentes de nutrientes disponíveis são aplicadas, as produtividades obtidas com a adubação orgânica são similares àquelas alcançadas em áreas adubadas com fertilizantes minerais solúveis (ureia, superfosfatos, cloreto de potássio, entre outros).
Na média dos estudos sumarizados na Tabela 2, se verifica um rendimento relativo médio de 99% (variando de 70-119%) com o uso dos dejetos de animais (cama de aves, dejeto líquido de suínos e dejeto líquido de bovinos) em relação aos fertilizantes minerais para as culturas da soja, milho e trigo. Observa-se, ainda, que as áreas sem adubação tiverem um rendimento médio de apenas 57% em comparação aos fertilizantes minerais, indicando que houve resposta significativa à adubação nos mesmos estudos.

Recomendação de adubação com adubos orgânicos

A aplicação de fertilizantes ao solo, independente da fonte ter origem mineral ou orgânica, tem por objetivo suprir a demanda de nutrientes das culturas agrícolas a fim de que estas expressem o seu potencial produtivo. Neste sentido, é importante considerar que os adubos orgânicos podem ter índices de eficiência agronômica distintos dos fertilizantes minerais, pois parte dos nutrientes encontra-se em formas não prontamente disponíveis para as plantas (Nicoloso et al., 2016).

Por exemplo, Scherer et al. (1996) observaram que aproximadamente 60% do nitrogênio total presente nos dejetos líquidos de suínos estava na sua forma amoniacal, enquanto que os restantes 40 % encontravam-se na forma orgânica. O nitrogênio amoniacal tem disponibilidade imediata para as culturas agrícolas quando aplicado ao solo, porém também está sujeito a perdas por processos de volatilização de amônia (NH3), nitrificação seguida de lixiviação, desnitrificação ou escoamento superficial. No entanto, o nitrogênio orgânico necessita ser mineralizado, em um processo mediado pelos microrganismos do solo, para estar disponível para as culturas agrícolas. Isto condiciona que apenas 80% do teor de nitrogênio total dos dejetos líquidos de suínos seja considerado disponível para o primeiro cultivo após a adubação (Nicoloso et al., 2016). Devido às elevadas perdas de nitrogênio (N) que ocorrem após a aplicação, não se considera que o dejeto líquido de suínos tenha efeito residual de N para o cultivo em sucessão. O mesmo processo também limita a disponibilidade do fósforo aportado ao solo via dejetos de suínos que se encontra 90% disponível para o primeiro cultivo após a aplicação. No entanto, os 10% restantes do fósforo aplicado estarão disponíveis para o cultivo em sucessão apresentando, portanto, um efeito residual. Já o potássio está 100 % disponível para as plantas já no primeiro cultivo, não tendo efeito residual para o segundo cultivo.

De maneira geral, fertilizantes orgânicos com maior proporção de nutrientes na forma orgânica e com altos teores de lignina e fibras apresentam menor taxa de decomposição no solo e, portanto, menor liberação e disponibilidade de nutrientes para as plantas. Por exemplo, a cama de aves apresenta índice de eficiência agronômica de 50% para o nitrogênio, o que indica que apenas metade do nitrogênio total presente no adubo estará disponível para o 1º cultivo após a aplicação no solo (efeito imediato).
No entanto, a cama de aves também apresenta um efeito residual para o nitrogênio. Assim, 20% da dose de nitrogênio que foi aplicada ao solo via cama de aves estará disponível para a cultura subsequente. A Tabela 3 sumariza os índices de eficiência agronômica dos principais dejetos de animais, conforme Nicoloso et al. (2016).

Não é objetivo aqui discutir estratégias ou recomendações de adubação para as culturas agrícolas, que podem ser consultadas nos manuais de adubação e calagem ou demais documentos que orientam recomendações regionalizadas de adubação para a maioria dos Estados brasileiros, tais como Rio Grande do Sul e Santa Catarina (CQFS-RS/SC, 2016) e Paraná (NEPAR-SBCS, 2019). Mas sim, demonstrar como se calculam as doses de adubos orgânicos que devem ser aplicadas a fim de suprir as quantidades de nutrientes necessárias para que as cultuas agrícolas atinjam sua expectativa de produtividade. Desta maneira, conhecida a concentração de nutrientes dos adubos orgânicos e seus índices de eficiência, a dose a ser aplicada ao solo pode ser calculada com nas Equações 1 e 2 (Nicoloso et al., 2016).

Fertilizantes sólidos: A = QD / ((B/100) x (C/100) x D) / 1000 (Equação 1)
Fertilizantes líquidos: A = QD / (C x D) (Equação 2)

Onde: A é a dose de adubo orgânico a ser aplicada no solo (em t/ha para sólidos ou m3/ha para líquidos); B é o teor de matéria seca do adubo orgânico sólido (%); C é a concentração de N, P-2O5 ou K2O no adubo orgânico (em % para sólidos ou kg/m3 para líquidos); e D é o índice de eficiência agronômica do adubo orgânico. Para adubos líquidos em que o teor de nutrientes já está expresso em base úmida, pode-se eliminar o termo “B/100” da equação.

A análise laboratorial ou mesmo o uso de métodos expeditos para se determinar a concentração de nutrientes dos adubos orgânicos é fundamental para uma recomendação de adubação mais precisa. No entanto, para fins de exemplo, vamos tomar os dados médios de concentração de nutrientes disponíveis na Tabela 1 e os índices de eficiência agronômica dos adubos orgânicos (Tabela 3), a fim de calcularmos as doses de cama de aves (frangos de corte, 6-8 lotes) que devem ser aplicadas na adubação de uma lavoura de milho no verão (exemplo 1), com expectativa de produtividade de 10 toneladas de grãos por hectare, e trigo no inverno, com expectativa de produtividade de 4 toneladas de grãos por hectare, conforme NEPAR-SBCS (2019) (Tabela 4).

Exemplo 1: Primeiro cultivo (Milho):
Para atender a demanda de N: A = 150 / (75/100 x 3,8/100 x 50/100) / 1.000 = 10,5 t/ha
Para atender a demanda de P2O5: A = 80 / (75/100 x 4,0/100 x 80/100) / 1.000 = 3,3 t/ha
Para atender a demanda de K2O: A = 55 / (75/100 x 3,5/100 x 100/100) / 1.
000 = 2,1 t/ha

Destaca-se que a opção pela dose mais alta (10,5 t/ha), visando atender a demanda de N do milho, resultaria em um aporte de 173 kg P2O5 por ha e 221 kg K2O por ha em excesso às recomendações de adubação, o que, se realizado de maneira continuada, pode resultar em acúmulo excessivo destes nutrientes no solo e provocar significativo impacto ambiental (Gatiboni et al., 2015; 2020). Neste caso, a opção tecnicamente correta seria optar pela menor dose (2,1 t/ha), visando atender a demanda de potássio do milho, e complementar a adubação com nitrogênio (120 kg N/ha) e fósforo (30 kg P2O5 por ha) através de outras fontes minerais (Nicoloso et al., 2016). Para se calcular o efeito residual de nitrogênio e fósforo da cama de aves podem-se utilizar as equações no exemplo 2, aplicando os fatores de concentração e efeito residual de nitrogênio e fósforo às doses aplicadas de cama de aves:

Exemplo 2:
Residual N: R = 2,1 t/ha x (75/100 x 3,8/100 x 20/100) x 1000 = 12 kg N/ha
Residual P2O5: R = 2,1 t/ha x (75/100 x 4,0/100 x 20/100) x 1000 = 13 kg P2O5 / ha

Para se calcular as doses a serem aplicadas de cama de aves para um segundo cultivo de trigo em sucessão, aplicam-se novamente as equações, como no exemplo 3, desta vez subtraindo da dose total de N, P¬2O5 e K2O demandadas pelo trigo, aquela quantidade destes nutrientes provenientes do efeito residual da adubação anterior:

Exemplo 3: Segundo cultivo de (Trigo):

Para atender a demanda de N: A = (105-12) / (75/100 x 3,8/100 x 50/100) / 1.000 = 6,5 t/ha
Para atender a demanda de P2O5: A = (45-13) / (75/100 x 4,0/100 x 80/100) / 1.000 = 1,3 t/ha
Para atender a demanda de K2O: A = 35 / (75/100 x 3,5/100 x 100/100) / 1.000 = 1,3 t/ha

Assim como indicado para o milho, a opção tecnicamente correta seria optar pela menor dose de 1,3 t/ha, que seriam suficientes para atender a demanda de fósforo e potássio da cultura do trigo, suplementando a adubação com nitrogênio (74 kg N/ha) de alguma outra fonte mineral. Ainda, conforme demonstrado anteriormente, pode-se estimar o efeito residual da cama de aves aplicada sobre a cultura do trigo para se abater da dose de nutrientes que necessitam serem aplicadas nas próximas culturas.

Tecnologia de aplicação aumenta a eficiência dos dejetos de suínos

Uma característica dos dejetos de animais manejados na forma líquida e que permanecem armazenados em esterqueiras ou lagoas anaeróbicas antes da sua aplicação no campo é o elevado teor de N na forma amoniacal, que, em dejetos de suínos, pode atingir valores superiores a 60 % do N total (Scherer et al., 1996). Portanto, quando esses dejetos são aplicados no campo, boa parte do N já estará na forma amoniacal, o que poderá ser positivo do ponto de vista de disponibilidade às plantas.
No entanto, isto também implica em grande susceptibilidade a perdas de N por volatilização de amônia (NH3), cuja magnitude depende das características dos próprios dejetos e das condições do ambiente no momento da aplicação dos dejetos.

A umidade do solo condiciona a velocidade com que a fração líquida dos dejetos irá infiltrar no solo, especialmente em áreas de plantio direto. Assim, condições de umidade excessiva dificultarão a infiltração dos dejetos no solo, expondo o N amoniacal à ação da radiação solar e do vento, que estão entre os principais fatores climáticos que afetam a volatilização de NH3. Esse problema pode ser agravado na presença de quantidades elevadas de resíduos culturais na superfície do solo, já que estes poderão funcionar como um anteparo, dificultando ou atrasando o contato e a infiltração da fração líquida dos dejetos no solo (Rochette et al., 2001).

Os fatores edafoclimáticos que afetam a volatilização de NH3 age de modo interativo. Assim, é importante observar as condições existentes no momento da aplicação dos dejetos, evitando os horários mais quentes do dia, a ocorrência de ventos de forte intensidade e condições de solo com excesso ou falta de umidade. Estudos realizados em áreas de plantio direto do Sul do Brasil (Santa Maria-RS) demonstraram que a perda de N por volatilização de NH3 é mais intensa nas primeiras horas após a aplicação, quando até 15% da dose de N amoniacal foi perdida em até 30 horas após a aplicação dos dejetos de suínos na superfície do solo (Damasceno, 2010; Pujol, 2012; Miola et al., 2012; Oliveira et al., 2012).

Para mitigar estas perdas, duas estratégias para controle da volatilização de NH3 vem demonstrando grande eficiência e sendo adotadas em diversos países nos últimos anos. A primeira é a incorporação dos dejetos sólidos ou líquidos no solo, prática comum em áreas sob preparo convencional (Smith et al., 2009; Webb et al., 2010). A segunda é a injeção dos dejetos líquidos no solo com máquinas especialmente desenvolvidas para esta finalidade, estratégia que se adapta bem a áreas de plantio direto onde a mobilização do solo é mínima (Morken & Sakshaug, 1998; Smith et al., 2000). O objetivo destas duas práticas consiste em fazer com que o solo proteja o N amoniacal dos dejetos contra fatores ambientais responsáveis pela transferência de NH3 para a atmosfera, principalmente o sol incidente e o vento. Em função da cinética de emissão de NH3 descrita anteriormente, é imprescindível que a incorporação dos dejetos ao solo seja feita o mais rápido possível. No trabalho realizado por Webb et al.
(2004), o atraso em 4 horas na incorporação de dejetos de bovinos e de suínos ao solo reduziu a eficiência desta prática, que foi de 92 % com a incorporação imediata, para 43 e 65 %, respectivamente, com a incorporação tardia.

Embora a incorporação dos dejetos reduza significativamente a emissão de NH3 para a atmosfera, essa prática é incompatível com o plantio direto, onde não é possível mobilizar totalmente a superfície do solo. Nessa condição, a alternativa consiste em injetar os dejetos no solo, em subsuperfície. Em função da importância deste sistema, a UFSM liderou uma rede de pesquisa (Rede DEJSUI) com a participação da Universidade de Passo Fundo (UPF), Universidade do Estado de Santa Catarina (UDESC) e Embrapa Suínos e Aves. Esta rede, em parceria com a empresa MEPEL Máquinas e Equipamentos Ltda (Estação-RS), especializada na fabricação de equipamentos para a distribuição de dejetos líquidos, avaliou equipamentos de injeção de dejetos de suínos no solo para sua adaptação às condições de solo e clima brasileiros. O equipamento, na sua versão atual (Figura 3), denominado pela MEPEL de Distribuidor de Adubo Orgânico Líquido com Incorporador (DAOL-i), é tracionado com trator e aplica os dejetos em 8 linhas de injeção), distanciadas de 0,30 a 0,40 m entre si e a uma profundidade de 0,08 a 0,11 m (Figura 1).

Nos experimentos conduzidos até o momento, constatou-se que a injeção reduziu a perda de N por volatilização de NH3 para valores próximos do tratamento sem adição de dejetos (Figura 2). Com a injeção dos dejetos líquidos no solo, a redução na emissão de NH3, em relação à aplicação superficial foi de aproximadamente 90%, sem diferenças entre o verão (Figura 2a e 2b) e o inverno (Figura 2c). Também foi significativo o impacto da injeção dos dejetos líquidos de suínos sobre a produtividade do milho, conforme verificado em experimentos também conduzidos no âmbito da Rede DEJSUI, em Santa Maria e Passo Fundo (RS), Lages e Concórdia (SC) (Tabela 5). Na média dos experimentos, a injeção dos dejetos no solo aumentou o rendimento de grãos de milho e trigo em 21% em relação aos dejetos aplicados em superfície. Destaca-se que a dose de dejetos foi a mesma em ambos os tratamentos (superfície e injetado). Assim, a maior produtividade de grãos de milho se deve à menor perda de nitrogênio por volatilização de NH3 quando os dejetos são injetados no solo, aumentando a sua eficiência agronômica e aproveitamento de nutrientes pelo milho.

Adubos orgânicos podem aumentar teores de matéria orgânica do solo


Os adubos orgânicos podem substituir os fertilizantes minerais suprindo com eficiência nutrientes para as culturas agrícolas. No entanto, os adubos orgânicos diferem dos fertilizantes minerais por aportarem carbono ao solo. Isto pode contribuir com os estoques de matéria orgânica do (MOS) e melhorar a qualidade do solo.
O impacto da adubação orgânica sobre a MOS depende do tipo de adubo orgânico, concentração e qualidade do carbono presente no adubo, e das quantidades que são adicionadas ao solo com a sua aplicação.

Os dejetos líquidos de suínos normalmente apresentam baixas concentrações de carbono (Tabela 1) e, portanto, quando aplicado nas doses necessárias para atender a demanda de nitrogênio do milho, trigo ou pastagens (normalmente < 200 kg N /ha), segundo recomendações agronômicas, não aportam quantidades significativas de carbono ao solo (normalmente < 1 t C/ha). Além disto, o carbono proveniente dos dejetos de suínos é altamente lábil e se mineraliza rapidamente no solo, sendo emitido para a atmosfera como dióxido de carbono (Grave et al., 2015). Assim, não se observam incrementos significativo de MOS em áreas adubadas com dejetos líquidos de suínos em comparação com áreas adubadas com fertilizantes minerais (Rauber et al., 2012; Corrêa et al., 2019; Wuaden et al., 2020). No entanto, os dejetos líquidos de suínos contribuem indiretamente para o acúmulo de MOS pela melhoria da fertilidade do solo e aumento de produtividade das culturas agrícolas que, ao aportarem maior quantidade de biomassa ao solo (parte aérea e raízes), promovem o acúmulo de MOS. Este efeito foi observado por Mafra et al. (2014) que reportaram aumento de produtividade do milho e aveia-preta com aumento das doses de dejeto líquido de suínos, resultando em incremento dos estoques de MOS. Neste estudo, houve maior correlação entre a quantidade de carbono adicionado pela biomassa das culturas agrícolas com o aumento nos estoques de MOS do solo (r=0,99) do que entre o aporte de carbono via dejetos e os estoques de MOS (r=0,76).

No entanto, fontes de adubos orgânicos mais recalcitrantes e que aportem maiores quantidades de carbono ao solo podem promover incrementos significativos nos estoques de MOS. Estudo realizado no Kansas (EUA), monitorou os estoques de carbono no solo em áreas de cultivo de milho sob preparo convencional e plantio direto entre 1992 e 2014 (Figura 3a). Os estoques de carbono nas áreas de preparo convencional sem adubação ou com adubação mineral (168 kg N/ha) se mantiveram estáveis durante todo o período, enquanto que sob plantio direto, houve aumento significativo de até 5 toneladas de carbono na camada 0-5 cm do solo (Nicoloso et al., 2018). No entanto, nas áreas que receberam dejeto líquido de bovinos (168 kg N disponível/ha) houve aumento significativo de aproximadamente 6 e 10 toneladas de carbono nas áreas sob preparo convencional e plantio direto, respectivamente, nos primeiros 10 anos de avaliação (1992-2002). A partir de 2001, a fonte de adubo orgânico foi substituída por um composto orgânico produzido a partir da mistura de dejetos de animais, sobras de alimentos e outros resíduos, mantendo-se a mesma dose de N aplicada neste tratamento (168 kg N disponível/ha).
Entre 2002 e 2014, os estoques de carbono nas áreas de preparo convencional se mantiveram estáveis, enquanto que, sob plantio direto, houve incremento de outras 11 toneladas de carbono no solo até a saturação da camada superficial (0-5 cm). Não houveram diferenças de produtividade ou produção de biomassa do milho entre sistemas de preparo do solo e fontes de fertilizantes minerais ou adubos orgânicos. Em avaliação posterior do mesmo experimento, Hsiao (2019) observou que a aplicação dos adubos orgânicos, mesmo superficial, promoveu incremento significativo de carbono até aos 30 cm do solo sob plantio direto (Figura 3b). Este resultado comprovou a ocorrência de translocação de carbono da superfície do solo sob plantio direto (após saturação) para camadas mais profundas (Nicoloso et al., 2018), melhorando os estoques de carbono no perfil do solo. Estes resultados indicam que os adubos orgânicos podem auxiliar na rápida recuperação dos estoques de MOS, especialmente em áreas degradadas, onde o reestabelecimento de um sistema de culturas de alta produtividade pode ser desafiador por más condições físicas, químicas ou biológicas do solo.


Redução de custo de produção com adubação orgânica


O uso dos dejetos de animais para adubação das culturas agrícolas é prática rotineira em regiões de produção intensiva de animais em confinamento e consiste em estratégia fundamental para a sustentabilidade ambiental destas regiões, dando destino adequado a estes resíduos da produção animal. Mais do que uma fonte alternativa de nutrientes, os dejetos de animais podem reduzir o custo de produção na agricultura ao substituir os fertilizantes minerais, contribuindo também para a sustentabilidade econômica das propriedades rurais. No entanto, a tomada de decisão pelo uso de dejetos como fertilizante, além de critérios agronômicos, também deve considerar os custos com a aplicação dos adubos orgânicos.

Levantamento dos custos de mecanização agrícola elaborado pela Fundação ABC (Castro-PR) em Maio de 2020, indicou que o custo de distribuição de esterco sólido (R$ 88,00/ha), como a cama de aves, e de dejetos líquidos (R$ 133,00/ha), como os de suínos ou bovinos, e de era 7 a 10 vezes superior ao custo de distribuição de fertilizantes minerais granulados (R$ 12,50/ha) (Fundação ABC, 2020). Além das diferenças entre os equipamentos necessários para aplicação de cada tipo de adubo ou fertilizante, impactam significativamente no custo de distribuição dos adubos orgânicos a menor concentração de nutrientes e, portanto, a necessidade de aplicação de doses muito superiores aos fertilizantes minerais para se aportar a mesma quantidade de nutrientes na adubação. Soma-se a isto o custo com o transporte dos adubos orgânicos entre o local de coleta, junto às unidades de produção animal, e a lavoura, que pode inviabilizar o seu uso de maneira econômica.
Desta maneira, o uso de dejetos líquidos é viável economicamente apenas nas áreas agrícolas mais próximas do seu ponto de coleta, em distâncias que normalmente não superam os 2 km (Sandi et al., 2011).

Na tabela 6, consta uma análise econômica simplificada do custo de adubação com fertilizantes minerais e adubos orgânicos recomendados para adubação de um sistema de culturas com milho no verão e trigo no inverno, conforme exemplo da Tabela 3 e considerando quatro cenários. No primeiro, 100% da adubação é mineral com uso de ureia, superfosfato triplo e cloreto de potássio como fontes de nutrientes. Às despesas com a aquisição dos fertilizantes minerais, somam-se os custos com as aplicações na base, durante o plantio, e em cobertura, totalizando uma despesa de R$ 1.969,00/ha para as duas culturas. No segundo cenário, os dejetos líquidos de suínos (DLS) substituem parcialmente os fertilizantes minerais. Apesar da maior despesa com a aplicação do DLS, a economia com os fertilizantes minerais reduziu o custo com adubação para R$ 889,00/ha ou cerca de 55% para as duas culturas. Este cenário considerou custo zero para a obtenção do DLS, refletindo uma situação típica de propriedades onde é desenvolvida a suinocultura.

No terceiro cenário, os fertilizantes minerais são parcialmente substituídos por cama de aves. Neste caso, a economia de fertilizantes minerais foi menor. O custo total foi estimado em R$ 1.288,00/ha, 35% menor do que o cenário com uso exclusivo de fertilizantes minerais. Este cenário também é típico de propriedades rurais onde também é praticada a avicultura e cama de aves está disponível sem custo. No quarto cenário, incluímos o custo com a aquisição da cama de aves. Tomou-se por referência o preço da cama de aves praticado na região de Concórdia-SC, que em Novembro de 2020, era cotado em aproximadamente R$ 100,00 por tonelada, conforme consulta realizada no mercado local. Este cenário é comum entre agricultores que não têm adubo orgânico disponível na propriedade e necessitam adquirir este insumo no mercado. Neste caso, o custo total da adubação subiu para R$ 1.630,00/ha, mas ainda ficou cerca 17% menor ao cenário com uso exclusivo de fertilizantes minerais.

Destaca-se que os cenários aqui apresentados são apenas ilustrativos do potencial benefício econômico com o uso dos adubos orgânicos em substituição aos fertilizantes minerais, abatendo custo de produção na agricultura. É certo que variação dos preços dos insumos, equipamentos, diesel e demais componentes do custo de produção impactam seriamente esta análise. Assim, esta decisão deve ser avaliada caso a caso por aqueles produtores que consideram o uso dos adubos orgânicos em suas lavouras, especialmente aqueles que necessitam adquirir estes adubos no mercado. Não obstante, em épocas de preços de produtos e insumos especialmente valorizados como tem sido este ano de 2020, um abatimento até mesmo modesto nos custos de produção pode significar um ganho expressivo em rentabilidade. Neste caso, os adubos orgânicos podem garantir produtividade com economia.

Referências
Aita, C., 2015. Uso de dejetos de animais como fertilizantes e impactos ambientais. In: IV SIGERA – Simpósio Internacional sobre Gerenciamento dos Resíduos Agropecuários e Agroindustriais (Palestra). Rio de Janeiro, 2015.

Alves, C.T.F., Cassol, P.C., Sacomori, W., Gatiboni, L.C., Ernani, P.R., Aita, C., Panisson, J., Ferreira, A.K.T., 2017. Influência da adubação com dejeto suíno e adubo mineral adicionada de inibidor de nitrificação sobre a produtividade e a nutrição do milho. Revista de Ciências Agroveterinárias, 16:2-10.

Bacca, A., Ceretta, C.A., Kulmann, M.S.S., Souza, R.O.S., Ferreira, P.A.A., Rodrigues, L.A.T., Marchezan, C., Garlet, L.P., Brunetto, G., 2020. Residual and immediate effect after 16 applications of organic sources on yield and nitrogen use efficiency in black oat and corn. Revista Brasileira de Ciência do Solo, 44:e0190013.

Blanco, I.D., 2015. Adubação da cultura da soja com dejetos de suínos e cama de aviário. Dissertação (Mestrado em Engenharia de Energia na Agricultura), Universidade Estadual do Oeste do Paraná, Cascavel, 26p.

Cassol, P.C., Costa, A.C., Ciprandi, O., Pandolfo, C.M., Ernani, P.R., 2012. Disponibilidade de macronutrientes e rendimento de milho em Latossolo fertilizado com dejeto suíno. Revista Brasileira de Ciência do Solo, 36:1911-1923.

Costa, M.S.S.M, Steiner, F., Costa, L.A.M., Castoldi, G., Pivetta, L.A., 2011. Nutrição e produtividade da cultura do milho em sistemas de culturas e fontes de adubação. Revista Ceres, 58:249-255.

CONAB – Companhia Nacional de Abastecimento, 2020. Planilhas de Custo de Produção – Culturas de 1ª safra – Março/2020. Disponível em https://www.conab.gov.br/info-agro/custos-de-producao/planilhas-de-custo-de-producao. Acesso em 11 Novembro 2020.

Corrêa, J.C., Rodio, L., Rigo, A.Z., Grohskopf, M.A., Rebellatto, A., Mafra, A.L., 2019. Carbon fractions and stock in response to solid and fluid organomineral fertilizers in highly fertile soils. Pesquisa Agropecuária Brasileira, 54:e00266.

CQFS-RS/SC – Comissão de Química e Fertilidade do Solo dos Estados do Rio Grande do Sul e Santa Catarina, 2016. Manual de Calagem e Adubação para os Estados do Rio Grande do Sul e Santa Catarina. 11ed. Frederico Westphalen: NRS-SBCS, 376p.

Cruz, A.C., Pereira, F.S., Figueiredo, V.S., 2017. Fertilizantes organominerais de resíduos do agronegócio: avaliação do potencial econômico brasileiro. BNDES Setorial 45, p.137-187.

Damasceno, F., 2010. Injeção de dejetos líquidos de suínos no solo e inibidor de nitrificação como estratégias para reduzir as emissões de amônia e óxido nitroso. Dissertação (Mestrado em Ciência do Solo). Universidade Federal de Santa Maria, Santa Maria, 121p.

Elia Neto, A.; Zotelli, L.C., 2008. Caracterização das águas residuárias para reuso agrícola. Piracicaba: Centro de Tecnologia Canavieira (CTC), 31p.

FUNDAÇÃO ABC, 2020. Planilha de Custos de Mecanização Agrícola. Maio de 2020. Disponível em https://fundacaoabc.org/wp-content/uploads/2019/11/Custo-de-Mecaniza%C3%A7%C3%A3o-MAIO2019.pdf. Acesso em 21 Novembro 2020.

Gatiboni, L.C., Nicoloso, R.S., Mumbach, G.L., Souza Júnior, A.A., Dall’Orsoletta, D.J., Eugênio, S.D., Smyth, T.J., 2020. Establishing environmental soil phosphorus thresholds to decrease the risk of losses to water in soils from Rio Grande do Sul , Brazil. Revista Brasileira de Ciência do Solo, 44:e0200018.

Gatiboni, L.C., Smyth, T.J., Schmitt, D.E., Cassol, P.C., Oliveira, C.M.B., 2015. Limites críticos ambientais de fósforo no solo para avaliar seu risco de transferência para águas superficiais no estado de Santa Catarina, Brasil. Revista Brasileira de Ciência do Solo, 39:1225–1234.

Gonzatto, R., 2012. Injeção de dejetos de suínos no solo em plantio direto associada a um inibidor de nitrificação: efeito nas emissões de óxido nitroso e amônia. Dissertação (Mestreado em Ciência do Solo) Universidade Federal de Santa Maria, Santa Maria, 84p.

Grave, R.A., Nicoloso, R.S., Cassol, P.C., Aita, C., Corrêa, J.C., Dalla Costa, M., Fritz, D.D., 2015. Short-term carbon dioxide emission under contrasting soil disturbance levels and organic amendments. Soil & Tillage Research, 146:184-192.

Hsiao, C-J., 2019. Microbial properties of soils: effects of management and pedogenesis. Tese (Doutorado em Ciência do Solo) Kansas State University, Manhattan, 199p.

IMEA – Instituto Mato-grossense de Economia Agropecuária, 2020. Custo de produção de soja e milho. Disponível em http://www.imea.com.br/imea-site/relatorios-mercado. Acesso em 11 Novembro 2020.

Marchezan, C., Ferreira, P.A.A., Silva, L.S., Bacca, A., Krug, A.V., Nicoloso, F.T., Tarouco, C.P., Tiecher, T.L., Brunetto, G., Ceretta, C.A., 2020. Nitrogen Availability and Physiological Response of Corn After 12 Years with Organic and Mineral Fertilization. Journal of Soil Science and Plant Nutrition, 20:979–989.

Miola, E.C.C. et al., 2012. Émissions de N2O et de NH3 après apport de lisier de porc: influence du mode d’application et d’un inhibiteur de nitrification. In: Congrès Conjoint Association Québécoise de Spécialistes en Sciences du Sol et Société Canadienne de Science du Sol, Québec, Canada. 64p. Morken, J., Sakshaug, S., 1998. Direct ground injection of livestock waste slurry to avoid ammonia emission. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 51: 59-63.

NEPAR-SBCS – Núcleo Estadual Paraná – Sociedade Brasileira de Ciência do Solo, 2019. Manual de Calagem e Adubação para o Estado do Paraná. 2ed. Curitiba: NEPAR-SBCS, 289p.

Nicoloso, R.S., Aita, C., Giacomini, S.J., Ceretta, C.A., Spagnollo, E., Cassol, P.C., Comin, J.J., Brunetto, G., 2016. Adubos e adubação orgânica. In: Silva, L.S., Gatiboni, L.C. (Org.). Manual de Calagem e Adubação para os Estados do Rio Grande do Sul e Santa Catarina. 11ed. Frederico Westphalen: NRS-SBCS, p. 317-328.

Nicoloso, R.S., Rice, C.W., Amado, T.J.C., Costa, C.N., Akley, E.K., 2018. Carbon saturation and translocation in a no-till soil under organic amendments. Agriculture Ecosystems & Environment, 264:73-84.

Oliveira, P.D. et al., 2012. Injeção de dejetos líquidos de suínos no solo para reduzir a volatilização de amônia no milho. Anais…, FERTBIO 2012, 17 a 21 de setembro, Maceió, AL.

Pujol, S.B., 2012. Emissão de amônia e dinâmica do nitrogênio no solo com parcelamento da dose e adição de inibidor de nitrificação em dejetos de suínos. Tese (Doutorado em Ciência do Solo) Universidade Federal de Santa Maria, Santa Maria, 100p.

Rauber, L.P., Piccolla, C.D., Andrade, A.P., Friederichs, A., Mafra, A.L., Corrêa, J.C., Albuquerque, J.A., 2012. Physical properties and organic carbon content of a Rhodic Kandiudox fertilized with pig slurry and poultry litter. Revista Brasileira de Ciência do Solo 36:1323-1332.

Rocha Junior, P.R., Pires, F.R., Lima, M.M., Menezes, J.F.S., Viana, D.G., 2017. How does pig slurry fertilization influence percolated water and runoff erosion? A study of the soybean cycle in Brazilian Cerrado soil. Catena, 157:205-212.

Rochette, P. et al., 2001. Ammonia volatilization and soil nitrogen dynamics following fall application of pig slurry on canola crop residue. Canadian Journal of Soil Science, 81:515-523.

Sandi, A.J., Santos Filho, J.I., Miele, M., Martins, F.M., 2011. Levantamento do custo de transporte e distribuição de dejetos de suínos: um estudo de caso das associações de produtores dos municípios do Alto Uruguai Catarinense. In: Reunião Anual Da Sociedade Brasileira De Zootecnia, 48., 2011, Belém. Anais... Belém: UFRA, 2011. 1 CD-ROM.

Scherer, E.E.; Aita, C.; Baldissera, I.T., 1996. Avaliação da qualidade do esterco líquido de suínos na região oeste catarinense para fins de utilização como fertilizante. Florianópolis, EPAGRI, 46p. (Boletim Técnico, 79).

Smanhotto, A., Sampaio, S.C., Dal Bosco, T.C., Prior, M., Soncela, R., 2013. Nutrients behavior from the association pig slurry and chemical fertilizers on soybean crop. Brazilian Archives of Biology and Technology, 56:723-733.

Smith, E. et al., 2009. Simulated management effects on ammonia emissions from field applied manure. Journal of Environmental Management, 90:2531-2536.

Smith, E. et al., 2000. Reduction of ammonia emission by slurry application techniques. Journal of Agricultural Engineering Research, 77:277-287.

Webb, J. et al., 2010. The impacts of manure application methods on emissions of ammonia, nitrous oxide and on crop response - a review. Agriculture, Ecosystems and Environment, 137:39–46.

Webb, J.; Chadwick, D.; Ellis, S., 2004. Emissions of ammonia and nitrous oxide following rapid incorporation of farmyard manures stored at different densities. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 70:67-76.

Wuaden, C.R., Nicoloso, R.S., Barros, E.C., Grave, R.A., 2020. Early adoption of no-till mitigates soil organic carbon and nitrogen losses due to land use change. Soil & Tillage Research, 204:104728.