Compostagem de biomassa de acácia com casca de pinheiro
Introdução
As crescentes limitações na exploração da turfa, por razões ambientais,
fundamentam a procura de materiais orgânicos alternativos para a produção de
substratos, incluindo os produtos resultantes
da compostagem de biomassa vegetal. Apesar dos compostados de casca de pinheiro
serem considerados uma boa alternativa, o seu custo tem aumentado, o que
justifica a procura de novos materiais para este fim. A Acacia longifolia
(Andrews) Willd. é uma espécie da família Fabaceae, que foi introduzida em
Portugal para evitar a erosão de solos arenosos das zonas costeiras devido à
capacidade que possui para assimilar azoto (N) atmosférico (Morais et al.,
2012). No entanto, as acácias são espécies altamente competitivas, capazes de
invadir o território das espécies nativas e de ameaçar a conservação dos
habitats naturais. Atualmente são necessárias novas formas de valorização para
estes táxones, tendo em conta a sua abundância em Portugal. A compostagem, para
utilização do compostado como substrato hortícola e como corretivo orgânico do
solo, poderá ser uma das soluções.
A casca de pinheiro (Pinus pinasterAit.) é constituída principalmente por
lenhina (33% do peso seco), polifenóis (11%), celulose (24%) e hemicelulose
(15%) (Fradinho et al., 2002), sendo principalmente incinerada para produção de
energia ou utilizada em arranjos paisagistas. A casca de pinheiro é uma
alternativa à turfa porque possui boas propriedades para misturas na formulação
de substratos. A casca de árvores é um material barato mas que tem de ser
triturado/ moído, e crivado (<2 - 3 cm) e compostado porque a casca fresca
possui taninos, resinas, fenóis, terpenos e outros compostos que podem ser
fitotóxicos.
A biomassa de materiais como a casca de pinheiro e os detritos de acácias
poderão ter taxas de decomposição baixas devido aos seus teores relativamente
elevados de lenhina, polifenóis e celulose (Baggie et al., 2004). O material
recalcitrante poderá não contribuir para aumentar rapidamente a atividade
microbiana e consequentemente as temperaturas necessárias para higienizar o
composto. No entanto, as acácias são fabáceas e possuem um apreciável teor de N
que contribui para o rápido ataque microbiano e consequente aumento da
temperatura.
A produção de calor gerado pelo metabolismo microbiano durante a compostagem
depende da taxa de crescimento e atividade dos microrganismos, e esta depende
de propriedades físicas e químicas da biomassa em compostagem que podem ser
críticas, como o teor de humidade, o arejamento, a razão C/N da mistura, entre
outras (Bernal et al., 2009; Brito et al., 2012). Por outro lado, a dissipação
do calor do interior da pilha depende da superfície específica das pilhas, e
portanto, da sua dimensão (Brito et al., 2008). Contudo, quanto maior a
dimensão de uma pilha, maior é o número de locais no seu interior com
anaerobiose e, por isso, a dimensão da pilha influencia o tipo de
microrganismos presentes, a temperatura e o tipo de emissões que se produzem
(Fukumoto et al., 2003).
Em termos de emissões e perdas de N, a frequência de revolvimento das pilhas,
assim como a sua altura e outras dimensões, influenciam fortemente as taxas das
trocas gasosas com o exterior da pilha (Fukumoto et al., 2003).
No caso do azoto, a intensidade das emissões gasosas durante o processo de
compostagem é determinada pela capacidade de troca de gases com a atmosfera e
por outros fatores como a razão C/N do material em compostagem ou o pH e a
temperatura que ocorrem na fase termófila (Brito et al. 2012). O revolvimento
da pilha é uma prática de gestão do processo de compostagem que permite
aumentar o teor de oxigénio no seu interior. No entanto, também pode aumentar a
emissão de amónia (NH3) e assim reduzir o valor agronómico do composto.
Neste estudo examinou-se o processo de compostagem de detritos triturados e
crivados de Acaciasp.misturada com detritos de casca de pinheiro (Pinus
pinaster) com os objetivos específicos de quantificar as transformações físico-
químicas desta biomassa em compostagem, modelar a decomposição da MO, avaliar
os efeitos do revolvimento no processo, e determinar a possibilidade de se
atingirem temperaturas elevadas o tempo suficiente para destruir a viabilidade
das sementes e produzir um compostado com características benéficas para
utilização como corretivo orgânico do solo e componente de substratos
hortícolas.
Materiais e Métodos
Utilizaram-se resíduos triturados (<80 mm) da limpeza de acácia (mais de 80% de
A. longifolia e o restante de A. dealbata e urze) misturados com uma pré-
mistura com base em resíduos de casca de pinheiro (P. pinaster). Esta pré-
mistura foi preparada com casca de pinheiro, pó e entrecasca de pinheiro,
restos das crivagens de pilhas de compostagem de resíduos de pinheiro
anteriores, e com 2 kg de ureia (46% de N) e 4 kg de mármore branco moído (com
valor neutralizante equivalente a 90% de carbonato de cálcio), por metro cúbico
de mistura. A pré-mistura possuía partículas <15 mm. Os detritos foram
triturados com uma trituradora de alta rotação com moinho tipo martelos
(Doppstadt; AK 403 Profi), e posteriormente crivados com um crivo de estrelas
amovível (Neuenhauser Super Screener Portable Star Screen).
As pilhas de compostagem foram construídas em 30 de Novembro de 2011, em Mira
(40o25'N 8o44'W), sobre uma camada de casca de pinheiro com aproximadamente 30
cm de altura, e foram monitorizadas durante todo o ano de 2012, até Março de
2013, sendo uma pilha revolvida seis vezes (A) e outra apenas três vezes (B).
As pilhas foram constituídas por 60% em volume com detritos das acácias e 40%
de resíduos da casca de pinheiro. No entanto, esta proporção, em peso fresco,
foi 34% de acácia e 66% de pinheiro, enquanto em peso seco foi 44% e 56%
respetivamente. A densidade dos resíduos de acácia triturada fresca (185 kg
m3), calculada pela Norma EN 12580 (CEN, 2012), foi inferior à da pré-mistura
(549 kg m3), e o teor de humidade dos resíduos acácia foi também inferior ao da
pré-mistura (Quadro_1). As pilhas construídas possuíam grandes dimensões (100
m3, 8 m de diâmetro da base e >3 m de altura). A dimensão das partículas foi
inferior a 2 cm para os resíduos de pinheiro, mas com partículas mais compridas
(até 8-10 cm) de resíduos de acácia. As principais características dos resíduos
de acácia e de casca de pinheiro encontram-se descritas no Quadro_1.
Durante os revolvimentos, realizados com uma grua florestal e uma pá frontal de
trator, impediu-se a entrada de qualquer matéria mineral do exterior para o
material em compostagem, para não afetar o cálculo da mineralização da matéria
orgânica (MO) da biomassa em compostagem. A pilha A foi revolvida aos 35, 98,
147, 203, 266, 336 dias após o início da compostagem, enquanto a pilha B foi
revolvida apenas aos 98, 203 e 336 dias de compostagem.
A temperatura do ambiente exterior e as temperaturas das pilhas de compostagem
(próximo da base, do centro e do topo das pilhas, aproximadamente à altura de
0,5 1,5 e 2,5 m de altura respetivamente) foram determinadas com termístores
(tipo ST1, Delta-T Devices), sendo os valores horários registados com base em
leituras a cada minuto, através de um registador de dados (Delta-T Devices).
Realizaram-se 22 colheitas de quatro amostras por cada pilha, ao longo do
período de compostagem, recolhidas em quatro pontos distintos do centro das
pilhas desde 30 de Novembro de 2011 até Março de 2013. Parte das amostras foram
congeladas imediatamente após a colheita, para a determinação do azoto mineral
(após extração com KCl 2M, 1:5 m:v) por espectrofotometria de absorção
molecular e recorreram-se às normas europeias para a determinação das seguintes
características: humidade, pH, condutividade elétrica (CE), MO e N Kjeldahl,
conforme descrito anteriormente por Brito et al. (2012). A mineralização da MO
foi calculada com base nas perdas de MO (g kg-1 da MO inicial) que foram
calculadas pela seguinte fórmula (Paredes et al., 2000):
Perdas de MO (g kg-1) = 1000 ' 1000 [X1(1000 ' X2)] / [X2 (1000 ' X1)] [1]
As perdas de massa foram calculadas pela fórmula (Tang et al., 2007):
Perdas de massa (g kg-1) = 1000 [1- (X1 / X2)] [2]
em que que X1 e X2 representam o teor de cinzas (g kg-1), respetivamente no
início e no fim de cada período de compostagem. As perdas de N foram calculadas
pela seguinte fórmula (Paredes et al., 2000):
Perdas de N (g kg-1) = 1000 ' 1000 [X1 N2)] / [X2 N1)][3]
em que X1 e X2 representam o teor de cinzas (g kg-1), e N1e N2o teor de N,
respetivamente no início e no fim de cada período de compostagem.
A mineralização da MO foi estimada pelas perdas de MO utilizando uma função
cinética de 1ª ordem, expressa pela seguinte equação:
MOm = MO0 (1 - e-kt) [4]
em que MOm representa o teor de matéria orgânica (g kg-1) mineralizada no tempo
t (dias), MO0representa o teor de MO potencialmente mineralizável (g kg-1) e k
representa a taxa de mineralização (dia-1).
Apesar dos resultados experimentais da mineralização da MO se terem ajustado
bem ao modelo expresso na equação anterior em diversos estudos para diferentes
materiais orgânicos (Paredes et al., 2000; Bustamante et al., 2008; Brito et
al., 2008; Brito et al., 2010), no presente estudo, devido ao facto dos
resíduos de acácia possuírem um elevado teor de lenhina, polifenóis e celulose,
e por isso, ser esperada a existência de um reservatório de MO dificilmente
biodegradável considerou-se, também, outro modelo que contemplasse dois
reservatórios distintos de MO mineralizável com diferente resistência à
mineralização:
MOm = MO1 (1 - e-k1t) + MO2 (1 - e-k2t) [5]
em que, MOmrepresenta a MO mineralizada no tempo t (dias), MO1e MO2, são
reservatórios de MO mineralizável e k1e k2são as constantes de mineralização da
MO desses reservatórios. Este modelo foi adaptado do modelo utilizado por
Molina et al. (1980) para ajustar os resultados da mineralização do N de
compostados aplicados ao solo.
Os resultados das perdas de MO durante a compostagem foram ajustados às funções
cinéticas pelo método do algoritmo de Levenberg-Marquardt, para minimizar as
diferenças entre as somas dos quadrados dos valores observados e dos valores
previstos da variável dependente. O mesmo procedimento de regressão não linear
foi utilizado para ajustar as perdas de N em cada período de compostagem a
equações semelhantes às anteriores, nas quais a MO foi substituída por N
mineralizado e perdido durante a compostagem. Utilizou-se o teste da menor
diferença significativa (p<0,05) para a comparação entre as médias dos
parâmetros químicos analisados, e recorreu-se ao programa SPSS v. 15.0. (SPSS
Inc.) para a análise de variância para comparação entre médias de tratamentos e
para a análise de regressão não-linear.
Resultados e Discussão
Inicialmente, as temperaturas das pilhas de compostagem aumentaram até uma
temperatura máxima de 73 oC, alcançada no topo das pilhas A e B, respetivamente
16 e nove dias após o início da compostagem (Figura_1), indicando a rápida
degradação de compostos imediatamente disponíveis, tais como açúcares,
aminoácidos e proteínas. Nesta fase, os microrganismos termófilos degradam,
também, gorduras, celulose, hemicelulose e alguma lenhina (Bernal et al.,
2009). Trinta e cinco dias após o início de compostagem, a pilha A foi
revolvida. Após a queda inicial, a temperatura subiu novamente de forma
constante até valores termófilos (>55 oC) no prazo de quatro dias, atingindo o
pico (74 oC) no topo da pilha, duas semanas depois do revolvimento. Após o
segundo revolvimento da pilha A e primeiro da pilha B, que ocorreu aos 98 dias
de compostagem o tempo necessário para atingir temperaturas máximas foi
superior na pilha A do que na pilha B, revelando um teor de MO facilmente
biodegradável na pilha A (que fora revolvida anteriormente) inferior ao da
pilha B. Após o dia 203, depois de revolver ambas as pilhas, as temperaturas
foram superiores na pilha B onde se alcançaram temperaturas superiores a 64 oC
na parte superior da pilha, porque haveria mais MO facilmente biodegradável nas
camadas exteriores da pilha B que foi menos revolvida. O mesmo se verificou
após o último revolvimento efetuado aos 336 dias de compostagem. Posteriormente
as temperaturas diminuíram em ambas as pilhas.
As temperaturas no centro e no topo das pilhas foram geralmente superiores em
comparação com a base das mesmas (Figura_1), o que pode ser explicado pelo
movimento do ar frio que entra pela base e ascende até ao topo das pilhas (Gao,
2010). Contudo, o revolvimento das pilhas terá contribuído para que todo o
material fosse sujeito às temperaturas termófilas por muito tempo. Deste modo,
as condições de temperatura nas pilhas satisfizeram o requisito sanitário para
os compostados (Wu e Smith, 1999), equivalente a 55 °C durante =15 dias, já que
as temperaturas foram mantidas entre 65 oC e 75 oC durante vários meses. O
tamanho das pilhas também contribuiu para a produção e retenção de calor,
porque as perdas de calor diminuem com a diminuição da superfície específica
das pilhas e consequentemente com o aumento do seu volume (Füleky, 2010).
O teor inicial de humidade nas pilhas foi de 562 g kg-1 (Quadro_1) e a
compostagem decorreu com uma humidade adequada para a atividade microbiana
(Figura_2), considerando que o nível de humidade mais favorável para a
compostagem se situa entre 500 g kg-1e 700 g kg-1 (Kader et al., 2007). A
evaporação da água foi compensada pela precipitação ocorrida (as pilhas ficaram
destapadas durante a compostagem) e pela água produzida durante o processo de
decomposição da MO. O elevado teor de humidade também terá contribuído para a
manutenção das temperaturas elevadas nas pilhas de compostagem, porque a
humidade favorece a acumulação do calor e a sua retenção na pilha (Petric et
al., 2009).
O pH do material em compostagem variou entre o mínimo de 6,1 registado na pilha
B e o máximo de 7,4 na pilha A mas sem variações consistentes durante o
processo de compostagem. Estes valores de pH não limitam a utilização deste
compostado como corretivo do solo, mas poderão limitar a sua utilização como
componente de substratos, que frequentemente apresentam valores de pH
inferiores (Cáceres et al., 2006). A condutividade elétrica (CE) do material em
compostagem foi sempre baixa com pequenas variações entre o máximo de 0,7 dS m-
1no início da compostagem e o mínimo de 0,4 dS m-1registado no final da
compostagem na pilha A (Figura_2). Esta ligeira diminuição de CE pode ser
explicada pela volatilização de amónia e a precipitação de sais minerais, como
sugerido por Gao (2010) e Bustamante et al. (2008). Elevadas concentrações de
sais podem causar problemas de fitotoxicidade, sendo o valor da CE do
compostado importante na avaliação da adequação e segurança do mesmo para fins
agrícolas. Nesta investigação, os valores finais CE de compostados foram muito
inferiores ao valor máximo de 3 dS m-1recomendado para aplicação de compostados
ao solo (Soumaré et al., 2002) e próximo do valor de CE referido para os
substratos por Abad et al. (2001) de 0,5 dS m-1. A perda de matéria seca
(resultados não apresentados) foi de 526 e 509 g kg-1, respetivamente, para
pilha de A e B, após 455 dias de compostagem. Portanto, o número de
revolvimentos não afetou significativamente a perda de biomassa em compostagem.
Perdas de massa inferiores foram referidas por Pereira et al. (1998) para a
Acacia longifolia durante a decomposição no solo (44%, após 16,5 meses). Pelo
contrário Baggie et al. (2004) registaram perdas superiores para a Acacia
mangium, nomeadamente, perdas de cerca de 500 g kg-1 de massa seca durante 8
semanas de incubação, enquanto no presente estudo, para o mesmo período de
tempo, as perdas de massa foram 333 e 405 g kg-1, respetivamente, para as
pilhas A e B. As perdas de MO (620 e 601 g kg-1 da MO inicial) revelaram duas
fases diferentes de degradação da MO (Figura_3). A primeira fase
(aproximadamente 4 semanas) foi indicativa da rápida decomposição do substrato
facilmente biodegradável e de uma taxa muito elevada de atividade microbiana. A
segunda fase mostrou um ritmo mais lento de degradação da MO, quando
permaneciam apenas os substratos mais resistentes à biodegradação. O modelo [5]
revelou um melhor ajustamento aos resultados das perdas de MO (valores de r2 de
0,95 e 0,96 respetivamente para a pilha A e B) do que o modelo [4] (valores de
r2 de 0,81 e 0,63 respetivamente para a pilha A e B). Estas perdas (Figura_3)
revelaram e existência de dois reservatórios de MO biodegradável, ambos com uma
fração da MO mineralizável total semelhante, mas com taxas muito distintas de
mineralização.
A diferença nas taxas de mineralização dos dois reservatórios de MO,
provavelmente resultou da presença simultânea das folhas de acácia mais
facilmente biodegradáveis (primeiro reservatório) e de material lenhoso dos
ramos da acácia e da casca de pinheiro, com maior razão C/N e maior resistência
à biodegradação (segundo reservatório). Isto poderá fundamentar que o modelo de
degradação da MO (e consequentes perdas de CO2) destes materiais, melhor
adaptado aos valores observados, fosse aquele que considerou dois reservatórios
distintos. O que está de acordo com o que tem vindo a ser descrito na
literatura desde a década de 1970. Parnas (1975), por exemplo, considerava as
substâncias que continham azoto como constituinte molecular, como proteínas e
ARN, os quais denominava de compostos C-N (com C1 representando a massa do
carbono deste reservatório), e as substâncias que não continham azoto, como
celulose e amido, denominando estas de compostos C (com C2 representando a
massa do carbono deste reservatório). Hunt (1977) também dividiu a matéria
orgânica em decomposição em dois componentes. Contudo, para este autor, o
reservatório facilmente mineralizável compreendia açúcares, amido e proteínas,
enquanto o outro reservatório, de matéria orgânica resistente à decomposição,
compreendia moléculas como celulose, lenhina, gorduras, taninos e ceras. Nos
materiais utilizados neste estudo, é provável que o primeiro reservatório se
associasse principalmente aos açúcares e proteínas das folhas da acácia, e o
segundo à celulose e hemicelulose dos ramos de acácia e da casca de pinheiro.
Quando se comparam as perdas de N de ambos os reservatórios (Figura_3),
verificou-se uma tendência semelhante à da MO, sendo as perdas muito mais
relevantes nas primeiras semanas de compostagem, em paralelo com a degradação
mais rápida da MO. O que significa que as perdas de N foram muito elevadas na
primeira fase da compostagem e mais reduzidas na segunda fase da compostagem,
devido ao ataque microbiano mais lento à MO remanescente. As perdas de N não
variaram significativamente entre as pilhas A e B (respetivamente 469 e 453 g
kg-1do N inicial), provavelmente porque a diferença de tratamentos foi apenas
de três revolvimentos.
Aproximadamente 600-620 g kg-1 da MO dos resíduos de acácia e casca de pinheiro
foram mineralizados durante um período de 455 dias de compostagem. Estes
valores são comparáveis com outros materiais orgânicos durante a compostagem
realizada num período de tempo sempre muito inferior ao considerado neste
estudo: (i) 620'660 g kg-1 de MO de estrume com palha (Vuorinen e Saharinen,
1997); (ii) 460'760 g kg-1com estrume de bovinos leiteiros com serrim (Michel
et al., 2004); (iii) 630' 670 g kg-1 com a fração sólida do chorume (Brito et
al., 2008); e 645'672 g kg-1 com estrume de suínos (Zhu et al., 2004).
O aumento no teor de N total durante a compostagem (Figura_2) foi devido ao
facto das perdas de N serem inferiores às perdas de MO. Este aumento no teor de
N encontra-se bem documentado para diferentes materiais durante a compostagem
(de Bertoldi e Civilini, 2006; Brito et al, 2008; Brito et al., 2010). Neste
estudo, o teor de N total aumentou de valores iniciais de 8,5 ± 0,2 g kg-1de MS
para valores finais de 9,5 ± 0,3 g kg-1 na pilha A e 9,4 ± 0,8 g kg-1 na pilha
B, após 455 dias de compostagem (Figura_2). A razão C/N diminuiu de valores
iniciais de 56 ± 1,1 no início do processo para valores finais de 40 ± 1,0 e 41
± 3,3, respetivamente, para as pilhas A e B (Figura_2). As variações na razão
C/N durante a compostagem ocorrem tanto como resultado da mineralização de MO
(perda de CO2) como das perdas de N por volatilização de amónia (de Bertoldi e
Civilini, 2006). Assim, a redução na razão C/N resultou do facto das perdas de
C terem sido superiores às perdas de N. A diminuição na razão C/N dos
compostados finais em comparação com a razão C/N do material original foi
indicativa de que compostados estavam num estado avançado de compostagem ainda
que sendo superiores aos referidos por outros autores como compostos maturados
(Larney e Hao, 2007; Zucconi e de Bertoldi, 1987), porque a razão C/N inicial
destes materiais foi muito elevada, e em grande parte o C orgânico encontra-se
em moléculas de muito difícil degradação, como a lenhina.
O teor de N mineral (N-NH4++ N-NO3-) foi muito reduzido durante o processo de
compostagem (resultados não apresentados), com exceção do N-NH4+na primeira
semana de compostagem em que foi superior a 100 mg kg-1 MS. Posteriormente o
teor de N-NH4+foi sempre inferior a 70 mg kg-1 MS na pilha -A e 100 mg kg-1 MS
na pilha B. O teor de N-NO3foi sempre inferior a 10 mg kg-1 MS até aos 231 dias
de compostagem, aumentando ocasionalmente desde então até ao final da
compostagem.
A ocorrência de lixiviados não foi observada nas pilhas durante a compostagem,
provavelmente devido à grande dimensão das pilhas e consequente reduzida
superfície específica. Portanto, além de manter as temperaturas elevadas, as
pilhas com grande volume podem ser vantajosas por não necessitarem de
cobertura, já que a água da chuva é necessária para manter a humidade da pilha
e não é demasiada para lixiviar os nutrientes, dentro das condições em que
decorreu o presente estudo. Por outro lado, na fase termófila da compostagem, o
teor de N-NO3foi praticamente vestigial porque as bactérias responsáveis pela
nitrificação são fortemente inibidas por temperaturas superiores a 40 °C
(Hellmann et al., 1997). Assim, será de esperar que durante a compostagem, as
perdas de N por lixiviação de nitratos, fossem praticamente nulas. No entanto,
a elevada temperatura e as condições de pH durante a fase termófila,
provavelmente, promoveram uma intensa volatilização de amónia, o que explicaria
perdas elevadas de N (453-469 g kg-1 de N inicial) que ocorreram durante a
compostagem (Figura_3), principalmente na fase inicial do processo, quando a
degradação da MO e a produção de amónia foi mais intensa.
A reduzida concentração de amónia que se verificou durante a compostagem da
acácia em comparação com outros estudos, designadamente com resíduos da
pecuária intensiva (Brito et al., 2008), poderá ser explicada pela elevada
razão C/N dos resíduos de acácia relativamente aos dejetos animais, bem como,
às perdas de N na forma de amónia no estado gasoso. No final da compostagem, a
concentração de N-NO3-ultrapassou a concentração de N-NH4+em ambas as pilhas,
sendo a razão N-NH4+ / N-NO3de 0,28 na pilha A e 0,96 na pilha B no último dia
do período de compostagem avaliado.
A razão N-NH4+ / N-NO3- tem sido frequentemente utilizada para avaliar a
maturação dos compostados, sendo sugeridos valores <1 (Larney e Hao, 2007) e
<0,5 (CCQC, 2001) como indicativos de compostados bem estabilizados. O
compostado A avaliado neste trabalho alcançou, portanto, uma razão N- N-NH4+ /
N-NO3inferior aos valores indicativos para uma boa maturação. Enquanto o
compostado B, que foi menos revolvido, poderia carecer de um período ainda mais
longo de maturação. O teor de N-NH4+no final da compostagem foi inferior ao
teor limite de N-NH4+ de 400 mg kg-1 MS sugerido por Zucconi e de Bertoldi
(1987) como indicador de estabilização dos compostados.
Conclusões
Os detritos de acácia moídos e crivados misturados com detritos de casca de
pinheiro possuem uma biodegradabilidade e uma estrutura que permite a sua
compostagem efetiva, com bom arejamento, como revelaram as temperaturas
termófilas que foram atingidas logo após a construção das pilhas e que
permaneceram acima de 60 oC por um período suficientemente longo para
satisfazer os critérios mais rigorosos para inativação completa de agentes
patogénicos.
As perdas de matéria orgânica (600-620 g kg-1de MO inicial) foram superiores às
perdas de N (453469 g kg-1 de N inicial) e assim a razão C/N diminuiu de um
valor inicial de 56 para valores finais de 40 e 41, respetivamente para a pilha
com maior e menor frequência de revolvimento.
Este estudo revelou que o compostado maturado pode ser obtido com material de
acácia com um número reduzido de revolvimentos das pilhas, após 455 dias de
compostagem, como se verifica pela descida das temperaturas de compostagem, a
estabilização na degradação da MO, a diminuição da razão C/N e o aumento do
teor N-NO3nos compostados finais em comparação com o teor de N-NH4+. Além de
estabilização da MO e da higienização do compostado de resíduos de acácia, os
resultados indicaram que a compostagem de acácia com casca de pinheiro pode
produzir corretivos do solo ricos em MO e com uma baixa CE sendo, no entanto,
necessário um longo período de compostagem e maturação dos compostados finais.
