Poluição agrícola

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Poluição da água devido à pecuária leiteira na área de Wairarapa da Nova Zelândia (fotografado em 2003)

Poluição agrícola refere-se a subprodutos bióticos e abióticos de práticas agrícolas que resultam em contaminação ou degradação do meio ambiente e dos ecossistemas circundantes e/ou causam danos aos seres humanos e seus interesses econômicos. A poluição pode vir de váriase fontes, desde a poluição pontual da água (de um único ponto de descarga) até causas mais difusas no nível da paisagem, também conhecidas como poluição de fonte não pontual e poluição do ar. Uma vez no meio ambiente, esses poluentes podem ter efeitos diretos nos ecossistemas circundantes, ou seja, matando a vida selvagem local ou contaminando a água potável, e os efeitos a jusante, como zonas mortas causadas pelo escoamento agrícola, concentram-se em grandes massas de água.

As práticas de gestão, ou o desconhecimento delas, desempenham um papel crucial na quantidade e no impacto desses poluentes. As técnicas de manejo variam desde o manejo e alojamento de animais até a disseminação de pesticidas e fertilizantes nas práticas agrícolas globais. As más práticas de manejo incluem operações de alimentação de animais mal gerenciadas, pastoreio excessivo, aragem, fertilizantes e uso impróprio, excessivo ou mal programado de pesticidas.

Os poluentes da agricultura afetam muito a qualidade da água e podem ser encontrados em lagos, rios, pântanos, estuários e águas subterrâneas. Os poluentes da agricultura incluem sedimentos, nutrientes, patógenos, pesticidas, metais e sais.[1] A pecuária tem um impacto descomunal sobre os poluentes que entram no meio ambiente. Bactérias e patógenos no esterco podem entrar em córregos e águas subterrâneas se o pastoreio, o armazenamento de esterco em lagoas e a aplicação de esterco nos campos não forem gerenciados adequadamente.[2]

A poluição do ar causada pela agricultura por meio de mudanças no uso da terra e práticas de pecuária tem um impacto descomunal nas mudanças climáticas, e abordar essas preocupações foi uma parte central do Relatório Especial do IPCC sobre Mudanças Climáticas e Terra.[3]

Fontes abióticas[editar | editar código-fonte]

Pesticidas[editar | editar código-fonte]

Cropduster spraying pesticides.
Aplicação aérea de agrotóxicos .

Pesticidas e herbicidas são aplicados em terras agrícolas para controlar pragas que interrompem a produção agrícola. A contaminação do solo pode ocorrer quando os pesticidas persistem e se acumulam na terra, o que pode alterar os processos microbianos, além de aumentar a absorção do produto químico pelas plantas e organismos do solo. A extensão em que os pesticidas e herbicidas persistem depende da química única do composto, que afeta a dinâmica de sorção e o destino resultante e o transporte no ambiente do solo.[4] Os pesticidas também podem se acumular em animais que comem pragas e organismos do solo contaminados. Além disso, os pesticidas podem ser mais prejudiciais aos insetos benéficos, como os polinizadores, e aos inimigos naturais das pragas (ou seja, insetos que atacam ou parasitam as pragas) do que às próprias pragas-alvo nocivas.[5]

Lixiviação de pesticidas[editar | editar código-fonte]

A lixiviação de pesticidas ocorre quando os pesticidas se misturam com a água e se movem pelo solo, contaminando as águas subterrâneas. A quantidade de lixiviação está correlacionada com as características particulares do solo e dos pesticidas e com o grau de chuva e irrigação. A lixiviação é mais provável se for usado pesticida solúvel em água, quando o solo tende a ter textura arenosa; se a rega excessiva ocorrer logo após a aplicação de pesticidas; se a capacidade de adsorção do pesticida ao solo for baixa. A lixiviação pode não apenas se originar de campos tratados, mas também de áreas de mistura de pesticidas, locais de lavagem de máquinas de aplicação de pesticidas ou áreas de descarte.[6]

Fertilizantes[editar | editar código-fonte]

Os fertilizantes são usados para fornecer às culturas fontes adicionais de nutrientes, como nitrogênio, fósforo e potássio, que promovem o crescimento das plantas e aumentam o rendimento das culturas. Embora sejam benéficos para o crescimento das plantas, eles também podem interromper os ciclos biogeoquímicos naturais de nutrientes e minerais e representar riscos para a saúde humana e ecológica.

Nitrogênio[editar | editar código-fonte]

Os fertilizantes nitrogenados fornecem às plantas formas de nitrogênio que estão biologicamente disponíveis para absorção pelas plantas; nomeadamente NO3− (nitrato) e NH4+ (amónio). Isso aumenta o rendimento das culturas e a produtividade agrícola, mas também pode afetar negativamente as águas subterrâneas e superficiais, poluir a atmosfera e degradar a saúde do solo . Nem todos os nutrientes aplicados por meio de fertilizantes são absorvidos pelas lavouras e o restante se acumula no solo ou se perde no escoamento. Os fertilizantes de nitrato são muito mais propensos a serem perdidos no perfil do solo através do escoamento por causa de sua alta solubilidade e cargas semelhantes entre a molécula e as partículas de argila carregadas negativamente.[7] As altas taxas de aplicação de fertilizantes contendo nitrogênio combinadas com a alta solubilidade do nitrato em água levam ao aumento do escoamento para as águas superficiais, bem como à lixiviação para as águas subterrâneas, causando poluição das águas subterrâneas. Níveis de nitrato acima de 10 mg/L (10 ppm) nas águas subterrâneas pode causar "síndrome do bebê azul" (metemoglobinemia adquirida) em bebês e possivelmente doenças da tireoide e vários tipos de câncer.[8] A fixação do nitrogênio, que converte o nitrogênio atmosférico (N2) em formas biologicamente mais disponíveis, e a desnitrificação, que converte os compostos de nitrogênio biologicamente disponíveis em N2 e N2O, são dois dos processos metabólicos mais importantes envolvidos no ciclo do nitrogênio porque são as maiores entradas e saídas de nitrogênio para os ecossistemas. Eles permitem que o nitrogênio flua entre a atmosfera (que é cerca de 78% de nitrogênio) e a biosfera. Outros processos significativos no ciclo do nitrogênio são a nitrificação e a amonificação, que convertem amônio em nitrato ou nitrito e matéria orgânica em amônia, respectivamente. Como esses processos mantêm as concentrações de nitrogênio relativamente estáveis na maioria dos ecossistemas, um grande influxo de nitrogênio do escoamento agrícola pode causar sérias perturbações.[9] Um resultado comum disso em ecossistemas aquáticos é a eutrofização que, por sua vez, cria condições hipóxicas e anóxicas - ambas mortais e/ou prejudiciais para muitas espécies.[10] A fertilização com nitrogênio também pode liberar gases NH3 na atmosfera que podem então ser convertidos em compostos de NOx. Uma maior quantidade de compostos NOx na atmosfera pode resultar na acidificação dos ecossistemas aquáticos e causar diversos problemas respiratórios em humanos. A fertilização também pode liberar N2O que é um gás de efeito estufa e pode facilitar a destruição do ozônio (O3) na estratosfera.[11] Solos que recebem fertilizantes nitrogenados também podem ser danificados. Um aumento no nitrogênio disponível para as plantas aumentará a produção primária líquida de uma cultura e, eventualmente, a atividade microbiana do solo aumentará como resultado das maiores entradas de nitrogênio de fertilizantes e compostos de carbono através da biomassa decomposta. Devido ao aumento da decomposição no solo, seu conteúdo de matéria orgânica será esgotado, o que resultará em menor saúde geral do solo.[12]

Uma alternativa aos fertilizantes de nitrogênio padrão são os Fertilizantes de Eficiência Aumentada (EEF, sigla em inglês). Existem vários tipos de EEFs, mas eles geralmente se enquadram em duas categorias, fertilizantes de liberação lenta ou fertilizantes inibidores de nitrificação. Os fertilizantes de liberação lenta são revestidos com um polímero que retarda e retarda a liberação de nitrogênio nos sistemas agrícolas. Os inibidores de nitrificação são fertilizantes revestidos com um composto de enxofre que é muito hidrofóbico, o que ajuda a retardar a liberação de nitrogênio. Os EEFs fornecem um fluxo menor e mais constante de nitrogênio no solo e podem reduzir a lixiviação de nitrogênio e a volatilização de compostos de NOx, no entanto, a literatura científica mostra eficácia e ineficácia na redução da poluição por nitrogênio.[13][14]

Fósforo[editar | editar código-fonte]

A forma mais comum de fertilizante fosfatado utilizado nas práticas agrícolas é o fosfato (PO43-), e é aplicado em compostos sintéticos que incorporam PO43- ou em formas orgânicas como esterco e composto.[15] O fósforo é um nutriente essencial em todos os organismos devido aos papeis que desempenha nas funções celulares e metabólicas, como produção de ácido nucleico e transferência de energia metabólica. No entanto, a maioria dos organismos, incluindo culturas agrícolas, requerem apenas uma pequena quantidade de fósforo porque evoluíram em ecossistemas com quantidades relativamente baixas.[16] As populações microbianas nos solos são capazes de converter formas orgânicas de fósforo em formas solúveis disponíveis nas plantas, como o fosfato. Esta etapa é geralmente ignorada com fertilizantes inorgânicos porque é aplicada como fosfato ou outras formas disponíveis para plantas. Qualquer fósforo que não seja absorvido pelas plantas é adsorvido às partículas do solo, o que o ajuda a permanecer no lugar. Por causa disso, ele normalmente entra nas águas superficiais quando as partículas do solo às quais está ligado são erodidas como resultado da precipitação ou do escoamento de águas pluviais. A quantidade que entra nas águas superficiais é relativamente baixa em comparação com a quantidade aplicada como fertilizante, mas como atua como um nutriente limitante na maioria dos ambientes, mesmo uma pequena quantidade pode interromper os ciclos biogeoquímicos naturais do fósforo de um ecossistema.[17] Embora o nitrogênio desempenhe um papel na proliferação de algas nocivas e cianobactérias que causam eutrofização, o excesso de fósforo é considerado o maior fator contribuinte devido ao fato de que o fósforo é frequentemente o nutriente mais limitante, especialmente em água doce.[18] Além de esgotar os níveis de oxigênio nas águas superficiais, a proliferação de algas e cianobactérias pode produzir cianotoxinas que são prejudiciais à saúde humana e animal, bem como a muitos organismos aquáticos.[19]

A concentração de cádmio em fertilizantes contendo fósforo varia consideravelmente e pode ser problemática. Por exemplo, o fertilizante de fosfato monoamônico pode ter um teor de cádmio tão baixo quanto 0,14 mg/kg ou tão alto quanto 50,9 mg/kg. Isso ocorre porque a rocha fosfática usada em sua fabricação pode conter até 188 mg/kg de cádmio (exemplos são depósitos em Nauru e nas ilhas Christmas). O uso contínuo de fertilizantes com alto teor de cádmio pode contaminar o solo e as plantas. Limites ao teor de cádmio dos fertilizantes fosfatados foram considerados pela Comissão Europeia. Os produtores desses fertilizantes agora selecionam a rocha fosfática com base no teor de cádmio.[20] As rochas de fosfato contêm altos níveis de flúor. Consequentemente, o uso generalizado de fertilizantes fosfatados aumentou as concentrações de flúor no solo. Verificou-se que a contaminação dos alimentos por fertilizantes é pouco preocupante, pois as plantas acumulam pouco flúor do solo; de maior preocupação é a possibilidade de toxicidade do flúor para o gado que ingere solos contaminados. Também de possível preocupação são os efeitos do flúor sobre os microrganismos do solo.[21]

Contaminantes orgânicos[editar | editar código-fonte]

Adubos e biossólidos contêm muitos nutrientes consumidos por animais e humanos na forma de alimentos. A prática de devolver esses resíduos a terras agrícolas apresenta uma oportunidade de reciclar os nutrientes do solo. O desafio é que estercos e biossólidos contêm não apenas nutrientes como carbono, nitrogênio e fósforo, mas também podem conter contaminantes, incluindo produtos farmacêuticos e de cuidados pessoais (PPCPs, sigla em inglês). Existe uma grande variedade e grande quantidade de PPCPs consumidos por humanos e animais, e cada um possui uma química única em ambientes terrestres e aquáticos. Como tal, nem todos foram avaliados quanto aos seus efeitos no solo, na água e na qualidade do ar. A Agência de Proteção Ambiental dos EUA (EPA, sigla em inglês) pesquisou o lodo de esgoto de estações de tratamento de águas residuais nos Estados Unidos para avaliar os níveis de vários PPCPs presentes.[22]

Metais[editar | editar código-fonte]

Os principais insumos de metais pesados (por exemplo, chumbo, cádmio, arsênico, mercúrio) em sistemas agrícolas são fertilizantes, resíduos orgânicos como esterco e resíduos de subprodutos industriais. Os fertilizantes inorgânicos representam especialmente uma importante via para a entrada de metais pesados nos solos.[23] Algumas técnicas agrícolas, como a irrigação, podem levar ao acúmulo de selênio (Se) que ocorre naturalmente no solo, o que pode resultar em reservatórios de água a jusante contendo concentrações de selênio que são tóxicas para a fauna, o gado e os seres humanos. Este processo é conhecido como "Efeito Kesterson", epônimo em homenagem ao reservatório Kesterson no Vale de San Joaquin (Califórnia, EUA), que foi declarado um depósito de lixo tóxico em 1987.[24] Os metais pesados presentes no ambiente podem ser absorvidos pelas plantas, o que pode representar riscos à saúde dos seres humanos no caso de consumir plantas afetadas.[25]

Gestão de terras[editar | editar código-fonte]

Erosão e sedimentação do solo[editar | editar código-fonte]

Soil erosion
Erosão do solo: o solo foi lavado de um campo arado através deste portão e em um curso de água além.

A agricultura contribui muito para a erosão do solo e a deposição de sedimentos por meio de manejo intensivo ou cobertura ineficiente da terra. Estima-se que a degradação das terras agrícolas está levando a um declínio irreversível da fertilidade em cerca de 6 milhões de hectares de terras férteis a cada ano.[26] O acúmulo de sedimentos (isto é, sedimentação) na água de escoamento afeta a qualidade da água de várias maneiras.  A sedimentação pode diminuir a capacidade de transporte de valas, córregos, rios e canais de navegação. Também pode limitar a quantidade de luz que penetra na água, o que afeta a biota aquática. A turbidez resultante da sedimentação pode interferir nos hábitos alimentares dos peixes, afetando a dinâmica populacional. A sedimentação também afeta o transporte e acúmulo de poluentes, incluindo fósforo e vários pesticidas.[27]

Cultivo e emissões de óxido nitroso[editar | editar código-fonte]

Os processos biogeoquímicos naturais do solo resultam na emissão de vários gases de efeito estufa, incluindo o óxido nitroso. As práticas de manejo agrícola podem afetar os níveis de emissão. Por exemplo, os níveis de lavoura também demonstraram afetar as emissões de óxido nitroso.[28]

Fontes bióticas[editar | editar código-fonte]

Gases de efeito estufa de resíduos fecais[editar | editar código-fonte]

A Organização das Nações Unidas para Alimentação e Agricultura (FAO, sigla em inglês) previu que 18% dos gases de efeito estufa (GEE) antropogênicos vêm direta ou indiretamente da pecuária mundial. Este relatório também sugeriu que as emissões da pecuária eram maiores do que as do setor de transporte. Embora a pecuária desempenhe atualmente um papel na produção de emissões de gases de efeito estufa, as estimativas têm sido consideradas uma deturpação. Embora a FAO tenha usado uma avaliação do ciclo de vida da pecuária (ou seja, todos os aspectos, incluindo as emissões de cultivos para ração, transporte para abate, etc.), ela não aplicou a mesma avaliação para o setor de transporte.[29]

Fontes alternativas[30] afirmam que as estimativas da FAO são muito baixas, afirmando que a indústria pecuária global pode ser responsável por até 51% dos gases de efeito estufa emitidos na atmosfera, em vez de 18%.[31]

Um modelo da PNAS mostrou que, mesmo que os animais fossem completamente removidos da agricultura e das dietas dos Estados Unidos, as emissões de GEE dos EUA seriam reduzidas em apenas 2,6% (ou 28% das emissões de GEE agrícolas). Isso se deve à necessidade de substituir esterco animal por fertilizantes e substituir também outros coprodutos animais, e porque o gado agora usa alimentos não comestíveis para humanos e subprodutos do processamento de fibras. Além disso, as pessoas sofreriam de um maior número de deficiências em nutrientes essenciais, embora recebessem um maior excesso de energia, possivelmente levando a uma maior obesidade.[32]

Biopesticidas[editar | editar código-fonte]

Biopesticidas são pesticidas derivados de materiais naturais (animais, plantas, microorganismos, certos minerais). Como alternativa aos pesticidas tradicionais, os biopesticidas podem reduzir a poluição agrícola geral porque são seguros de manusear, geralmente não afetam fortemente os invertebrados ou vertebrados benéficos e têm um tempo residual curto.[33] No entanto, existem algumas preocupações de que os biopesticidas possam ter impactos negativos sobre as populações de espécies não-alvo.[34]

Nos EUA, os biopesticidas são regulamentados pela EPA. Como os biopesticidas são menos nocivos e têm menos efeitos ambientais do que outros pesticidas, a agência não exige tantos dados para registrar seu uso. Muitos biopesticidas são permitidos sob os padrões do Programa Orgânico Nacional, do Departamento de Agricultura dos Estados Unidos, para a produção de culturas orgânicas.

Espécies introduzidas[editar | editar código-fonte]

Espécies invasivas[editar | editar código-fonte]

Yellow Star Thistle.
Centaurea solstitialis, uma erva daninha agressivamente invasiva, provavelmente foi introduzida na América do Norte em sementes de forragem contaminadas. Práticas agrícolas, como lavoura e pastoreio de gado, ajudaram na sua rápida disseminação. É tóxica para os cavalos, impede o crescimento de plantas nativas (diminuindo a biodiversidade e degradando os ecossistemas naturais) e é uma barreira física à migração de animais nativos.

A crescente globalização da agricultura resultou no transporte acidental de pragas, ervas daninhas e doenças para novos territórios. Se se estabelecerem, tornam-se uma espécie invasora que pode impactar populações de espécies nativas[35] e ameaçar a produção agrícola. Por exemplo, o transporte de abelhas criadas na Europa e enviadas para os Estados Unidos e/ou Canadá para uso como polinizadores comerciais levou à introdução de um parasita do Velho Mundo no Novo Mundo.[36] Esta introdução pode desempenhar um papel nos recentes declínios de abelhas nativas na América do Norte. Espécies introduzidas na agricultura também podem hibridizar com espécies nativas, resultando em um declínio na biodiversidade genética[35] e ameaçando a produção agrícola[5]

A perturbação do habitat (ecologia) associada às próprias práticas agrícolas também pode facilitar o estabelecimento desses organismos introduzidos. Máquinas, gado, forragem e sementes contaminadas de culturas ou pastagens também podem levar à disseminação de ervas daninhas.[37]

As quarentenas (ver biossegurança) são uma maneira pela qual a prevenção da disseminação de espécies invasoras pode ser regulada em nível de política. A quarentena é um instrumento legal que restringe a movimentação de material infestado de áreas onde uma espécie invasora está presente para áreas nas quais ela está ausente. A Organização Mundial do Comércio possui regulamentos internacionais relativos à quarentena de pragas e doenças sob o Acordo sobre a Aplicação de Medidas Sanitárias e Fitossanitárias. Os países geralmente têm seus próprios regulamentos individuais de quarentena. Nos Estados Unidos, por exemplo, o Departamento de Agricultura dos Estados Unidos/ Serviço de Inspeção de Saúde Animal e Vegetal (USDA/APHIS) administra quarentenas domésticas (dentro dos Estados Unidos) e estrangeiras (importações de fora dos Estados Unidos). Essas quarentenas são aplicadas por inspetores nas fronteiras estaduais e nos portos de entrada.

Controle biológico[editar | editar código-fonte]

O uso de agentes biológicos de controle de pragas, ou o uso de predadores, parasitoides, parasitas e patógenos para controlar pragas agrícolas, tem o potencial de reduzir a poluição agrícola associada a outras técnicas de controle de pragas, como o uso de pesticidas. No entanto, os méritos da introdução de agentes de biocontrole não nativos têm sido amplamente debatidos. Uma vez liberada, a introdução de um agente de biocontrole pode ser irreversível. Potenciais questões ecológicas podem incluir a dispersão de habitats agrícolas para ambientes naturais e a mudança ou adaptação do hospedeiro para utilizar uma espécie nativa. Além disso, pode ser difícil prever os resultados da interação em ecossistemas complexos e potenciais impactos ecológicos antes da liberação. Um exemplo de programa de biocontrole que resultou em danos ecológicos ocorreu na América do Norte, onde um parasitoide de borboletas foi introduzido para controlar a mariposa cigana e a mariposa de cauda marrom. Este parasitoide é capaz de utilizar muitas espécies hospedeiras de borboletas e provavelmente resultou no declínio e extirpação de várias espécies de mariposas nativas.[38]

A exploração internacional de potenciais agentes de controle biológico é auxiliada por agências como o Laboratório Europeu de Controle Biológico, o Departamento de Agricultura dos Estados Unidos/Serviço de Pesquisa Agrícola (USDA/ARS), o Instituto de Controle Biológico da Commonwealth e a Organização Internacional para Controle Biológico de Nocivas Plantas e animais. A fim de prevenir a poluição agrícola, são necessárias quarentenas e extensas pesquisas sobre a eficácia potencial do organismo e os impactos ecológicos antes da introdução. Se aprovadas, tentativas são feitas para colonizar e dispersar o agente de biocontrole em ambientes agrícolas apropriados. Avaliações contínuas sobre sua eficácia são conduzidas.

Organismos geneticamente modificados (OGM)[editar | editar código-fonte]

Ver artigo principal: Controvérsia sobre alimentos geneticamente modificados
Top: Lesser cornstalk borer larvae extensively damaged the leaves of this unprotected peanut plant. (Image Number K8664-2)-Photo by Herb Pilcher. Bottom: After only a few bites of peanut leaves of this genetically engineered plant (containing the genes of the Bacillus thuringiensis (Bt) bacteria), this lesser cornstalk borer larva crawled off the leaf and died. (Image Number K8664-1)-Photo by Herb Pilcher.
(Topo) Folhas de amendoim não transgênicas mostrando danos extensos por larvas de broca do milho europeia. (Abaixo) As folhas de amendoim geneticamente modificadas para produzir toxinas Bt são protegidas contra danos causados pela herbivoria.

Contaminação genética e efeitos ecológicos[editar | editar código-fonte]

As culturas organismos geneticamente modificados (OGM) podem, no entanto, resultar em contaminação genética de espécies de plantas nativas através da hibridização. Isso pode levar ao aumento da infestação da planta ou à extinção das espécies nativas. Além disso, a própria planta transgênica pode se tornar uma erva daninha se a modificação melhorar sua adaptação em um determinado ambiente.

Há também preocupações de que organismos não-alvos, como polinizadores e inimigos naturais, possam ser envenenados pela ingestão acidental de plantas produtoras de Bt. Um estudo recente testando os efeitos do pólen de milho Bt polvilhado com plantas de serralha nas proximidades na alimentação larval da borboleta monarca descobriu que a ameaça às populações da monarca era baixa.

O uso de plantas geneticamente modificadas para resistência a herbicidas também pode aumentar indiretamente a quantidade de poluição agrícola associada ao uso de herbicidas. Por exemplo, o aumento do uso de herbicidas em campos de milho resistentes a herbicidas no centro-oeste dos Estados Unidos está diminuindo a quantidade de serralha disponível para as larvas da borboleta monarca.

Manejo de animais[editar | editar código-fonte]

Gestão de estrume[editar | editar código-fonte]

Um dos principais contribuintes para a poluição do ar, do solo e da água são os dejetos de animais. De acordo com um relatório de 2005 do USDA, mais de 335 milhões de toneladas de resíduos de "matéria seca" (os resíduos após a remoção da água) são produzidos anualmente em fazendas nos Estados Unidos.[39] As operações de alimentação animal produzem cerca de 100 vezes mais estrume do que a quantidade de lodo de esgoto humano processado nas estações de tratamento de águas residuais municipais dos EUA a cada ano. A poluição de fonte difusa de fertilizantes agrícolas é mais difícil de rastrear, monitorar e controlar. Altas concentrações de nitrato são encontradas nas águas subterrâneas e podem chegar a 50 mg/litro (o limite da Diretiva da UE). Em valas e cursos de rios, a poluição por nutrientes por fertilizantes causa eutrofização. Isso é pior no inverno, depois que a lavoura do outono liberou uma onda de nitratos; as chuvas de inverno são mais pesadas, aumentando o escoamento e a lixiviação, e há menor absorção pelas plantas. A EPA sugere que uma fazenda leiteira com 2,5 mil vacas produz tanto lixo quanto uma cidade com cerca de 411 mil habitantes.[40]

Tratamento de estrume[editar | editar código-fonte]

Digestão anaeróbica e lagoas[editar | editar código-fonte]
Lagoa anaeróbica em uma leiteria

A digestão anaeróbica é o tratamento biológico de dejetos líquidos de animais utilizando bactérias em uma área sem ar, o que promove a decomposição de sólidos orgânicos. A água quente é usada para aquecer os resíduos, a fim de aumentar a taxa de produção de biogás.[41] O líquido restante é rico em nutrientes e pode ser usado em campos como fertilizante e gás metano que pode ser queimado diretamente no fogão a biogás[42] ou em um gerador de motor para produzir eletricidade e calor.[41][43] O metano é cerca de 20 vezes mais potente como gás de efeito estufa do que o dióxido de carbono, que tem efeitos ambientais negativos significativos se não for controlado adequadamente. O tratamento anaeróbio de resíduos é o melhor método para controlar o odor associado ao manejo de dejetos.[41]

As lagoas de tratamento biológico também usam a digestão anaeróbica para decompor os sólidos, mas a uma taxa muito mais lenta. As lagoas são mantidas à temperatura ambiente, ao contrário dos tanques de digestão aquecidos. As lagoas exigem grandes áreas de terra e altos volumes de diluição para funcionar adequadamente, portanto, não funcionam bem em muitos climas do mais frios. As lagoas também oferecem o benefício de reduzir o odor e o biogás é disponibilizado para aquecimento e energia elétrica.[44]

Estudos demonstraram que as emissões de GEEs são reduzidas usando sistemas de digestão aeróbica. As reduções e créditos de emissões de GEEs podem ajudar a compensar o custo mais alto de instalação de tecnologias aeróbicas mais limpas e facilitar a adoção de tecnologias ambientalmente superiores pelos produtores para substituir as atuais lagoas anaeróbicas.[45]

Ver também[editar | editar código-fonte]

Referências

  1. ↑ «Agricultural Nonpoint Source Fact Sheet». United States Environmental Protection Agency. EPA. 20 de fevereiro de 2015. Consultado em 22 de abril de 2015 
  2. ↑ "Investigating the Environmental Effects of Agriculture Practices on Natural Resources". USGS. January 2007, pubs.usgs.gov/fs/2007/3001/pdf/508FS2007_3001.pdf. Acessado em 2 de abril de 2018.
  3. ↑ IPCC (2019). Shukla; Skea; Calvo Buendia; Masson-Delmotte; Pörtner; C. Roberts; Zhai; Slade; Connors, eds. IPCC Special Report on Climate Change, Desertification, Land Degradation, Sustainable Land Management, Food Security, and Greenhouse gas fluxes in Terrestrial Ecosystems (PDF). [S.l.]: In press  https://www.ipcc.ch/report/srccl/.
  4. ↑ «Environmental Databases: Ecotoxicity Database». Pesticides: Science and Policy. Washington, D.C.: U.S. Environmental Protection Agency (EPA). 28 de junho de 2006. Cópia arquivada em 4 de julho de 2014 
  5. ↑ a b Gullan, P.J. and Cranston, P.S. (2010) The Insects: An Outline of Entomology, 4th Edition. Blackwell Publishing UK: 584 pp.[falta página]
  6. ↑ «Environmental Fate of Pesticides». Pesticide Wise. Victoria, BC: British Columbia Ministry of Agriculture. Cópia arquivada em 25 de dezembro de 2015 
  7. ↑ «A quick look at the nitrogen cycle and nitrogen fertilizer sources – Part 1». MSU Extension (em inglês). Consultado em 10 de abril de 2020 
  8. ↑ Ward, Mary H.; Jones, Rena R.; Brender, Jean D.; de Kok, Theo M.; Weyer, Peter J.; Nolan, Bernard T.; Villanueva, Cristina M.; van Breda, Simone G. (Julho de 2018). «Drinking Water Nitrate and Human Health: An Updated Review». International Journal of Environmental Research and Public Health. 15 (7). 1557 páginas. ISSN 1661-7827. PMC 6068531Acessível livremente. PMID 30041450. doi:10.3390/ijerph15071557Acessível livremente 
  9. ↑ «The Nitrogen Cycle: Processes, Players, and Human Impact | Learn Science at Scitable». www.nature.com. Consultado em 19 de abril de 2020 
  10. ↑ Diaz, Robert; Rosenberg, Rutger (15 de agosto de 2008). «Spreading Dead Zones and Consequences for Marine Ecosystems». Science. 321 (5891): 926–929. Bibcode:2008Sci...321..926D. PMID 18703733. doi:10.1126/science.1156401 
  11. ↑ Erisman, Jan Willem; Galloway, James N.; Seitzinger, Sybil; Bleeker, Albert; Dise, Nancy B.; Petrescu, A. M. Roxana; Leach, Allison M.; de Vries, Wim (5 de julho de 2013). «Consequences of human modification of the global nitrogen cycle». Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences. 368 (1621). 20130116 páginas. ISSN 0962-8436. PMC 3682738Acessível livremente. PMID 23713116. doi:10.1098/rstb.2013.0116 
  12. ↑ Lu, Chaoqun; Tian, Hanqin (2 de março de 2017). «Global nitrogen and phosphorus fertilizer use for agriculture production in the past half century: shifted hot spots and nutrient imbalance». Earth System Science Data (em inglês). 9 (1): 181–192. Bibcode:2017ESSD....9..181L. ISSN 1866-3508. doi:10.5194/essd-9-181-2017Acessível livremente 
  13. ↑ Akiyama, Hiroko; Yan, Xiaoyuan; Yagi, Kazuyuki (2010). «Evaluation of effectiveness of enhanced-efficiency fertilizers as mitigation options for N2O and NO emissions from agricultural soils: meta-analysis». Global Change Biology. 16 (6): 1837–1846. Bibcode:2010GCBio..16.1837A. doi:10.1111/j.1365-2486.2009.02031.x 
  14. ↑ Williams, T.; Derksen, J.; Morse, J. «Enhanced Efficiency Nitrogen Fertilizer: Potential Impacts on Crop Yield and Groundwater in Tall Fescue Fields of the Southern Willamette Groundwater Management Area, Oregon, USA». EPA.gov. Environmental Protection Agency 
  15. ↑ «Understanding phosphorus fertilizers». extension.umn.edu (em inglês). Consultado em 9 de abril de 2020 
  16. ↑ Hart, Murray; Quin, Bert; Nguyen, M (1 de novembro de 2004). «Phosphorus Runoff from Agricultural Land and Direct Fertilizer Effects». Journal of Environmental Quality. 33 (6): 1954–72. PMID 15537918. doi:10.2134/jeq2004.1954 
  17. ↑ «Managing Phosphorus for Agriculture and the Environment (Pennsylvania Nutrient Management Program)». Pennsylvania Nutrient Management Program (Penn State Extension) (em inglês). Consultado em 9 de abril de 2020 
  18. ↑ US EPA, OW (27 de novembro de 2013). «Indicators: Phosphorus». US EPA (em inglês). Consultado em 19 de abril de 2020 
  19. ↑ US EPA, OW (12 de março de 2013). «The Effects: Dead Zones and Harmful Algal Blooms». US EPA (em inglês). Consultado em 10 de abril de 2020 
  20. ↑ Mar, Swe Swe; Okazaki, Masanori (1 de setembro de 2012). «Investigation of Cd contents in several phosphate rocks used for the production of fertilizer». Microchemical Journal. 104: 17–21. ISSN 0026-265X. doi:10.1016/j.microc.2012.03.020. Consultado em 23 de janeiro de 2022 
  21. ↑ Ochoa-Herrera, Valeria; Banihani, Qais; León, Glendy; Khatri, Chandra; Field, James A.; Sierra-Alvarez, Reyes (1 de julho de 2009). «Toxicity of fluoride to microorganisms in biological wastewater treatment systems». Water Research. 43 (13): 3177–3186. ISSN 0043-1354. PMID 19457531. doi:10.1016/j.watres.2009.04.032. Consultado em 23 de janeiro de 2022 
  22. ↑ «Sewage Sludge Surveys». Biosolids. EPA. 17 de agosto de 2016 
  23. ↑ Srivastava, Vaibhav; Sarkar, Abhijit; Singh, Sonu; Singh, Pooja; de Araujo, Ademir S. F.; Singh, Rajeev P. (2017). «Agroecological Responses of Heavy Metal Pollution with Special Emphasis on Soil Health and Plant Performances». Frontiers in Environmental Science (em inglês). 5. ISSN 2296-665X. doi:10.3389/fenvs.2017.00064Acessível livremente 
  24. ↑ Presser, Theresa S. (1 de maio de 1994). «The Kesterson effect». Environmental Management (em inglês). 18 (3): 437–454. Bibcode:1994EnMan..18..437P. ISSN 1432-1009. doi:10.1007/BF02393872 
  25. ↑ Alves, Leticia; Reis, Andre; Gratão, Priscila (18 de julho de 2016). «Heavy metals in agricultural soils: From plants to our daily life». Científica. 44 (3). 346 páginas. doi:10.15361/1984-5529.2016v44n3p346-361Acessível livremente 
  26. ↑ Dudal, R. (1981). «An evaluation of conservation needs». In: Morgan. Soil Conservation, Problems and Prospects. Chichester, U.K.: Wiley. pp. 3–12 
  27. ↑ Abrantes, Nelson; Pereira, Ruth; Gonçalves, Fernando (30 de janeiro de 2010). «Occurrence of Pesticides in Water, Sediments, and Fish Tissues in a Lake Surrounded by Agricultural Lands: Concerning Risks to Humans and Ecological Receptors». Springer Science and Business Media LLC. Water, Air, & Soil Pollution. 212 (1–4): 77–88. Bibcode:2010WASP..212...77A. ISSN 0049-6979. doi:10.1007/s11270-010-0323-2 
  28. ↑ MacKenzie, A. F; Fan, M. X; Cadrin, F (1998). «Nitrous Oxide Emission in Three Years as Affected by Tillage, Corn-Soybean-Alfalfa Rotations, and Nitrogen Fertilization». Journal of Environmental Quality. 27 (3): 698–703. doi:10.2134/jeq1998.00472425002700030029x 
  29. ↑ Pitesky, Maurice E; Stackhouse, Kimberly R; Mitloehner, Frank M (2009). «Clearing the Air: Livestock's Contribution to Climate Change». Advances in Agronomy. 103. [S.l.: s.n.] pp. 1–40. ISBN 978-0-12-374819-5. doi:10.1016/S0065-2113(09)03001-6 
  30. ↑ Robert Goodland. «Livestock and climate change: what if the key actors in climate change are... cows, pigs, and chickens?» (PDF). Cópia arquivada (PDF) em 5 de novembro de 2009 
  31. ↑ Dopelt, Keren; Radon, Pnina; Davidovitch, Nadav (16 de abril de 2019). «Environmental Effects of the Livestock Industry: The Relationship between Knowledge, Attitudes, and Behavior among Students in Israel». International Journal of Environmental Research and Public Health. 16 (8): 1359. PMC 6518108Acessível livremente. PMID 31014019. doi:10.3390/ijerph16081359Acessível livremente 
  32. ↑ White, Robin R.; Hall, Mary Beth (Nov 13, 2017). «Nutritional and greenhouse gas impacts of removing animals from US agriculture». Proceedings of the National Academy of Sciences. 114 (48): E10301–E10308. PMC 5715743Acessível livremente. PMID 29133422. doi:10.1073/pnas.1707322114Acessível livremente 
  33. ↑ L. P. Pedigo, and M. Rice. 2009. Entomology and Pest Management, 6th Edition. Prentice Hall: 816 pp.[falta página]
  34. ↑ Montesinos, Emilio (2003). «Development, registration and commercialization of microbial pesticides for plant protection». International Microbiology. 6 (4): 245–52. PMID 12955583. doi:10.1007/s10123-003-0144-x 
  35. ↑ a b Mooney, H. A; Cleland, E. E (2001). «The evolutionary impact of invasive species». Proceedings of the National Academy of Sciences. 98 (10): 5446–51. Bibcode:2001PNAS...98.5446M. PMC 33232Acessível livremente. PMID 11344292. doi:10.1073/pnas.091093398Acessível livremente 
  36. ↑ «Bombus franklini (Franklin's Bumble Bee)». Iucnredlist.org. 1 de janeiro de 2008. Consultado em 24 de julho de 2013 
  37. ↑ «Weeds in Australia home page». Weeds.gov.au. 12 de junho de 2013. Consultado em 24 de julho de 2013 [ligação inativa]
  38. ↑ Louda, S.M; Pemberton, R.W; Johnson, M.T; Follett, P.A (2003). «Nontarget effects—the Achilles' heel of biological control? Retrospective analyses to reduce risk associated with biocontrol introductions». Annual Review of Entomology. 48: 365–96. PMID 12208812. doi:10.1146/annurev.ento.48.060402.102800 
  39. ↑ USDA Agricultural Research Service. "FY-2005 Annual Report Manure and Byproduct Utilization", 31 de maio de 2006
  40. ↑ Risk Management Evaluation for Concentrated Animal Feeding Operations (Relatório). Cincinnati, OH: EPA. Maio de 2004. p. 7. EPA 600/R-04/042 
  41. ↑ a b c Evaluating the Need for a Manure Treatment System (PDF) (Relatório). Fact Sheet. Ithaca, NY: Cornell University Manure Management Program. 12 de abril de 2005. MT-1 
  42. ↑ Roubík, Hynek; Mazancová, Jana; Phung, Le Dinh; Banout, Jan (2018). «Current approach to manure management for small-scale Southeast Asian farmers - Using Vietnamese biogas and non-biogas farms as an example». Renewable Energy. 115: 362–70. doi:10.1016/j.renene.2017.08.068 
  43. ↑ Animal Agriculture: Waste Management Practices (PDF) (Relatório). Washington, D.C.: U.S. General Accounting Office. Julho de 1999. pp. 9–11. GAO/RCED-99-205 
  44. ↑ Anaerobic Lagoons (PDF) (Relatório). Wastewater Technology Fact Sheet. EPA. Setembro de 2002. EPA 832-F-02-009 
  45. ↑ Vanotti, M.B; Szogi, A.A; Vives, C.A (2008). «Greenhouse gas emission reduction and environmental quality improvement from implementation of aerobic waste treatment systems in swine farms». Waste Management. 28 (4): 759–66. PMID 18060761. doi:10.1016/j.wasman.2007.09.034 


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