Eficácia de um simbiótico comercial no desempenho de bovinos de corte confinados.

Objetivou-se avaliar o efeito de um aditivo simbiótico no ganho em peso e na eficiência alimentar de bovinos de corte em sistema de confinamento. O experimento foi conduzido na Fazenda Nova Esperança, no município de Nova Crixás ? GO, no período de junho a agosto de 2010. Foram utilizados 965 animais da raça Nelore e anelorados, divididos em lotes com 95 a 105 animais por curral. Os animais foram divididos em 13 currais, sendo que os currais 2, 5, 7 e 12 receberam além da dieta normal, 1,5 gramas de um produto simbiótico composto por probióticos microencapsulados e prebióticos (Biofórmula Corte; Biofórmula, Goiânia-GO). Os animais dos currais 3, 4, 6, 8, 11 e 13 foram utilizados como testemunha e os animais dos lotes 1, 9 e 10 não foram utilizados no experimento por não apresentarem homogeneidade. Não houve diferença estatisticamente significativa no consumo de alimentos e na eficiência alimentar (P > 0,05). No entanto houve um ganho em peso superior para os animais que receberam o simbiótico em relação ao controle, 1,535 kg/dia e 1,483 kg/dia respectivamente (P < 0,05). O uso do aditivo simbiótico proporcionou um maior ganho em peso em bovinos confinados, sem alteração significativa do consumo, o que demonstra seu potencial como melhorador de desempenho

Tendências e impactos dos vetores de degradação e restauração da biodiversidade e dos serviços ecossistêmicos.

O Brasil é um país conhecido por sua megadiversidade e dimensão continental que proporcionam heterogeneidade espacial e de recursos. Acredita-se que a sua biodiversidade seja representada por cerca de 42 mil espécies vegetais e 148 mil espécies animais (9 mil vertebrados e, no mínimo, 129.840 invertebrados), incluindo altas taxas de endemismo. Os esforços para o levantamento da biodiversidade marinha vêm crescendo e o volume de informações aumentou. Todos os filos estão representados nesse ecossistema, sendo que alguns grupos apresentam espécies ao mesmo tempo endêmicas e ameaçadas. Atualmente a lista nacional de espécies ameaçadas conta com 1.173 espécies da fauna e 2.118 da flora. Nos últimos 20 anos, os biomas brasileiros têm sofrido importantes mudanças, decorrentes tanto de impactos de atividades humanas quanto de desastres naturais, que resultam em crescentes perdas de biodiversidade e de serviços ecossistêmicos. Os vetores de degradação atuam com maior ou menor intensidade nos biomas brasileiros, sendo as mudanças no uso da terra, a expansão urbana, a poluição, a introdução de espécies exóticas invasoras e as obras de infraestrutura as principais ameaças às espécies e causas de extinção. Nos ambientes marinhos, a poluição e a sobrepesca vêm causando a redução dos estoques pesqueiros (33% deles sobre-explotados). Este capítulo apresenta uma análise detalhada desses vetores e de seus impactos na biodiversidade e nos serviços ecossistêmicos

Effects of Climate and Atmospheric Nitrogen Deposition on Early to Mid-Term Stage Litter Decomposition Across Biomes

open263siWe acknowledge support by the German Centre for Integrative Biodiversity Research (iDiv) Halle-Jena-Leipzig, funded by the German Research Foundation (FZT 118), Scientific Grant Agency VEGA(GrantNo.2/0101/18), as well as by the European Research Council under the European Union’s Horizon 2020 Research and Innovation Program (Grant Agreement No. 677232)Litter decomposition is a key process for carbon and nutrient cycling in terrestrial ecosystems and is mainly controlled by environmental conditions, substrate quantity and quality as well as microbial community abundance and composition. In particular, the effects of climate and atmospheric nitrogen (N) deposition on litter decomposition and its temporal dynamics are of significant importance, since their effects might change over the course of the decomposition process. Within the TeaComposition initiative, we incubated Green and Rooibos teas at 524 sites across nine biomes. We assessed how macroclimate and atmospheric inorganic N deposition under current and predicted scenarios (RCP 2.6, RCP 8.5) might affect litter mass loss measured after 3 and 12 months. Our study shows that the early to mid-term mass loss at the global scale was affected predominantly by litter quality (explaining 73% and 62% of the total variance after 3 and 12 months, respectively) followed by climate and N deposition. The effects of climate were not litter-specific and became increasingly significant as decomposition progressed, with MAP explaining 2% and MAT 4% of the variation after 12 months of incubation. The effect of N deposition was litter-specific, and significant only for 12-month decomposition of Rooibos tea at the global scale. However, in the temperate biome where atmospheric N deposition rates are relatively high, the 12-month mass loss of Green and Rooibos teas decreased significantly with increasing N deposition, explaining 9.5% and 1.1% of the variance, respectively. The expected changes in macroclimate and N deposition at the global scale by the end of this century are estimated to increase the 12-month mass loss of easily decomposable litter by 1.1-3.5% and of the more stable substrates by 3.8-10.6%, relative to current mass loss. In contrast, expected changes in atmospheric N deposition will decrease the mid-term mass loss of high-quality litter by 1.4-2.2% and that of low-quality litter by 0.9-1.5% in the temperate biome. Our results suggest that projected increases in N deposition may have the capacity to dampen the climate-driven increases in litter decomposition depending on the biome and decomposition stage of substrate.openKwon T.; Shibata H.; Kepfer-Rojas S.; Schmidt I.K.; Larsen K.S.; Beier C.; Berg B.; Verheyen K.; Lamarque J.-F.; Hagedorn F.; Eisenhauer N.; Djukic I.; Caliman A.; Paquette A.; Gutierrez-Giron A.; Petraglia A.; Augustaitis A.; Saillard A.; Ruiz-Fernandez A.C.; Sousa A.I.; Lillebo A.I.; Da Rocha Gripp A.; Lamprecht A.; Bohner A.; Francez A.-J.; Malyshev A.; Andric A.; Stanisci A.; Zolles A.; Avila A.; Virkkala A.-M.; Probst A.; Ouin A.; Khuroo A.A.; Verstraeten A.; Stefanski A.; Gaxiola A.; Muys B.; Gozalo B.; Ahrends B.; Yang B.; Erschbamer B.; Rodriguez Ortiz C.E.; Christiansen C.T.; Meredieu C.; Mony C.; Nock C.; Wang C.-P.; Baum C.; Rixen C.; Delire C.; Piscart C.; Andrews C.; Rebmann C.; Branquinho C.; Jan D.; Wundram D.; Vujanovic D.; Adair E.C.; Ordonez-Regil E.; Crawford E.R.; Tropina E.F.; Hornung E.; Groner E.; Lucot E.; Gacia E.; Levesque E.; Benedito E.; Davydov E.A.; Bolzan F.P.; Maestre F.T.; Maunoury-Danger F.; Kitz F.; Hofhansl F.; Hofhansl G.; De Almeida Lobo F.; Souza F.L.; Zehetner F.; Koffi F.K.; Wohlfahrt G.; Certini G.; Pinha G.D.; Gonzlez G.; Canut G.; Pauli H.; Bahamonde H.A.; Feldhaar H.; Jger H.; Serrano H.C.; Verheyden H.; Bruelheide H.; Meesenburg H.; Jungkunst H.; Jactel H.; Kurokawa H.; Yesilonis I.; Melece I.; Van Halder I.; Quiros I.G.; Fekete I.; Ostonen I.; Borovsk J.; Roales J.; Shoqeir J.H.; Jean-Christophe Lata J.; Probst J.-L.; Vijayanathan J.; Dolezal J.; Sanchez-Cabeza J.-A.; Merlet J.; Loehr J.; Von Oppen J.; Loffler J.; Benito Alonso J.L.; Cardoso-Mohedano J.-G.; Penuelas J.; Morina J.C.; Quinde J.D.; Jimnez J.J.; Alatalo J.M.; Seeber J.; Kemppinen J.; Stadler J.; Kriiska K.; Van Den Meersche K.; Fukuzawa K.; Szlavecz K.; Juhos K.; Gerhtov K.; Lajtha K.; Jennings K.; Jennings J.; Ecology P.; Hoshizaki K.; Green K.; Steinbauer K.; Pazianoto L.; Dienstbach L.; Yahdjian L.; Williams L.J.; Brigham L.; Hanna L.; Hanna H.; Rustad L.; Morillas L.; Silva Carneiro L.; Di Martino L.; Villar L.; Fernandes Tavares L.A.; Morley M.; Winkler M.; Lebouvier M.; Tomaselli M.; Schaub M.; Glushkova M.; Torres M.G.A.; De Graaff M.-A.; Pons M.-N.; Bauters M.; Mazn M.; Frenzel M.; Wagner M.; Didion M.; Hamid M.; Lopes M.; Apple M.; Weih M.; Mojses M.; Gualmini M.; Vadeboncoeur M.; Bierbaumer M.; Danger M.; Scherer-Lorenzen M.; Ruek M.; Isabellon M.; Di Musciano M.; Carbognani M.; Zhiyanski M.; Puca M.; Barna M.; Ataka M.; Luoto M.; H. Alsafaran M.; Barsoum N.; Tokuchi N.; Korboulewsky N.; Lecomte N.; Filippova N.; Hlzel N.; Ferlian O.; Romero O.; Pinto-Jr O.; Peri P.; Dan Turtureanu P.; Haase P.; Macreadie P.; Reich P.B.; Petk P.; Choler P.; Marmonier P.; Ponette Q.; Dettogni Guariento R.; Canessa R.; Kiese R.; Hewitt R.; Weigel R.; Kanka R.; Cazzolla Gatti R.; Martins R.L.; Ogaya R.; Georges R.; Gaviln R.G.; Wittlinger S.; Puijalon S.; Suzuki S.; Martin S.; Anja S.; Gogo S.; Schueler S.; Drollinger S.; Mereu S.; Wipf S.; Trevathan-Tackett S.; Stoll S.; Lfgren S.; Trogisch S.; Seitz S.; Glatzel S.; Venn S.; Dousset S.; Mori T.; Sato T.; Hishi T.; Nakaji T.; Jean-Paul T.; Camboulive T.; Spiegelberger T.; Scholten T.; Mozdzer T.J.; Kleinebecker T.; Runk T.; Ramaswiela T.; Hiura T.; Enoki T.; Ursu T.-M.; Di Cella U.M.; Hamer U.; Klaus V.; Di Cecco V.; Rego V.; Fontana V.; Piscov V.; Bretagnolle V.; Maire V.; Farjalla V.; Pascal V.; Zhou W.; Luo W.; Parker W.; Parker P.; Kominam Y.; Kotrocz Z.; Utsumi Y.Kwon T.; Shibata H.; Kepfer-Rojas S.; Schmidt I.K.; Larsen K.S.; Beier C.; Berg B.; Verheyen K.; Lamarque J.-F.; Hagedorn F.; Eisenhauer N.; Djukic I.; Caliman A.; Paquette A.; Gutierrez-Giron A.; Petraglia A.; Augustaitis A.; Saillard A.; Ruiz-Fernandez A.C.; Sousa A.I.; Lillebo A.I.; Da Rocha Gripp A.; Lamprecht A.; Bohner A.; Francez A.-J.; Malyshev A.; Andric A.; Stanisci A.; Zolles A.; Avila A.; Virkkala A.-M.; Probst A.; Ouin A.; Khuroo A.A.; Verstraeten A.; Stefanski A.; Gaxiola A.; Muys B.; Gozalo B.; Ahrends B.; Yang B.; Erschbamer B.; Rodriguez Ortiz C.E.; Christiansen C.T.; Meredieu C.; Mony C.; Nock C.; Wang C.-P.; Baum C.; Rixen C.; Delire C.; Piscart C.; Andrews C.; Rebmann C.; Branquinho C.; Jan D.; Wundram D.; Vujanovic D.; Adair E.C.; Ordonez-Regil E.; Crawford E.R.; Tropina E.F.; Hornung E.; Groner E.; Lucot E.; Gacia E.; Levesque E.; Benedito E.; Davydov E.A.; Bolzan F.P.; Maestre F.T.; Maunoury-Danger F.; Kitz F.; Hofhansl F.; Hofhansl G.; De Almeida Lobo F.; Souza F.L.; Zehetner F.; Koffi F.K.; Wohlfahrt G.; Certini G.; Pinha G.D.; Gonzlez G.; Canut G.; Pauli H.; Bahamonde H.A.; Feldhaar H.; Jger H.; Serrano H.C.; Verheyden H.; Bruelheide H.; Meesenburg H.; Jungkunst H.; Jactel H.; Kurokawa H.; Yesilonis I.; Melece I.; Van Halder I.; Quiros I.G.; Fekete I.; Ostonen I.; Borovsk J.; Roales J.; Shoqeir J.H.; Jean-Christophe Lata J.; Probst J.-L.; Vijayanathan J.; Dolezal J.; Sanchez-Cabeza J.-A.; Merlet J.; Loehr J.; Von Oppen J.; Loffler J.; Benito Alonso J.L.; Cardoso-Mohedano J.-G.; Penuelas J.; Morina J.C.; Quinde J.D.; Jimnez J.J.; Alatalo J.M.; Seeber J.; Kemppinen J.; Stadler J.; Kriiska K.; Van Den Meersche K.; Fukuzawa K.; Szlavecz K.; Juhos K.; Gerhtov K.; Lajtha K.; Jennings K.; Jennings J.; Ecology P.; Hoshizaki K.; Green K.; Steinbauer K.; Pazianoto L.; Dienstbach L.; Yahdjian L.; Williams L.J.; Brigham L.; Hanna L.; Hanna H.; Rustad L.; Morillas L.; Silva Carneiro L.; Di Martino L.; Villar L.; Fernandes Tavares L.A.; Morley M.; Winkler M.; Lebouvier M.; Tomaselli M.; Schaub M.; Glushkova M.; Torres M.G.A.; De Graaff M.-A.; Pons M.-N.; Bauters M.; Mazn M.; Frenzel M.; Wagner M.; Didion M.; Hamid M.; Lopes M.; Apple M.; Weih M.; Mojses M.; Gualmini M.; Vadeboncoeur M.; Bierbaumer M.; Danger M.; Scherer-Lorenzen M.; Ruek M.; Isabellon M.; Di Musciano M.; Carbognani M.; Zhiyanski M.; Puca M.; Barna M.; Ataka M.; Luoto M.; H. Alsafaran M.; Barsoum N.; Tokuchi N.; Korboulewsky N.; Lecomte N.; Filippova N.; Hlzel N.; Ferlian O.; Romero O.; Pinto-Jr O.; Peri P.; Dan Turtureanu P.; Haase P.; Macreadie P.; Reich P.B.; Petk P.; Choler P.; Marmonier P.; Ponette Q.; Dettogni Guariento R.; Canessa R.; Kiese R.; Hewitt R.; Weigel R.; Kanka R.; Cazzolla Gatti R.; Martins R.L.; Ogaya R.; Georges R.; Gaviln R.G.; Wittlinger S.; Puijalon S.; Suzuki S.; Martin S.; Anja S.; Gogo S.; Schueler S.; Drollinger S.; Mereu S.; Wipf S.; Trevathan-Tackett S.; Stoll S.; Lfgren S.; Trogisch S.; Seitz S.; Glatzel S.; Venn S.; Dousset S.; Mori T.; Sato T.; Hishi T.; Nakaji T.; Jean-Paul T.; Camboulive T.; Spiegelberger T.; Scholten T.; Mozdzer T.J.; Kleinebecker T.; Runk T.; Ramaswiela T.; Hiura T.; Enoki T.; Ursu T.-M.; Di Cella U.M.; Hamer U.; Klaus V.; Di Cecco V.; Rego V.; Fontana V.; Piscov V.; Bretagnolle V.; Maire V.; Farjalla V.; Pascal V.; Zhou W.; Luo W.; Parker W.; Parker P.; Kominam Y.; Kotrocz Z.; Utsumi Y

Effects of climate and atmospheric nitrogen deposition on early to mid-term stage litter decomposition across biomes

Litter decomposition is a key process for carbon and nutrient cycling in terrestrial ecosystems and is mainly controlled by environmental conditions, substrate quantity and quality as well as microbial community abundance and composition. In particular, the effects of climate and atmospheric nitrogen (N) deposition on litter decomposition and its temporal dynamics are of significant importance, since their effects might change over the course of the decomposition process. Within the TeaComposition initiative, we incubated Green and Rooibos teas at 524 sites across nine biomes. We assessed how macroclimate and atmospheric inorganic N deposition under current and predicted scenarios (RCP 2.6, RCP 8.5) might affect litter mass loss measured after 3 and 12 months. Our study shows that the early to mid-term mass loss at the global scale was affected predominantly by litter quality (explaining 73% and 62% of the total variance after 3 and 12 months, respectively) followed by climate and N deposition. The effects of climate were not litter-specific and became increasingly significant as decomposition progressed, with MAP explaining 2% and MAT 4% of the variation after 12 months of incubation. The effect of N deposition was litter-specific, and significant only for 12-month decomposition of Rooibos tea at the global scale. However, in the temperate biome where atmospheric N deposition rates are relatively high, the 12-month mass loss of Green and Rooibos teas decreased significantly with increasing N deposition, explaining 9.5% and 1.1% of the variance, respectively. The expected changes in macroclimate and N deposition at the global scale by the end of this century are estimated to increase the 12-month mass loss of easily decomposable litter by 1.1-3.5% and of the more stable substrates by 3.8-10.6%, relative to current mass loss. In contrast, expected changes in atmospheric N deposition will decrease the mid-term mass loss of high-quality litter by 1.4-2.2% and that of low-quality litter by 0.9-1.5% in the temperate biome. Our results suggest that projected increases in N deposition may have the capacity to dampen the climate-driven increases in litter decomposition depending on the biome and decomposition stage of substrate. © Copyright © 2021 Kwon, Shibata, Kepfer-Rojas, Schmidt, Larsen, Beier, Berg, Verheyen, Lamarque, Hagedorn, Eisenhauer, Djukic and TeaComposition Network

Photochemical reactivity of aquatic macrophyte leachates: abiotic transformations and bacterial response

We evaluated the influence of UV radiation exposure time on abiotic transformations of leachates from 2 aquatic macrophytes: Phragmites australis and Hydrocaris morsus-ranae. In addition, we studied the influence of phototransformations of DOM on bacterial growth. Sterile filtered leachates were exposed to UV radiation for 5, 10, 24, 48, 72 and 120 h or kept in the dark. Dissolved inorganic carbon (DIC), hydrogen peroxide and low molecular weight carboxylic acids (oxalic, formic, malonic and acetic acids) were measured. After UV or dark treatment, the leachates were inoculated with bacteria and incubated in the dark. Based on the observed DIC and hydrogen per oxide formation rates, we concluded that phototransformations are initially more rapid in H. morsus-ranae DOM than in P. australis DOM. On the other hand, production of DIC after more than 48 h of UV exposure was strongly reduced for H. morsus-ranae DOM, whereas DIC production was only slightly reduced for P. australis DOM. The differences in the photoreactivity between DOM from P. australis and H. morsus-ranae DOM were also reflected in the bacterial growth response to DOM phototransformations. The lowest bacterial growth efficiencies (BGE) were found in the irradiated leachate of P, australis exposed for more than 48 h and in the irradiated leachate of H, morsus-ranae exposed for 10 h, which coincided with the highest concentrations of hydrogen peroxide for both types of leachates

DENSIDADE E BIOMASSA BACTERIANA, E RELAÇÕES COM AS VARIÁVEIS ABIÓTICAS, EM 14 LAGOAS COSTEIRAS DO ESTADO DO RIO DE JANEIRO.

The aim of this study was to evaluate the bacterial density and biomass in the water column of 14 coastal lagoons of Rio de Janeiro State. Furthermore, we relate these bacterial variables with chlorophyll a concentrations and abiotic factors, such as salinity and concentration of nutrients. High values of bacterial density and biomass were observed in these lagoons, mainly in lagoons with high salinity. In salty lagoons, we also observed a strong dominance of long rods, which contribute to the high biomass observed. We conclude that, during the period observed, these lagoons with high salinity can be considered extreme environments, selecting few species of bacteria that could live there. There is a strong correlation between bacterial density and biomass with phosphorus concentration in these lagoons. No other correlation among bacterial density and biomass with abiotic factors or chlorophyll a were found. Thus, in this case, phosphorus can be considered the main limiting nutrient to bacterioplankton in most of these coastal lagoons. These coastal lagoons presented high concentrations of dissolved organic carbon (DOC), but similar concentrations did not result in similar water color. We conclude that the DOC from these lagoons must have different origins, which can interfere in its utilization by the bacterial community.O objetivo desta pesquisa foi avaliar a densidade e a biomassa bacteriana na coluna d'água de 14 lagoas costeiras do Estado do Rio de Janeiro. Além disso, as variáveis bacterianas foram correlacionadas com os valores de clorofila a e com variáveis abióticas, como salinidade c concentração de nutrientes. Foram observados altos valo­res de densidade e biomassa bacteriana nestas lagoas, principalmente em lagoas com alta salinidade. Nestas lagoas salgadas, também observamos uma forte dominância de bastonetes longos, que contribuem com os altos valores de biomassa. Nós concluímos que, durante o período estudado, estas lagoas com alta salinidade podem ser consideradas ambientes extremos, selecionando pou­cas espécies de bactérias que podem viver nelas. Há uma forte correlação entre a densidade e a biomassa bactéria com a concentração de fósforo nestas lagoas. Nenhuma outra correlação foi encontrada entre os valores de biomassa bacteriana c densidade bacteriana com outros fatores abióticos ou concentração de clorofila a. Neste caso, o fósforo pode ser considerado o principal nutriente limitante ao crescimento bacteriano na maioria destas lagoas. Estas lagoas costeiras apresentaram altas concentrações de carbono orgânico dissolvido (COD), porém concentrações similares não resultaram em colorações semelhantes da água. Foi concluído que o COD destas lagoas tem origens diferentes, o que pode interferir na utilização deste pela comunidade bacteriana