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Decomposition and release dynamics of nitrogen and phosphorous from vegetal fractions of Salvinia auriculata Aubl. in a Legal Amazon reservoir/Decomposicao e dinamica de liberacao de nitrogenio e fosforo de fracoes vegetais de Salvinia auriculata Aubl. em um reservatorio da Amazonia legal.

Introducao

As macrofitas aquaticas sao responsaveis pela maior parte da producao de materia organica nos ambientes lacustres (WETZEL, 1990). Apenas uma pequena fracao dessa materia organica e consumida por meio da herbivora e a maior parte do carbono e dos nutrientes acumulados nessa biomassa acaba entrando para a cadeia de detritos dos ambientes aquaticos onde sao disponibilizados por meio da decomposicao (KUEHN et al., 2000; CHIMNEY; PIETRO, 2006). Durante a decomposicao, uma serie de interacoes entre fatores fisicos, quimicos e biologicos ocorrem e como consequencia, complexas moleculas organicas sao transformadas em compostos inorganicos (BRINSON et al., 1981; BATTLE; MIHUC, 2000; SARIYILDIZ et al., 2005). A decomposicao pode ser dividida em tres etapas (WEBSTER; BENFIELD, 1986; BIANCHINI JUNIOR, 2003): (i) lixiviacao, isto e, solubilizacao de compostos hidrossoluveis, (ii) catabolismo (acao microbiana sobre os detritos) e (iii) fragmentacao (acao mecanica sobre os detritos). No estudo da ciclagem da materia organica, a taxa de decomposicao apresenta-se como importante parametro, visto que essa afeta a taxa de liberacao de nutriente, a taxa de acumulo de residuos no sedimento alem de ser influenciado pela qualidade do detrito (BIANCHINI JUNIOR et al., 2006).

Tendo em vista a importancia do processo de decomposicao das macrofitas para o ambiente aquatico, este estudo teve como objetivo, determinar os coeficientes de decomposicao da parte submersa (i.e. radicelas) e aerea (i.e. folhas) de S. auriculata Aubl. em duas profundidades distintas da coluna de agua (superficie e sedimento) para verificar os efeitos de condicionantes fisicas e biologicas no processo de perda de massa da S. auriculata em ambiente tropical. Teve tambem, como objetivo, avaliar a evolucao temporal dos teores de fosforo e nitrogenio da biomassa remanescente dos detritos e suas influencias na dinamica de nutrientes do reservatorio da UHE Lajeado, Estado do Tocantins.

Material e metodos

Exemplares nao-senescentes de S. auriculata foram coletados no Ribeirao Taquarussu (Figura 1), area de influencia do reservatorio da Usina Hidreletrica Luis Eduardo Magalhaes, Lajedo, (Palmas, Estado do Tocantins; 22 L 792.077 UTM 8.861.516), visto que nesse local havia um banco mais homogeneo de S. auriculata.

O material foi colocado em sacos plasticos e levado para o laboratorio da Universidade Federal do Tocantins (Neamb), onde foi lavado em agua corrente e, posteriormente, separada em parte aerea (folhas) e parte submersa (radicelas); em seguida, o material foi seco em estufa (ca. 50[degrees]C) ate peso constante. Foram separadas fracoes de 10,0 g em peso seco e essas foram dispostas em sacos de decomposicao (litterbags), com dimensoes de 20 x 30 cm com 2 mm de abertura de malha e identificados com plaquetas de aluminio. Em seguida, os sacos foram fechados e incubados in situ no reservatorio da UHE Lajedo (Figura 1) (Porto Nacional--22L 782.961 UTM 8.812.367) em duas profundidades (Z) diferentes: na superficie (Z = 10 cm) e no sedimento (Z = 1,5 m). Esse local foi selecionado pela ausencia de atividades antropicas, o que possibilitou a integridade do experimento durante o periodo de estudo. O desenho amostral foi composto das seguintes variacoes: (i) parte aerea incubada na superficie (PA-sup); (ii) parte aerea incubada no sedimento (PA-sed); (iii) parte submersa incubada na superficie (PS-sup) e (iv) parte submersa incubada no sedimento (PS-sed). As variaveis limnologicas (n = 48) medidas na regiao do reservatorio da UHE Lajeado, onde foi realizado o presente estudo, foram: oxigenio dissolvido = 6,5 [+ or -] 1,9 mg [L.sup.-1] (DP); pH = 7,51 [+ or -] 0,47 (DP) e temperatura = 28,72 [+ or -] 2,33[degrees]C (DP).

[FIGURE 1 OMITTED]

O material vegetal seco foi incubado a uma distancia de 10 m da margem. Os litterbags (n = 3) foram retirados apos 2, 7, 14, 28 e 78 dias de incubacao (24/8, 29/8, 5/9, 19/9 e 8/11 de 2005, respectivamente). O material foi coletado e transportado para o laboratorio onde foi lavado com agua deionizada para remocao da fauna associada e do detrito aderido. A armazenagem do material, para posterior determinacao dos teores de nitrogenio e fosforo, foi feita em frascos plasticos (previamente lavados com HCl 10% e agua deionizada). Na sequencia, os frascos que continham o material biologico foram colocados na estufa ate o peso constante para a determinacao da massa seca.

Os teores de cinzas e materia organica total (MOT) das amostras dos detritos particulados remanescentes nas folhas e radicelas de S. auriculata, incubadas no sedimento e na superficie, foram determinados por gravimetria apos a incineracao em mufla (marca Edgcon 3P) durante 4h a 450[degrees]C (ALLEN et al., 1974).

Para os ajustes cineticos foram utilizadas as variacoes temporais das perdas de massa (livres dos teores de cinzas) dos detritos particulados de S. auriculata. Para tanto, os ajustes foram realizados por um metodo de regressao naolinear, o algoritmo iterativo de Levenberg-Marquardt (PRESS et al., 1993). Foi utilizado o modelo exponencial simples (cinetica de primeira ordem; Equacao 1) que se baseia no pressuposto de que as taxas de decomposicao sejam proporcionais a quantidade de materia organica remanescente (OLSON, 1963).

[M.sub.t] = [M.sub.0] x [e.sup.-kt] (1)

em que: [M.sub.t] = massa final livre de cinzas no tempo t (dia); [M.sub.0] = massa inicial; k = constante de decaimento ([dia.sup.-1]).

O tempo de meia-vida ([t.sub.1/2]) do processo de decomposicao foi calculado de acordo com a Equacao 2:

[t.sub.1/2] = ln 0,5/-[k.sub.d] (2)

A variacao temporal da materia organica mineralizada (MOM) foi calculada pela diferenca entre a [M.sub.0] e a massa remanescente durante as incubacoes.

A determinacao do teor de fosforo total das amostras foi feita pela digestao acida a uma temperatura de 70[degrees]C durante 2h (MACKERETH et al., 1978). A quantificacao de nitrogenio das fracoes vegetais foi feita pela digestao acida a uma temperatura de 350[degrees]C, seguida de titulacao com acido sulfurico (ALLEN et al., 1974).

Os valores de perda de massa foram transformados em ln (linearizados) e os testes de variancia unidirecional (ANOVA, um-fator) e de comparacao multipla de Tukey-Kramer foram aplicados para se avaliar as diferencas entre os tratamentos (partes da planta: aerea ou submersa x local de incubacao: superficie ou sedimento) a que os detritos de S. auriculata foram submetidos, sendo adotado nivel de significancia alfa de 0,05.

Resultados e discussao

Nao houve diferencas significativas nas perdas de massa dos detritos entre os PA-sed e PA-sup (p > 0,05), S. auriculata, entretanto, os PA-sed foram significativamente diferentes do PS-sed (p < 0,05) e do PS-sup (p < 0,01) (Figura 2).

Observou-se que as perdas de massa dos detritos PA, independentemente da profundidade, apresentaram valores semelhantes ate o 14 dia de incubacao (massa remanescente: PA-sed = 90,7% e PA-sup = 88,7%; Figuras 2A e B). Tais perdas contribuiram, em media, com 10,3% da MOT. Os decaimentos da MOT durante os periodos iniciais estiveram relacionados com a ocorrencia de dois eventos paralelos: (i) as oxidacoes (quimicas e biologicas; BIANCHINI JUNIOR, 2000); e (ii) as dissolucoes dos compostos com natureza polar (i.e. lixiviacao; MOORHEAD et al., 1996), presentes nas fracoes protoplasmaticas e dos tecidos estruturais das plantas (WEBSTER; BENFIELD, 1986). A lixiviacao ocorre, usualmente, nos primeiros estagios da decomposicao; o tempo de duracao e variado, podendo concluir-se nas primeiras 24h (FALLON; PFAENDER, 1976; CUNHA-SANTINO; BIANCHINI JUNIOR, 2000) ou perdurar por varios dias (FRANCE et al., 1997; SCHLICKEISEN et al., 2003).

A partir do 14 dia, notaram-se, nos fragmentos da PA, perdas de massa mais expressivas (em relacao aos fragmentos de PS) ate o 78 dia de incubacao, sendo os teores das massas remanescentes para PA-sed de 40,7% e da PA-sup, de 65,1%. O fato de os fragmentos de PA incubados no sedimento terem apresentado maior perda de massa (Figura 3A) possivelmente esteve associado a colonizacao dos detritos, pela fauna de macroinvertebrados bentonicos, composta basicamente de gastropodes, que foi observada nas coletas realizadas nos dias 28 e 78 do experimento.

[FIGURE 2 OMITTED]

De acordo com Hill (1985), uma intensa colonizacao de macroinvertebrados, em sacos de decomposicao que continham macrofitas aquaticas (Nelumbo lutea, Ludwigia leptocarpa e Typha angustifolia), teve inicio a partir do 15 dia de incubacao. Entre os principais grupos, os retalhadores representavam 3% da fauna associada, os fragmentadores, 11%, os coletores, 78% e os predadores, cerca de 7%. As diferencas nos rendimentos entre os diferentes estadios da decomposicao podem estar relacionadas com os diferentes padroes de colonizacao por fungos e bacterias. De acordo com Schlickeisen et al. (2003), a colonizacao de um detrito depende do tipo de recurso para que possam ser utilizados como substratos microbianos e fonte de carbono. Uma vez que, no presente estudo, foi observada a existencia de uma fauna associada aos litterbags incubados no sedimento, evidenciou-se, pela perda de massa mais expressiva (ca. 60% maior), que a presenca de macroinvertebrados, associados aos detritos, atua como fator adicional na perda de massa da fracao particulada dos detritos de S. auriculata.

[FIGURE 3 OMITTED]

Os detritos PA-sed apresentaram k de 0,0102 [dia.sup.-1] ([t.sub.1/2] = 67,8 dias) e os PA-sup de 0,0067 [dia.sup.-1] ([t.sub.1/2] = 103,2 dias) (Tabela 1); o processo de decomposicao no sedimento foi 1,52 vezes mais rapido que na superficie.

A Tabela 2 apresenta uma compilacao de experimentos de perda de massa de diversas especies de macrofitas aquaticas. Em geral, os detritos apresentaram valores de k que variavam entre 0,0012 e 0,082 [dia.sup.-1].

Os maiores valores de k foram encontrados para Potamogeton pectinatus (0,082 [dia.sup.-1]; [t.sub.1/2] = 8 dias) e Potamogeton perfoliatus (0,0537 [dia.sup.-1]; [t.sub.1/2] = 13 dias) e os menores valores foram observados na perda de massa de Typha glauca (0,0012 [dia.sup.-1]; [t.sub.1/2] = 577 dias); Juncus efusus (0,0011 [dia.sup.-1]; [t.sub.1/2] = 629 dias) e Typha angustifolia (0,0019 [dia.sup.-1]; [t.sub.1/2] = 364 dias). Em media, os valores de k foram 0,0152 [+ or -] 0,0202 [dia.sup.-1] (n = 22).

No presente estudo, o valor medio de k obtido para as fracoes de PA e PS (0,0059 [dia.sup.-1]) foi semelhante ao encontrado por Sharma e Goel (1986) durante a mineralizacao de Salvinia molesta (0,0051 [dia.sup.-1]), inferior ao encontrado por Howard-Williams e Junk (1976) para S. auriculata (0,0277) e superior ao da Salvinia cucullata (0,0033 [dia.sup.-1]) registrado por Sharma e Goel (1986) (Tabela 2). As diferencas entre os coeficientes de decaimento (k) devem-se a varios fatores intrinsecos e extrinsecos ao detrito, que interferem em experimentos de perda de massa. De modo geral, os fatores podem ser resumidos em: (i) habito da especie: macrofitas aquaticas emergentes apresentam maiores conteudos de fracoes estruturais como, por exemplo, celulose e lignina (ESTEVES, 1998), apresentando, na decomposicao, perdas de massa mais lentas; (ii) composicao e numero da microbiota decompositora: a quantidade e a especificidade dos organismos heterotroficos pelo substrato podem ser consideradas funcoes reguladoras dos processos metabolicos; (iii) estado trofico do local de estudo: ambientes mais eutrofizados apresentam maior disponibilidade de nutrientes e (iv) temperatura de incubacao: a taxa metabolica dos organismos decompositores e diretamente proporcional ao aumento da temperatura (BARILLIER; GARNIER, 1993).

As perdas de massa dos fragmentos de PS-sup e PS-sed (Figuras 2C e D) foram menos expressivas que os observados para os PA-sed e PA-sup (Figuras 2A e 2B). Ao final do 14 dia, apenas 5,8% da MOT do PS-sed e 8,9% da PS-sup haviam sido decompostas. Na sequencia, observou-se tendencia de perda menos acentuada das massas para os PS nas duas profundidades de incubacao. Ao final do periodo amostral, apenas 15,7% dos detritos de PS-sed e 25,0% dos de PS-sup haviam sido degradados.

Os detritos de PS-sed apresentaram um k de 0,0027 [dia.sup.-1] ([t.sub.1/2] = 256 dias) e, nas de PS-sup, o k foi 0,0040 [dia.sup.-1] ([t.sub.1/2] = 173 dias). Nesse caso, os coeficientes de decomposicao de PS-sup foram 1,48 vezes maior que os de PS-sed, indicando que nem sempre uma perda de massa acentuada se traduz num incremento da velocidade do processo de decomposicao. Em relacao aos detritos incubados no sedimento, pode ter ocorrido maior acesso da microbiota decompositora (e.g. fungos e bacterias) a compostos mais refratarios, como, por exemplo, a celulose (refletindo maior perda de massa). Como consequencia ocorreria o enriquecendo dos detritos em compostos com maior resistencia a degradacao (e.g. lignina), tornando o processo de perda de massa mais lento.

Os coeficientes de determinacao obtidos nos ajustes cineticos ([r.sup.2]) variaram de 0,66 a 0,98; os valores dos PS foram mais baixos que os dos PA (Tabela 1). Hill (1985) encontrou valores de [r.sup.2] que variavam de 0,49 a 0,73 em experimentos de decaimento de massa, utilizando sacos de decomposicao. Na decomposicao de Typha domingensis o [r.sup.2] encontrado por Howard-Williams e Howard-Williams (1978) foi de 0,87. Tem-se verificado na literatura grande dispersao entre os valores de [r.sup.2]. Tal fato pode ser explicado pelas diferencas nas malhas dos sacos de decomposicao, pela adesao de particulas inorganicas aos detritos e incorporacao de organismos (e.g crescimento de outros vegetais sobre os detritos e aparecimento de macroinvertebrados). No presente estudo, interferencias como crescimento de ciperaceas e algas aderidas aos detritos podem ter influenciado no processo, aumentando a dispersao da variacao temporal de perda de massa de S. auriculata.

Em geral, notou-se que a velocidade do processo de perda de massa foi menor nos primeiros dias de experimento, tanto nos detritos de PA como nos de PS; no entanto, os processos de degradacao predominantemente biologicos (e.g. colonizacao pela fauna associada e acao da microbiota decompositora) parecem ter sido mais importantes para as perdas de massa nos estadios mais avancados da decomposicao, especialmente na decomposicao dos detritos das PA. Os detritos de PA, incubados no sedimento, apresentaram rendimento superior de materia organica mineralizada (MOM) aos incubados na superficie (Figura 3A). No sedimento, houve mineralizacao progressiva ate o ultimo dia de experimento (Figura 3A) dos detritos de PA e de PS e o aumento da MOM foi gradativo ate o 28 dia, e, a partir do primeiro mes, a MOM manteve-se praticamente constante ate o final do experimento (78 dias de incubacao; Figura 3B). Considerando-se a profundidade em que os detritos foram incubados, PA-sed apresentou MOM cerca de 3,79 vezes maior do que PS-sed, e PA-sup foi 1,40 que PS-sup. O fato de os detritos de PS ter apresentado menores valores de massas mineralizadas pode estar ligado a composicao quimica de cada substrato. Henry-Silva e Camargo (2002), trabalhando com Salvinia molesta, encontraram diferencas significativas de fracoes de parede celular entre as diferentes partes da planta: parte aerea = 64,2% (em peso seco) e parte submersa da planta = 74,8% (em peso seco).

A perda de massa in vitro de S. auriculata em condicoes aerobias apresentou perda da ordem de 10% da MOT nas primeiras 24h de experimento (CUNHA-SANTINO; BIANCHINI JUNIOR, 2000). No presente estudo, esse valor so foi alcancado por volta do 10 dia. Essa diferenca pode ser atribuida ao fato de estes autores terem trabalhado com os fragmentos triturados e homogeneizados, enquanto que, neste estudo, foram utilizadas partes inteiras da macrofita. Alem disso, as taxas de degradacao dos detritos dependem de uma serie de fatores bioticos e abioticos, como sucessao dos organismos decompositores e variaveis ambientais (CUNHA; BIANCHINI JUNIOR, 1998). O tamanho das particulas desse material interfere nas taxas de decomposicao (BIANCHINI JUNIOR; ANTONIO, 2003); nesse sentido, uma particula menor possui maior superficie de contanto, possibilitando, assim, espectro mais amplo de acao para os organismos decompositores. Em condicoes naturais, os processos de herbivora e a acao de detritivoros contribuem para a reducao do tamanho das particulas dos fragmentos vegetais, favorecendo a degradacao mais rapida dos recursos.

Na Figura 4, apresentam-se os valores referentes as variacoes dos teores remanescentes de fosforo e nitrogenio dos detritos de S. auriculata. Nos PA os teores iniciais de fosforo foram de 0,048% da massa seca, e os teores de nitrogenio foram de 1,38%. Para os PS, a quantidade inicial de fosforo foi de 0,030% da massa seca e para o nitrogenio foi de 2,05% (Figuras 4A e B).

[FIGURE 4 OMITTED]

Martins et al. (2003), em um estudo sobre a composicao quimica de algumas especies de macrofitas, encontraram, para os detritos de S. auriculata, concentracoes de fosforo de 0,40% e de 2,57% para nitrogenio. Observou-se que houve perdas expressivas desses elementos nos dois primeiros dias de decomposicao. A quantidade remanescente de fosforo nos detritos de PA foi de apenas 12,5% e de 63,3% nos PS. Essas diferencas de perda de fosforo entre as diferentes partes (folhas e radicelas) de S. auriculata podem estar relacionadas com a quantidade de material protoplasmatica das estruturas vegetais. Grande parte das perdas de fosforo dos detritos de S. auriculata ocorreu pelos processos de lixiviacao. Uma intensificacao dos processos de solubilizacao pode ocorrer pelo procedimento de secagem do material vegetal, antes de incuba-lo no ambiente aquatico, o que provoca algumas alteracoes na permeabilidade das membranas celulares, propiciando, ainda mais, a liberacao do fosforo, que, por apresentar um ciclo relativamente mais simples que o do nitrogenio, pode ser prontamente assimilado pelos organismos aquaticos (GESSNER, 1991). A quantidade remanescente de nitrogenio no segundo dia foi de 89,1% nos detritos PA e de 46,3% nos PS. Apos o 14 dia, foi constatado aumento nas quantidades de nitrogenio (Figura 4B) nos detritos vegetais de PA, nos de PS esse aumento ocorreu a partir do 7 dia. Segundo Esteves (1998), o aumento nas concentracoes de nitrogenio se deve ao alto teor de nitrogenio das bacterias, fungos, diatomaceas perifiticas e da microfauna que coloniza os detritos, embora se considere que, com o processo de secagem, parte dos organismos que colonizam os detritos foi eliminada. Uma tendencia de aumento das concentracoes de nitrogenio durante a decomposicao de Juncus efusus tambem foi observada por Kuehn e Suberkropp (1998). Davis e Van Der Valk (1978) reportaram rapida liberacao de nitrogenio e fosforo durante a decomposicao de Scirpus fuviatilis e Typha glauca. Essa mesma tendencia tambem foi observada na decomposicao de Phragmites autralis (HIETZ, 1992). Essas liberacoes de nutrientes (especialmente N e P) estao relacionadas a hidrossolubilizacao das fracoes protoplasmaticas dos detritos vegetais.

Nos detritos PS, constatou-se queda das quantidades remanescentes de fosforo ate o 14 dia, dai em diante, os valores mantiveram-se estaveis ate o 78 dia de experimento. Essa acentuada perda de fosforo e nitrogenio nos primeiros dias de decomposicao demonstra a importancia do processo de lixiviacao para a disponibilizacao desses elementos para o ambiente aquatico e, de acordo com Esteves e Camargo (1986), reforcam a importancia das macrofitas aquaticas na recuperacao de nutrientes para o ecossistema por meio do processo de decomposicao.

Todavia, incrementos de nitrogenio na coluna de agua, relacionados com a liberacao desse elemento pela decomposicao da materia organica, nao acontecem de forma direta pela complexidade do ciclo do nitrogenio, que e mediado por uma serie de microrganismos e dependente de varios fatores limnologicos (WETZEL, 1993).

Conclusao

Pelas baixas profundidades da regiao litoranea do reservatorio da UHE--Lajeado (ca. 1,5 m) e as elevadas concentracoes de oxigenio dissolvido, os processos aerobios prevalecem ao longo do ano. De maneira geral, os detritos incubados no sedimento apresentaram mineralizacao media superior em relacao aos colocados na superficie. Provavelmente, esse processo esteve relacionado com a microbiota e fauna associada ao sedimento, indicando predominio dos processos catabolicos e de fragmentacao nos detritos. Nos primeiros dias da decomposicao, observaram-se perdas expressivas de nitrogenio e fosforo, reforcando-se a importancia do processo de lixiviacao para a disponibilizacao desses elementos para o ambiente aquatico. Em relacao a decomposicao das partes de S. auriculata, as folhas se decompuseram mais rapido que as radicelas, indicando que as composicoes quimicas das diferentes partes da macrofita afetam tanto a velocidade quanto o rendimento da decomposicao.

DOI: 10.4025/actascibiolsci.v33i1.5630

Agradecimentos

Os autores agradecem ao Prof. Dr. Irineu Bianchini Junior da Universidade Federal de Sao Carlos (UFSCar), por ter cedido o laboratorio para as analises quimicas e a Biologa Jurity A. Machado (UFSCar/DHb), pelas analises de nutrientes; ao Nucleo de Estudos Ambientais pelo apoio logistico de campo e laboratorio; A Prof. Dra. Solange de Fatima Lolis; ao Prof. Msc. Rafael Jose de Oliveira, pelas contribuicoes no momento da montagem do experimento e a Jaime L. Pereira, pela confeccao do mapa da area de estudo.

Referencias

ALLEN, S. E.; GRIMSHAW, H. M.; PARKISON, J. A.; QUARMBY, C. Chemical analysis of ecological materials. Oxford: Blackwell Scientific Publications, 1974.

BARILLIER, A.; GARNIER, J. Influence of temperature and substrate concentration on bacterial growth yield in Seine River water batch cultures. Applied and Environmental Microbiology, v. 59, n. 5, p. 1678-1682, 1993.

BATTLE, J. M.; MIHUC, T. B. Decomposition dynamics of aquatic macrophytes in the lower Atchafalaya, a large floodplain river. Hydrobiologia, v. 418, n. 1, p. 123-136, 2000.

BIANCHINI JUNIOR, I. Decomposicao de macrofitas aquaticas da lagoa do Infernao: o estado da arte. In: SANTOS, J. E.; PIRES, J. S. R. (Ed.). Estudos integrados em ecossistemas: estacao Ecologica de Jatai. Sao Carlos: Rima, 2000. v. 2, p. 613-629.

BIANCHINI JUNIOR, I. Modelos de crescimento e decomposicao de macrofitas aquaticas. In: THOMAZ, S. M.; BINI, L. M. (Ed.). Ecologia e manejo de macrofitas aquaticas. Maringa: Eduem, 2003. p. 85-126.

BIANCHINI JUNIOR, I.; ANTONIO, R. M. The effect of particle size on the leaching of Scirpus cubensis Poepp & Kunth. Brazilian Journal of Biology, v. 63, n. 2, p. 195-205, 2003.

BIANCHINI JUNIOR, I.; PERET, A. M.; CUNHA-SANTINO, M. B. A mesocosm estudy of aerobic mineralization of seven aquatic mineralization. Aquatic Botany, v. 85, n. 2, p. 163-167, 2006.

BOYD, C. E. Losses of mineral nutrients during decomposition of Typha latifolia. Archiv fur Hydrobiologie, v. 66, n. 4, p. 511-517, 1970.

BRINSON, M. M.; LUGO, A. E.; BROWN, S. Primary productivity, decomposition and consumer activity in freshwater wetlands. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, v. 12, p. 123-161, 1981.

CARPENTER, S. R. Enrichment of lake wingra, wisconsin by submersed macrophyte decay. Ecology, v. 61, n. 5, p. 1145-1155, 1980.

CHYMNEY, M. J.; PIETRO, K. C. Decomposition of macrophyte litter in a subtropical constructed wetland in South Florida (USA), Ecological Engineering, v. 27, n. 4, p. 301-321, 2006.

CUNHA, M. B.; BIANCHINI JUNIOR, I. Mineralizacao aerobia de Camboba piauhyensis e Scirpus cubensis. Acta Limnologica Brasiliensia, v. 10, n. 1, p. 81-91, 1998.

CUNHA-SANTINO, M. B.; BIANCHINI JUNIOR, I. Decomposicao aerobia e anaerobia de Salvinia auriculata da lagoa do Infernao. In: SANTOS, J. E.; PIRES, J. S. R. (Ed.). Estudos integrados em ecossistemas: Estacao Ecologica de Jatai. Sao Carlos: Rima, 2000. v. 2, p. 631-643.

DAVIS, C. B.; Van der VALK, A. G. The decomposition of standing and fallen litter of Typha glauca and Scirpus fluviatilis. Canadian Journal of Botany, v. 56, n. 6, p. 662-675, 1978.

ESTEVES, F. A.; CAMARGO, A. F. M. Sobre o papel das macrofitas aquaticas na estocagem e ciclagem de nutrientes. Acta Limnologica Brasiliensia, v. 1, n. 1, p. 273-298, 1986.

ESTEVES, F. A. Fundamentos de limnologia. 2. ed. Rio de Janeiro: Interciencia, 1998.

FALLON, R. D.; PFAENDER, F. K. Carbon metabolism in model microbial systems from a temperate salt marsh. Applied and Environmental Microbiology, v. 31, n. 6, p. 959-968, 1976.

FRANCE, R.; CULBERT, H.; FREEBOROUGH, C.; PETERS, R. Leaching and early mass loss of boreal leaves and wood in oligotrophic water. Hydrobiologia, v. 345, n. 2-3, p. 209-214, 1997.

GAMAGE, N. P. D.; ASAEDA, T. Decomposition and mineralization of Eichhornia crassipes litter under aerobic conditions with and without bacteria. Hydrobiologia, v. 541, n. 1, p. 13-27, 2005.

GESSNER, M. O. Differences in processing dynamics of fresh and dried leaf litter in a stream ecosystem. Freshwater Biology, v. 26, n. 3, p. 387-398, 1991.

HENRY-SILVA, G. G.; CAMARGO, A. F. M. Valor nutritivo de macrofitas aquaticas flutuantes (Eichhornia crassipes, Pistia stratiotes e Salvinia molesta) utilizadas no tratamento de efluentes de aquicultura. Acta Scientiarum. Biological Sciences, v. 24, n. 2, p. 519-526, 2002.

HIETZ, P. Decomposition and nutrient dynamics of reed (Phragmites australis (Cav.) Trin. Ex steud.) litter in Lake Neusiedl, Austria. Aquatic Botany, v. 43, n. 3, p. 211-230, 1992.

HILL, B. H. The breakdown of macrophytes in a reservoir wetland. Aquatic Botany, v. 21, n. 1, p. 23-31, 1985.

HILL, B. H.; WEBSTER, J. R. Aquatic macrophyte breakdown in an Appalachian river. Hydrobiologia, v. 89, n. 1, p. 53-59, 1982.

HOWARD-WILLIAMS, C.; JUNK, W. J. The decomposition of aquatic macrophytes in the floating meadows of a central Amazonian varzea lake. Biogeographica, v. 7, p. 115-123, 1976.

HOWARD-WILLIAMS, C.; HOWARD-WILLIAMS, W. Nutrient leaching from the swamp vegetation of Lake Chilwa, a shallow African lake. Aquatic Botany, v. 4, n. 1, p. 257-267, 1978.

KUEHN, K. A.; LEMKE, M. J.; SUBERKROPP, K.; WETEZ, R. G. Microbial biomass and production associated with decaying leaf litter of the emergent macrophyte Juncus effusus. Limnology and Oceanography, v. 45, n. 4, p. 862-870, 2000.

KUEHN, K. A.; SUBERKROPP, K. Diel fluctuations in microbial activity associated with standing-dead litter of the freshwater emergent macrophyte Juncus effusus L. Aquatic Microbial Ecology, v. 14, n. 2, p. 171-182, 1998.

MACKERETH, F. J. H.; HERON, H.; TALLING, J. F. Water chemistry: some revised methods for limnologists. London: Freshwater Biological Association 1978. (Scientific Publications, 36).

MANSON, C. F.; BRYANT, R. J. Production, nutrient content and decomposition of Phragmites communis Trin. and Typha angustifolia L. The Journal of Ecology, v. 63, n. 1, p. 71-95, 1975.

MARTINS, D.; COSTA, N. V.; TERRA, M. A.; MARCHI, S. R.; VELINI, E. D. Caracterizacao quimica das plantas aquaticas coletadas no reservatorio de Salto Grande (Americana-SP). Planta Daninha, v. 21, Edicao especial, p. 21-25, 2003.

MOORHEAD, D. L.; SINSABAUGH, R. L.; LINKINS, A. E.; REYNOLDS, F. Decomposition processes: modeling approaches and applications. Science of the Total Environment, v. 183, n. 1-2, p. 137-149, 1996.

NELSON, W. J.; KADLEC, J. A.; MURKIN, H. R. Seasonal comparison of weight for two types of Typha glauca Godr. leaf litter. Aquatic Botany, v. 37, n. 4, p. 299-314, 1990.

OLSON, J. S. Energy storage and the balance of producers and decomposers in ecological systems. Ecology, v. 44, n. 2, p. 322-331, 1963.

PRESS, W. H.; TELKOLSKY, S. A.; VETERLLING, W. T.; FLANNERY, B. P. Numerical recipes in C: the art of scientific computing. New York: Cambridge University Press, 1993.

SARIYILDIZ, T.; UFEKCIOGLU, A.; KUCUK, M. Comparison of Decomposition rates of beech (fagus orientalis Li PSky) and spruce (picea orientalis (L.) link) litter in pure and mixed stands of both species in Artvin, Turkey. Turkish Journal of Agriculture and Forestry, v. 29, n. 6, p. 429-438, 2005.

SCHLICKEISEN, E.; TIETJEN, T. E.; ARSUFFI, T. L.; GROEGER, A. W. Detritus processing and microbial dynamics of an aquatic macrophyte and terrestrial leaf in a themally constant, spring-fed stream. Microbial Ecology, v. 45, n. 4, p. 411-418, 2003.

SHARMA, K. P.; GOEL, P. K. Studies on decomposition of two species of Salvinia. Hydrobiologia, v. 131, n. 1, p. 57-65, 1986.

SZABO, S.; BRAUN, M.; NAGY, P.; BALAZSY, S.; REISINGER, O. Decomposition of duckweed (Lemna gibba) under anoxic and microbial conditions: flux of nutrients between litter water and sediment, the impact of leaching and microbial degradation. Hydrobiologia, v. 434, n. 1-3, p. 201-210, 2000.

WEBSTER, J. R.; BENFIEL D, E. F. Vascular plant breakdown in freshwater ecosystems. Annual Review of Ecology and Systematics, v. 17, p. 567-594, 1986.

WEBSTER, J. R.; SIMMONS JR., G. M. Leaf breakdown and. invertebrate colonization on a reservoir bottom. Verhandlungen der Internationale Vereinigung fur Theoretische und Angewandte Limnologie, v. 20, p. 1587-1596, 1978.

WETZEL, R. G. Limnologia. Lisboa: Fundacao Calouste Gulbenkian, 1993.

WETZEL, R. G. Land-water interfaces: metabolic and limnological regulators. Internationale Vereinigung fur Theoretische und Angewandte Limnologie, v. 24, n. 1, p. 6-24, 1990.

Received on October 29, 2008.

Accepted on July 1, 2009.

License information: This is an open-access article distributed under the terms of the Creative Commons Attribution License, which permits unrestricted use, distribution, and reproduction in any medium, provided the original work is properly cited.

Deivid Sousa Silva (1) *, Marcela Bianchessi da Cunha-Santino (2) e Elineide Eugenio Marques (3)

(1) Programa de Pos-graduacao em Ecologia de Ecotonos, Universidade Federal do Tocantins, Rua 03, QD 17, 77500-000, Jardins dos Ipes, Porto Nacional, Tocantins, Brasil. (2) Departamento Hidrobiologia, Universidade Federal de Sao Carlos, Sao Carlos, Sao Paulo, Brasil. (3) Universidade Federal do Tocantins, Porto Nacional, Tocantins, Brasil. *Autor para correspondencia: E-mail: dvduft@gmail.com
Tabela 1. Parametrizacao do modelo cinetico na decomposicao
de partes aereas e submersas de Salvinia auriculata, incubadas na
superficie e no sedimento. Em que: k = constante de decaimento,
erro = a partir dos ajustes cineticos e [r.sup.2] = coeficiente de
determinacao.

Substrato      k ([dia.sup.-1])    Erro ([dia.sup.-1])    [r.sup.2]

PA-sed              0,0102                0,0008             0,98
PA-sup              0,0067                0,0010             0,84
PS-sed              0,0027                0,0006             0,66
PS-sup              0,0040                0,0006             0,76

Tabela 2. Compilacao do processo de decomposicao de diversas
especies de macrofitas aquaticas (modelo exponencial simples). Em
que: k = constante de decaimento e [t.sub.1/2] = tempo de meia-vida.

                                   k          [t.sub.1/2]
Especie                     ([dia.sup.-1])       (dia)

Eichhornia crassipes            0,0107             65
Eichhornia crassipes            0,0370             19
Elodea canadensis               0,0260             27
Lemna gibba                     0,0021            330
Ludwigia leptocarpa             0,0050            138
Nelumbo lutea                   0,0108             64
Potamogetum perfoliatus         0,0537             13
Potamogeton pectinatus          0,0820             8
Salvinia auriculata             0,0277             25
S. auriculata (PA-sed)          0,0102             68
S. auriculata (PA-sup)          0,0067            103
S. auriculata (PS-sed)          0,0027            256
S. auriculata (PS-sup)          0,0040            173
Salvinia molesta                0,0051            136
Salvinia cucullata              0,0033            210
Typha latifolia                 0,0039            177
Typha anguatifolia              0,0047            147
Typha angustifolia              0,0019            364
Typha latifolia                 0,0104             67
Typha glauca                    0,0012            577
Typha glauca                    0,0241             29
Juncus efusus                   0,0011            629

Especie                                Citacao

Eichhornia crassipes        Howard-Williams e Junk (1976)
Eichhornia crassipes            Gamage e Asaeda (2005)
Elodea canadensis               Hill e Webster (1982)
Lemna gibba                      Szabo et al. (2000)
Ludwigia leptocarpa                  Hill (1985)
Nelumbo lutea                        Hill (1985)
Potamogetum perfoliatus         Hill e Webster (1982)
Potamogeton pectinatus             Carpenter (1980)
Salvinia auriculata         Howard-Williams e Junk (1976)
S. auriculata (PA-sed)               Este estudo
S. auriculata (PA-sup)               Este estudo
S. auriculata (PS-sed)               Este estudo
S. auriculata (PS-sup)               Este estudo
Salvinia molesta                 Sharma e Goel (1986)
Salvinia cucullata               Sharma e Goel (1986)
Typha latifolia                      Boyd (1970)
Typha anguatifolia                   Hill (1985)
Typha angustifolia              Manson e Bryant (1975)
Typha latifolia              Webster e Simmons Jr. (1978)
Typha glauca                 Davis e Van der Valk (1978)
Typha glauca                     Nelson et al. (1990)
Juncus efusus                 Kuehn e Suberkropp (1998)
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Author:Silva, Deivid Sousa; da Cunha-Santino, Marcela Bianchessi; Marques, Elineide Eugenio
Publication:Acta Scientiarum. Biological Sciences (UEM)
Date:Jan 1, 2011
Words:5109
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