Neste estudo avaliámos os impactos do cloreto de cobre e do metalaxil-M, quando aplicados sozinhos e em misturas, na comunidade decompositora dos detritos foliares em microcosmos de rio. Para além disso, foi usado como referência o modelo de concentração adição (CA) para examinar as possíveis interacções entre os dois tóxicos.
Os resultados dos efeitos individuais dos tóxicos na decomposição foliar mostraram que o cobre exibiu uma maior toxicidade que o metalaxil-M, uma vez que o valor de EC50 do cobre (3,14
mg/L) foi inferior ao do fungicida (12,08 mg/L). Um estudo em microcosmos mostrou que o cobre (1,3 e 6,4 mg/L) afectou negativamente a decomposição microbiana da folhada e a taxa de esporulação dos fungos aquáticos, tanto em exposição isolada como em mistura com concentrações semelhantes de zinco (Duarte et al. 2008). Em experiências de mesocosmos ao ar livre a exposição a concentrações de 75 µg/L de cobre afectaram negativamente a taxa de decomposição da folhada mas os efeitos foram atribuídos a uma diminuição na abundância dos invertebrados trituradores dominantes (Roussel et al. 2008).
No caso do metalaxil-M, não encontrámos dados sobre o seu efeito na decomposição foliar por microrganismos aquáticos. No entanto, foram referidos efeitos negativos de alguns pesticidas nas taxas de decomposição de matéria orgânica em solos (ex. Moorman 1989). A aplicação de concentrações elevadas do fungicida Ridomil 72 plus, cujos compostos activos incluem o metalaxil e o cloreto de cobre, afectou negativamente a actividade de microrganismos de solo, o que pode levar a alterações na decomposição da folhada (Monkiédjé et al. 2000). No nosso estudo, ambos os compostos individualmente afectaram negativamente a taxa de esporulação dos fungos e exibiram uma toxicidade semelhante, como revelado pelos valores de EC50 (4,47 e 3,54 mg/L para o cobre e o metalaxil-M, respectivamente). A taxa de esporulação é,
por norma, muito sensível a diferentes agentes de stress (por exemplo, metais: Niyogi et al. 2002; Duarte et al. 2008). O metalaxil-M inibe a síntese do RNA e, consequentemente, a mitose celular (Fisher & Hayes 1982), o que pode explicar a alta toxicidade deste composto na reprodução assexuada dos fungos, onde o metalaxil-M apresentou um valor de EC50 inferior ao do
cobre.
Na gama de concentrações aplicadas no nosso estudo, o metalaxil-M não causou efeitos na biomassa dos fungos, avaliada pela quantificação do ergosterol presente na membrana celular. Este facto pode justificar-se com base em resultados anteriores que mostram que este fungicida não danifica a membrana dos fungos (Fisher & Hayes 1982). No nosso estudo, o
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cobre, por seu lado, afectou negativamente a produção de ergosterol. Alguns trabalhos apresentam resultados não concordantes, onde metais como o cobre não produziram o mesmo efeito. Num estudo em microcosmos, o zinco, em concentrações entre 0,03 e 9,8 mg/L, teve impactos negativos na decomposição foliar e na taxa de esporulação, mas estes efeitos não foram verificados na produção de biomassa fúngica (Duarte et al. 2004). Outro estudo revela que a exposição a concentrações até 75 µg/L de cobre não provoca efeitos significativos na produção de biomassa fúngica (Roussel et al. 2007). É de salientar que estas concentrações encontram-se abaixo do valor de LOEC (10 mg/L) estimado neste trabalho para o efeito do cobre na biomassa de fungos. No entanto, o cobre inibiu significativamente a produção de ergosterol por líquenes a concentrações superiores a 317 mg/L (Bačkor et al. 2006).
Neste trabalho, a diversidade dos fungos associados à folhada em decomposição foi afectada pela exposição ao cobre e ao metalaxil-M, tendo o número de espécies de hifomicetos aquáticos diminuído com o aumento da concentração dos tóxicos. Este efeito tem potenciais consequências para o processo de decomposição, uma vez que vários estudos indicam que a diversidade em fungos é importante para manter o processo de decomposição (Bärlocher & Corkum 2003; Pascoal & Cássio 2008; Pascoal et al. 2010), devido principalmente à complementaridade que as espécies de fungos podem apresentar. A análise da contribuição de cada espécie de fungos para o total de esporos produzidos pela comunidade indicou que as espécies dominantes foram: Articulospora tetracladia, Tetrachaetum elegans, Infundibura sp., e Dimorphospora foliicola, cuja presença em rios do norte de Portugal está bem documentada (Duarte et al. 2008; Pascoal et al. 2005b). Apesar destas espécies serem dominantes foram afectadas pela exposição aos tóxicos, pois o número de esporos produzidos por cada uma delas diminuiu com o aumento da concentração dos tóxicos, com excepção da espécie D. foliicola (resultados não mostrados). Esta espécie parece apresentar uma grande tolerância a agentes de stress, pois alguns estudos reportaram a sua dominância em rios eutrofizados (Duarte et al. 2008; Pascoal et al. 2005b). De um modo geral, os nossos resultados apontam para impactos negativos do cobre e do metalaxil-M sobre a comunidade de fungos responsáveis pela decomposição foliar, o que ao nível do ecossistema pode produzir efeitos indirectos nas cadeias alimentares detritívoras nos rios.
A experiência de consumo de folhada pelo macroinvertebrado detritívoro Allogamus sp. complementou o estudo ao nível da comunidade microbiana decompositora. O metalaxil-M não afectou o consumo de folhada pelos invertebrados trituradores, o que era expectável dado que
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este tóxico actua directamente sobre fungos e não sobre os macroinvertebrados. Por outro lado, o cloreto de cobre inibiu significativamente o consumo de folhada para concentrações iguais ou superiores a 10 mg/L. Alguns trabalhos apontam para efeitos negativos dos metais no comportamento alimentar dos macroinvertebrados. Num estudo in situ conduzido em rios poluídos com metais, provenientes de actividade mineira, verificou-se que o invertebrado Gammarus pulex diminui a sua actividade alimentar nesses rios (Maltby et al. 2002). Outro trabalho, mostrou que a biomassa de invertebrados trituradores estava negativamente correlacionada com o nível de zinco na água do rio (Carlisle & Clements 2005).
Os efeitos de misturas de cobre e metalaxil-M na decomposição foliar analisados pelo modelo CA, sugeriram uma interacção dependente da razão da dose. Para além disso, os tóxicos em mistura tiveram um efeito de antagonismo quando a concentração de metalaxil-M foi superior à de cobre na mistura. Por outro lado, quando a concentração de cobre era dominante na mistura, uma interacção de sinergismo explicou melhor o efeito das misturas na decomposição. Isto sugere que o cobre foi mais tóxico para os microrganismos decompositores da folhada do que o metalaxil-M na gama de concentrações testada. Quando analisámos o impacto das misturas de cobre e metalaxil-M na taxa de reprodução dos fungos verificámos que ocorreu um desvio dependente do nível da dose, o que aponta para uma interacção antagonística dos tóxicos quando se encontram na mistura em concentrações inferiores às de EC50. Contudo, este cenário altera-se quando as concentrações dos compostos na mistura são
superiores às do EC50, o que levou a que a interacção entre os dois tóxicos passasse a ser
sinergística. O padrão de desvio ao modelo CA estimado pelo MIXTOX (Jonker et al. 2005) para a biomassa dos fungos na folhada em decomposição apontou para um efeito de interacção entre o cobre e o metalaxil-M dependente do nível da dose. Verificou-se, ainda, que a interacção entre os dois tóxicos foi de sinergismo para concentrações na mistura acima do valor de EC50, e de
antagonismo quando as concentrações dos tóxicos na mistura se encontravam abaixo do valor de EC50. Quando ajustámos os dados do consumo de folhada pelos invertebrados ao modelo CA
verificámos que os efeitos eram dependentes da razão da dose: ocorreu sinergismo entre os tóxicos quando na mistura o cobre era o tóxico dominante, e antagonismo quando o fungicida era o tóxico dominante na mistura. Efeitos de sinergismo e de antagonismo têm sido encontrados entre o cobre e o metalaxil-M (Kungolos et al. 2009). A toxicidade das misturas na bioluminescência da bactéria Vibrio fischeri foi maior do que o esperado a partir da toxicidade individual do cobre e do metalaxil-M, logo a interacção entre os tóxicos era sinergística. Por outro
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lado, a toxicidade das misturas na imobilização de Daphnia magna foi menor do que a soma das toxicidades individuais dos compostos, sugerindo uma interacção antagonística entre o cobre e o metalaxil-M (Kungolos et al. 2009)
Segundo Spurgeon et al. (2010) as interacções entre tóxicos numa mistura são influenciadas por vários factores: 1) interacção com factores ambientais, que podem influenciar a exposição dos organismos aos químicos; 2) interacção no local de tomada dos tóxicos e/ou capacidade de eliminação dos tóxicos por parte dos organismos, o que está associado a processos toxicocinéticos (absorção, metabolismo e excreção); e 3) interacções que podem ocorrer no local alvo de acção do tóxico, onde um tóxico pode influenciar a capacidade de ligação de outro tóxico a um receptor.
Como este trabalho foi realizado em microcosmos, os factores ambientais não devem ter sido responsáveis pelas interacções verificadas entre o cobre e o metalaxil-M, sendo provavelmente as interacções ao nível da tomada do(s) tóxico(s) ou da sua ligação específica a nível celular que podem explicar os efeitos sinergísticos e antagonísticos observados. O cobre, tal como outros metais, pode comprometer a integridade e permeabilidade das membranas biológicas (Svendsen et al. 2004). Realmente, a exposição a cobre provocou uma perda severa da integridade da membrana plasmática em duas espécies de fungos aquáticos (Azevedo et al. 2007). Estes efeitos do cobre podem justificar o sinergismo observado entre os dois tóxicos quando as concentrações do metal são elevadas nas misturas, pois a entrada do metalaxil-M nas células dos fungos pode ser facilitada por essa acção do metal na integridade das membranas. O citocromo P450 (cyp) é uma família de proteínas presente nos organismos eucariotas e procariotas que intervém em vários processos de desintoxicação de químicos e na reparação de danos celulares induzidos pelos mesmos (Korsloot et al. 2004). Alguns trabalhos demonstraram que fungicidas, como o prochloraz, inibiam a acção do complexo cyp (Antignac et al. 1990), o que dificultava a desintoxicação e a biotransformação de outros fungicidas aplicados conjuntamente (Cedergreen et al. 2006). Estas observações sugerem outra via de interacção entre o cobre e o metalaxil-M, onde o fungicida pode inibir vias celulares responsáveis pela eliminação do metal.
Os nossos resultados sugerem que, de um modo geral, as concentrações de cobre e de metalaxil-M na mistura influenciaram os efeitos de interacção entre os tóxicos nos parâmetros estudados (sinergismo ou antagonismo). Além disso, no nosso trabalho, o cobre foi o tóxico determinante para a toxicidade da mistura pois os tratamentos com concentrações de cobre
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mais elevadas apresentavam efeitos mais negativos na decomposição foliar, na taxa de esporulação, na produção de biomassa fúngica e no consumo de folhada pelo invertebrado triturador. O metalaxil-M, embora não tenha afectado negativamente a produção de biomassa pelos fungos e o consumo de folhada pelos invertebrados, a sua presença nas misturas potenciou o efeito negativo do cobre.
Em suma, os resultados deste trabalho apontam para impactos do cobre e do metalaxil-M nas cadeias alimentares detritívoras em rios. Realmente, o cobre e o metalaxil-M, quando aplicados individualmente ou em mistura, afectaram negativamente o processo de decomposição foliar, a actividade e a diversidade da comunidade decompositora microbiana e o comportamento alimentar do invertebrado triturador Allogamus sp. Os efeitos de interacção entre o metal e o fungicida foram dependentes do nível da dose ou da proporção da dose na mistura. Observaram-se efeitos sinergísticos na biomassa e na reprodução dos fungos quando os tóxicos estavam presentes nas misturas em concentrações elevadas. Efeitos sinergísticos foram ainda observados na decomposição microbiana da folhada e no consumo de folha pelo invertebrado triturador quando o cobre era o tóxico dominante na mistura. O nosso estudo mostra a importância de analisar as interacções de sinergismo/antagonismo entre tóxicos para avaliar com maior fiabilidade o efeito que os agentes de stress podem causar nas comunidades de rio e nos processos ecológicos por elas conduzidos. De maneira a complementar este estudo seria interessante a realização de estudos in situ para verificar de que modo a variabilidade ambiental modela os efeitos de interacção dos tóxicos. Seria ainda importante esclarecer os mecanismos celulares subjacentes às interacções antagonísticas ou sinergísticas para melhor compreender os efeitos dos agentes de stress nas comunidades biológicas e nos processos do ecossistema.
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Bibliografia
Abelho, M. (2001) From Litterfall to Breakdown in Streams: A Review. The Scientific World, 1: 656-680.
Alan, J.D., Castillo, M.M. (2007) Stream ecology: structure and function of running waters. 2nd ed., Springer, Dordrecht, The Netherlands, 436 pp.
Andersen, M.E., Dennison, J.E. (2004) Mechanistic approaches for mixture risk assessments—present capabilities with simple mixtures and future directions.Environmental Toxicology and Pharmacology 16:1–11.
Antignac, E., Koch, B., Grolier, P., Cassand, P., Narbonne J.F. (1990) Prochloraz as a potent inhibitor of Benzo[a]pyrene metabolism and mutagenic activity in rat liver fractions. Toxicology Letters. 54:309–315.
Azevedo, M.M., Almeida, B., Ludovico, P., Cássio, F. (2009). Metal stress induces programmed cell death in aquatic fungi. Aquatic Toxicology 92: 264–270.
Azevedo, M.M., Carvalho, A., Pascoal, C., Rodrigues, F., Cássio, F. (2007) Responses of antioxidant defenses to Cu and Zn stress in two aquatic fungi. Science of the Total Environment 377: 233-243.
Bačkor, M., Pawlik-Skowrońska, B. et al. (2006) Response to copper stress in aposymbiotically grown lichen mycobiont Cladonia cristatella: uptake, viability, ergosterol and production of non-protein thiols. Mycological Research 110: 994-999.
Baldy, V., Chauvet, E., Charcosset, J. Y., Gessner, M.O. (2002) Microbial dynamics associated with leaves decomposing in the mainstem and floodplain pond of a large river. Aquatic Microbial Ecology 28:25-36.
Bärlocher, F. (1985) The role of fungi in the nutrition of stream invertebrates. Botanical Journal of the Linnean Society 91: 83-94.
Bärlocher, F., editor. (1992). The ecology of aquatic hyphomycetes. Springer-Verlag, Berlin, Germany.
Bärlocher, F. (1997) Pitfalls of traditional techniques when studying decomposition of vascular plant remains in aquatic habitats. Limnetica 13: 1-11.
Bärlocher, F., Corkum, M. (2003) Nutrient enrichment overwhelms diversity effects in leaf decomposition by stream fungi. Oikos 101: 247-252.
Baudoin, J.M., Guérold, F., Feltren, V., Chauvet, E., Wagner, P., Rousselle, P. (2007) Elevated aluminium concentration in acidified headwater streams lower aquatic hyphomycete diversity and impairs leaf-litter breakdown.
Microbial Ecology, 56: 260-269.
Battaglin, W., Sandstorm, M., et al. (2011) Occurrence of Azoxystrobin, Propiconazole, and selected other fungicides in US streams, 2005-2006. Water, Air, & Soil Pollution 218: 307-322.
33
Cardinale, B.J., Nelson, K., Palmer, M.A. (2000) Linking species diversity to the functioning ecosystems: on the importance of environmental context. Oikos 91:175-183.
Cardinale, B.J., Palmer, M.A., Collins S.L. (2002) Species diversity enhances ecosystem functioning through interspecific facilitation. Nature 415: 426-429.
Carlisle, D.M., Clements, W.H. (2005) Leaf litter breakdown, microbial respiration and shredder production in metal- polluted streams. Freshwater Biology 50 380-390.
Casas, J., Gessner, M.O. (1999) Leaf litter breakdown in a Mediterranean stream characterized by travertine precipitation. Freshwater Biology 41: 781-793.
Castillo, L. E., Martinez, E., Ruepert, C., Savage, C., Gilek, M., Pinnock, M., et al. (2006) Water quality and macroinvertebrate community response following pesticide applications in a banana plantation, Limon, Costa Rica.
The Science of the Total Environment 367: 418–432.
Cedergreen, N., Kamper, A., Streibig, J.C. (2008)Is prochloraz a potent synergist across aquatic species? A study on bacteria, daphnia, algae and higher plants. Aquatic Toxicology. 78:243–52.
Chamier, A. (1985) Cell wall degrading enzymes of aquatic hyphomycetes: a review. Botanical Journal of The Linnean Society 91: 67-81.
Chapin, III F.S., Zavaleta, E.S., Eviner, V.T., Naylor, R.L., Vitousek, P.M., Reynolds, H.L., Hooper, D.U., Lavorel, S., Sala, O.E., Hobbie, S.E., Mack, M.C., Díaz, S. (2000) Consequences of changing biodiversity. Nature 405:234-242. Cummins, K.W. (1974) Structure and function of stream ecosystems. BioScience 24: 61-64.
Cuppen, J.G.M., Van den Brink, P.J., et al. (2000) Impact of the fungicide carebnzadim in freshwater microcosm. I. Water quality, breakdown of particulate organic matter and responses of macroinvertebrates. Aquatic Toxicoloy 48: 233-250.
De Zwart, D., Posthuma, L. (2005) Complex mixture toxicity for single and multiple species: proposed methodologies. Environmental Toxicology and Chemistry 24: 2665–2676.
Doganlar, Z. (2012) Physiological and genetic responses to pesticide mixture treatment of Veronica beccabunga.
Water, Air, & Soil Pollution 223: 6201-6212.
Duarte, S., Pascoal, C., Cássio, F. (2004) Effects of zinc on leaf decomposition in streams: studies in microcosms.
Microbial Ecology 48: 366-374.
Duarte, S., Pascoal, C., et al. (2008). Copper and zinc mixtures induce shifts in microbial communities and reduce leaf litter decomposition in streams. Freshwater Biology 53: 91-101.
Duffy, J.E. (2009) Why biodiversity is important to the functioning of real-world ecosystems. Frontiers in Ecology and the Environment 7:437-444.
34
Ehrlich, P.R., Ehrlich, A.H. (1981) Extinction. The causes and consequences of the disappearance of species, Random House, New York.
Fernández-Gómez, M.J., Nogales,R., et al. (2011). Role of vermicompost chemical composition, microbial functional diversity, and fungal community structure in their microbial respiratory response to three pesticides. Bioresource Technology 102: 9638-9645.
Fisher, D.J., Hayes A.L. (1982) Mode of action of the fungicides furalaxyl, metalaxyl and ofurace. Pesticide Science
13:330-339.
Flemming, C.A., Trevors, J.T. (1989) Cooper toxicity and chemistry in the environment: a review. Water, Air, and Soil Pollution 44: 143-158.
Folt, C.L., Chen, C.Y., Moore, M.V., Burnaford J. (1999) Synergism and antagonism among multiple stressors.
Limnology and Oceanography 44: 864-877.
Franklin, N.M., Stauber, J., Lim, R.P., Petocz, P. (2002) Toxicity of metal mixtures to a tropical freshwater alga (Chlorella sp.): the effect of interactions between copper, cadmium, and zinc on metal cell binding and uptake.
Environmental Toxicology and Chemistry 21: 2412-2422.
Gessner, M.O. (2005) Ergosterol as a measure of fungal biomass. In: Graça MAS, Bärlocher F, Gessner MO (Eds)
Methods to study litter decomposition: a practical guide. Springer, Dordrecht, Netherlands, 189-196.
Gessner, M.O., Bärlocher, F., Chauvet, E. (2003)Qualitative and quantitative analyses of aquatic hyphomycetes in streams. Fungal Diversity Research Series 10:127-157.
Gessner, M.O., Chauvet, E., Dobson, M. (1999) A perspective on leaf litter breakdown in streams. Oikos 85: 377- 384.
Gessner, M.O., Gulis, V., Kuehn, K.A., Chauvet, E., Suberkropp, K. (2007) Fungal decomposers of plant litter in aquatic ecosystems. In Kubicek CP, Druzhinina IS (Eds) The Mycota: environmental and microbial relationships, Volume IV, 2nd ed, Springer, Berlin, pp 301-321.
Graça, M.A.S. (2001) The role of invertebrates on leaf litter decomposition in streams- a Review. International Review of Hydrobiology 86: 383-393.
Graça, M.A.S., Maltby, L., Calow, P. (1993)Importance of fungi in the diet of Gammarus pulex and Asellus aquaticus
I: feeding strategies. Oecologia 93:139-144.
Greco, W., Unkelbach, H.D., Pöch, G., Sühnel, J., Kundi, M., Bodeker, W. (1992) Consensus on concepts and terminology for combined-action assessment: the Saariselkä agreement. Archives of Complex Environmental Studies
35
Hayes, T.B., Case, P., Chui, S., Chung, D., Haeffele, C., Haston, K., et al. (2006) Pesticide mixtures, endocrine disruption, and amphibian declines: are we underestimating the impact? Environmental Health Perspectives 114 (S- 1): 40–50.
Hieber, M., Gessner M.O. (2002) Contribution of stream detrivores, fungi, and bacteria to leaf breakdown based on biomass estimates. Ecology 83:1026-1038.
Hooper, D.U., et al. (2005) Effects of biodiversity on ecosystem functioning: a consensus of current knowledge.
Ecological Monographs 75:3–35.
Jonker, M.J., Svendsen, C., et al. (2005) Significance testing of synergistic/antagonistic, dose level-dependent, or dose-ratio dependent effects in mixture dose-response analysis. Environmental Toxicology and Chemistry 24: 2701- 2713.
Jonker, M.J., Sweijen R.A.J.C., et al. (2004) Toxicity of simple mixtures to the nematode Caenorhabditis elegans in relation to soil sorption.Environmental Toxicology and Chemistry 23: 480-488.
Korsloot A., Van Gestel, C.A.M., Van Straalen, N.M. (2004) Environmental stress and cellular response in arthropods. London, UK: CRC Press.
Kungolos, A., Emmanouil, C., Tsiridis, V., Tsiropoulos, N. (2009) Evaluation of toxic effects of three agrochemicals and copper using a battery of microbiotests. Science of the Total Environment 407: 4610-4615.
Lawton, J.H. (1994) What do species do in ecosystems? Oikos 71: 367-374.
Legendre, P., and Legendre, L. (1998) Numerical Ecology. Developments in environmental modeling. 2nd edition.
Elsevier, Amsterdam, The Netherlands
Loewe, S., Muischnek, H. (1926) Effect of combinations: mathematical basis of problem. N-S Archives of Experimental Pathology and Pharmacology 114: 313–326
Loreau, M. (2010) Linking biodiversity and ecosystems: towards a unifying ecological theory. Philosophical Transactions of the Royal Society B 365: 49–60.
Loreau, M., Naeem, S. et al. (2001) Biodiversity and ecosystem functioning: current knowledge and future challenges. Science 294: 804–808.
Loureiro, S., Meyer, T.L., Ferreira, A.L.G., Amorim, M.J.B., Soares, A.M.V.M. (2012) Single and joint effects of perchlorates to Daphnia magna: additivity and interaction patterns. Fresenius Environmental Bulletin 21: 844-852. Maltby, L., Clayton, S.A., Wood, R.M., McLoughlin, N. (2002) Evaluation of the Gammarus pulexin situ feeding assay as a biomonitor of water quality: robustness, responsiveness, and relevance. Environmental Toxicology and Chemistry 21: 361-368.
36
Medeiros, A.O., Duarte, S., Pascoal, C., Cássio, F., Graça, M.A.S. (2010) Effects of Zn, Fe and Mn on leaf litter breakdown by aquatic fungi: a microcosm study. International Review of Hydrobiology 95:12-26
Mills, A.A.S., Platt, H.W., et al. (2004) Effects of salt compounds on mycelia growth, sporulation and spore germination of various potato pathogens. Postharvest Biology and Technology 34: 341-350.
Monkiédjé, A., Njiné, T., et al. (2000) Assessment of the acute toxic effects of the fungicide Ridomil plus 72 on aquatic organisms and soil micro-organisms. Environmental Toxicology 15: 65-70.
Moorman, T.B. (1989) A review of pesticide effects on microorganisms and microbial processes related to soil fertility. Journal of Production Agriculture 2:14-23.
Moreirinha, C., Duarte S., et al. (2010). Effects of cadmium and phenanthrene mixtures on aquatic fungi and microbially mediated leaf litter decomposition.Archives of Environmental Contamination and Toxicology 61: 211- 219.
Naeem, S., Loreau, M., Inchausti, P. (2002) Biodiversity and ecosystem functioning: the emergence of a synthetic ecological framework. In: Biodiversity and Ecosystem Functioning: Synthesis and Perspectives, Loreau M, Naeem S & Inchausti P (Eds), Oxford University Press, Oxford, 3-11.
Niyogi, D.K., Lewis Jr., W.M., McKnight, D.M. (2001) Litter breakdown in mountain streams affected by mine drainage: biotic mediation of abiotic controls. Ecological Applications 11:506-516
Niyogi, D.K., McKnight, D.M., Lewis Jr., W.M. (2002) Fungal communities and biomass in mountain streams affected by mine drainage. Archiv für Hydrobiologie 155: 255-271.
Norwood, W.P., Borgmann, U., Dixon, D.G., Wallace, A. (2003)Effects of metal mixtures on aquatic biota: a review of observations and methods. Human and Ecological Risk Assessment 9: 795-811.
Pascoal, C., Cássio, F. (2004) Contribution of fungi and bacteria to leaf litter decomposition in a polluted river.
Applied Environmental Microbiology 70: 5266-5273.
Pascoal, C., Cássio, F., Marcotegui, A., Sanz, B., Gomes, P. (2005a). Role of fungi, bacteria, and invertebrates in leaf litter breakdown in a polluted river. Journal of the North American Benthological Society 24: 784-797.
Pascoal, C., Cássio, F., Marvanová, L. (2005b) Anthropogenic stress may affect aquatic hyphomycete diversity more