A seca e o enriquecimento em nutrientes afetam mais a diversidade do que as funções das comunidades decompositoras nos rios

Universidade do Minho Escola de Ciências Eduardo Joaquim Marinho da Silva A seca e o enriquecimento em nutrientes afetam mais a diversidade do que as funções das comunidades decompositoras nos rios outubro de 2023 A seca e o enriquecimento em nutrientes afetam mais a diversidade do que as funções das comunidades decompositoras nos rios Eduardo Joaquim Marinho da Silva UMinho | 2023 Universidade do Minho Escola de Ciências outubro de 2023 Eduardo Joaquim Marinho da Silva A seca e o enriquecimento em nutrientes afetam mais a diversidade do que as funções das comunidades decompositoras nos rios Dissertação de Mestrado Biodiversidade, Ecologia e Alterações Globais Trabalho efetuado sob a orientação do(a) Dr. Isabel Rodrigues Fernandes Prof. Dr. Maria Cláudia Gonçalves Cunha Pascoal ii DIREITOS DE AUTOR E CONDIÇÕES DE UTILIZAÇÃO DO TRABALHO POR TERCEIROS Este é um trabalho académico que pode ser utilizado por terceiros desde que respeitadas as regras e boas práticas internacionalmente aceites, no que concerne aos direitos de autor e direitos conexos. Assim, o presente trabalho pode ser utilizado nos termos previstos na licença abaixo indicada. Caso o utilizador necessite de permissão para poder fazer um uso do trabalho em condições não previstas no licenciamento indicado, deverá contactar o autor, através do RepositóriUM da Universidade do Minho. Atribuição-NãoComercial-SemDerivações CC BY-NC-ND https://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/ iii Agradecimentos Quero dirigir algumas palavras a todos aqueles que direta e/ou indiretamente me ajudaram durante este período e contribuíram para a realização deste trabalho: À Profª Cláudia Pascoal por todo o conhecimento transmitido e apoio durante não só o mestrado, mas também desde que foi minha professora na licenciatura. Para a Isabel e a Diana Graça, sinto-me lisonjeado por ter trabalhado com ambas. Desde a minha primeira aparição no laboratório que ambas me acolheram, ajudaram e orientaram, sem dúvida que a vossa presença foi marcante. Não posso deixar de agradecer por todo o apoio e companheirismo que demonstraram nos inúmeros motivos construídos neste último ano, especialmente nos momentos mais difíceis. Não existem palavras suficientes para vos agradecer às duas. E que isto não seja uma despedida, mas sim um até já. Ao José Trabulo, José Pedro, Paulo, Francisco, Daniel e à Rita por todos os bons momentos no laboratório e por toda a ajuda e companheirismo! À Mónica e Edgar por todo o apoio que me deram, e ainda dão, para eu alcançar os meus objetivos. E por terem estado ao meu lado nos momentos mais difíceis. Não existem palavras suficientes para vos agradecer. Ao Christopher por toda ajuda, paciência e apoio nesta etapa da minha vida. E por teres estado ao meu lado nos momentos mais difíceis. Sem ti nada disto teria sido possível. Obrigado por não me deixares desistir! À minha Mãe e ao meu Pai por, até agora, não me deixarem desistir de perseguir os meus objetivos, por todo o apoio que me deram e por terem feito mais do que podiam, às vezes, para me darem a oportunidade de me formar! Um enorme obrigado! À minha irmã, que com certeza, é a minha melhor amiga e um enorme apoio em todas as minhas decisões! Obrigado por toda a paciência, que tiveste, e ajuda para concluir esta etapa. Este trabalho foi apoiado pelo Programa Operacional Competitividade e Internacionalização na vertente FEDER e pela Fundação para a Ciência e Tecnologia, I.P. (FCT, IP) na vertente OE no âmbito do projeto “STREAMECO – Biodiversidade e funcionamento dos ecossistemas sob alterações climáticas: do gene até ao rio” (PTDC/CTA-AMB/31245/2017).O estudo teve também o apoio de fundos nacionais da FCT, I.P. através do “Contrato-Programa” UIDB/04050/2020 com o Centro de Biologia Molecular e Ambiental (CBMA), e do projeto LA/P/0069/2020 concedido ao Laboratório Associado ARNET. iv DECLARAÇÃO DE INTEGRIDADE Declaro ter atuado com integridade na elaboração do presente trabalho académico e confirmo que não recorri à prática de plágio nem a qualquer forma de utilização indevida ou falsificação de informações ou resultados em nenhuma das etapas conducente à sua elaboração. Mais declaro que conheço e que respeitei o Código de Conduta Ética da Universidade do Minho. v A seca e o enriquecimento em nutrientes afetam mais a diversidade do que as funções das comunidades decompositoras nos rios Resumo Os cenários de alterações climáticas preveem um aumento da temperatura global e alterações nos regimes de precipitação, que podem intensificar os períodos de seca e as concentrações de nutrientes nas águas doces. Nos ribeiros, a decomposição da matéria orgânica é um processo chave ao nível do ecossistema onde os fungos aquáticos desempenham um papel fundamental. Neste trabalho, avaliamos os efeitos combinados da exposição ao aumento das concentrações de nutrientes (azoto - N e fósforo - P) e de condições de seca na decomposição de folhas e na diversidade e atividade das comunidades fúngicas associadas às folhas em decomposição em ribeiros. Folhas de amieiro ( Alnus glutinosa (L.) Gaertn) foram colonizadas por imersão 10 dias num ribeiro de referência e depois expostas em microcosmos durante 21 dias a um gradiente de nutrientes (5 níveis; de 0,1 mg L-1 N-NO3- + 0,0065 mg L-1 PPO43até 10 mg L-1 N-NO3- + 0,6452 mg L-1 P-PO43-) e dois regimes hidrológicos (permanente ou intermitente: 14 dias de seca seguidos de 7 dias de re-humedecimento). A decomposição da folhada não foi afetada pela exposição a nutrientes ou pela seca. A biomassa e a reprodução dos fungos foram estimuladas com níveis mais elevados de nutrientes, mas não foram afetadas pela seca. Os nutrientes tiveram um efeito positivo na riqueza em espécies de fungos aquáticos, no índice de diversidade de Shannon e na equitabilidade de Pielou, enquanto a seca teve um efeito negativo nestas métricas de diversidade. Além disso, a exposição ao aumento da concentração de nutrientes e à seca levou a mudanças na estrutura das comunidades de fungos. Articulospora tetracladia , Anguillospora filiformis e Flagellospora curvula foram as espécies dominantes, e A. tetracladia e A. filiformis foram favorecidas quando expostas à seca, enquanto F. curvula teve uma tendência oposta. No geral, a exposição ao aumento das concentrações de nutrientes e às condições de seca nos ribeiros parece ter impactos mais fortes na diversidade dos fungos e na estrutura da comunidade do que na atividade dos fungos e no funcionamento do ecossistema. Palavras-chave: fungos aquáticos, decomposição de folhada, mudanças climáticas, rios intermitentes, múltiplos agentes de stress vi Drying and nutrient enrichment affect more the diversity than the functions of decomposer communities in rivers Abstrat Climate change scenarios predict an increase in global temperature and changes in precipitation regimes, which could intensify dry periods and nutrient concentrations in fresh waters. In streams, the decomposition of organic matter is a key process at the ecosystem level where aquatic fungi play a fundamental role. In this work, we evaluated the combined effects of exposure to increased nutrient concentrations (nitrogen - N and phosphorus - P) and drying conditions on leaf decomposition and on the diversity and activity of fungal communities associated with decomposing leaves in streams. Alder leaves ( Alnus glutinosa (L.) Gaertn) were colonized by immersion for 10 days in a reference stream and then exposed in microcosms for 21 days to a nutrient gradient (5 levels; 0,1 mg L-1 N-NO3- + 0,0065 mg L-1 PPO43até 10 mg L-1 N-NO3- + 0,6452 mg L-1 P-PO43-) and two hydrological regimes (permanent or intermittent: 14 days of drying followed by 7 days of re-wetting). Litter decomposition was not affected by nutrient exposure or drying. Fungal biomass and reproduction were stimulated by higher nutrient levels but were not affected by drying. Nutrients had a positive effect on fungal taxa richness, Shannon diversity index, and Pielou evenness, whereas drying had a negative effect on these diversity metrics. Furthermore, exposure to increased nutrient concentrations and drying led to changes in the structure of fungal communities. Articulospora tetracladia , Anguillospora filiformis and Flagellospora curvula were the dominant species, and A. tetracladia and A. filiformis were favored when exposed to drying, while F. curvula had an opposite trend. Overall, exposure to increased nutrient concentrations and drying conditions in streams appears to have stronger impacts on fungal diversity and community structure than on fungal activity and ecosystem functioning. Keywords: aquatic fungi, leaf decomposition, climate change, intermittent rivers, multiple stressors vii Índice 1. Introdução ....................................................................................................................... 1 1.1. Alterações globais e a biodiversidade ......................................................................... 1 1.2. Decomposição da matéria orgânica em ecossistemas fluviais .................................... 3 1.3. Decomposição de folhada e enriquecimento em nutrientes ........................................ 6 1.4. Decomposição de folhada e seca............................................................................... 8 1.5. Múltiplos agentes de stress e decomposição de folhada: enriquecimento em nutrientes e seca .................................................................................................................... 11 1.6. Objetivo do trabalho ................................................................................................ 14 2. Métodos......................................................................................................................... 14 2.1. Desenho experimental ............................................................................................. 14 2.2. Local de amostragem para a colonização microbiana .............................................. 15 2.3. Microcosmos .......................................................................................................... 16 2.4. Biomassa fúngica .................................................................................................... 18 2.5. Taxa de reprodução e identificação dos fungos aquáticos ......................................... 18 2.6. Perda de massa foliar ............................................................................................. 19 2.7. Análise estatística .................................................................................................... 19 3. Resultados ..................................................................................................................... 20 3.1. Decomposição da folhada ....................................................................................... 20 3.2. Biomassa dos fungos aquáticos ............................................................................... 24 3.3. Taxa de reprodução dos fungos aquáticos ............................................................... 25 3.4. Diversidade dos fungos aquáticos ............................................................................ 26 4. Discussão ...................................................................................................................... 30 4.1. Efeito da seca e do enriquecimento em nutrientes nas funções ecológicas dos fungos aquáticos ................................................................................................................ 30 4.2. Efeito da seca e do enriquecimento em nutrientes na diversidade dos fungos aquáticos .............................................................................................................................. 33 4.3. Conclusões e perspetivas futuras............................................................................. 35 5. Referências .................................................................................................................... 36 Anexos ............................................................................................................................... 49 5 (Bärlocher & Kendrick, 1981; Gessner et al., 1999; Suberkropp, 1992), o que torna a folha uma fonte de alimento mais macia, mais nutritiva e mais palatável para os invertebrados trituradores (Bärlocher, 1985; Bärlocher & Kendrick, 1981; Gessner et al., 1999; Kaushik & Hynes, 1971; Suberkropp, 1992). Os nutrientes inorgânicos resultantes da sua atividade e libertados durante a decomposição de folhada (Gessner et al., 1999; Suberkropp & Klug, 1980), também são usados pelos organismos autotróficos para produção de matéria orgânica (Suberkropp, 1998). Os invertebrados trituradores também fazem parte dos organismos-chave no processo de decomposição da folhada nos ribeiros, sendo por vezes responsáveis por uma grande proporção da decomposição total da folhada submersa, podendo contribuir com 50-60% para a perda de massa total da folhada (Hieber & Gessner, 2002). Os invertebrados trituradores consomem diretamente as folhas produzindo, assim, elevadas quantidades de partículas finas de matéria orgânica finas como resultado da maceração da matéria vegetal e da sua defecação (Cummins & Klug, 1979; Graça, 2001). Esse tipo de partículas acaba por ser usada como fonte de alimento de outros invertebrados (Cummins & Klug, 1979), como já visto na decomposição feita pelas comunidades microbianas. A fragmentação física é, também, uma componente importante na decomposição da folhada, mas, por vezes, pode ser difícil separar os efeitos da fragmentação física da folhada dos da fragmentação mediada pelos invertebrados trituradores (Rader et al., 1994). A fragmentação física depende da resistência da folhada (devido a concentrações elevadas dos polímeros estáveis, como a lignina e a celulose), da velocidade da corrente e das interações fluxo-substrato (Fonseca et al., 2013; Hoover et al., 2006). O fluxo afeta a fragmentação física da folha, de uma forma idêntica à lixiviação, ao “varrer” da superfície da folhada pequenas partículas, matéria orgânica particulada fina, que são transportadas pela corrente por estarem em suspensão (Ferreira, Graca, et al., 2006; Heard et al., 1999). A velocidade da corrente também afeta este tipo de fragmentação física da folhada: quanto mais rápida for maior a turbulência, o que leva a um aumento da abrasão física e a um aumento da fragmentação da matéria orgânica em partículas mais finas. 6 1.3. Decomposição de folhada e enriquecimento em nutrientes O aumento rápido e exponencial da população humana (WWF, 2016), que assistimos atualmente, leva a que as atividades humanas se tornem o principal motor da mudança ambiental global (Rockström et al., 2009). Um dos impactos humanos mais difundido nos ecossistemas terrestres e aquáticos é o aumento da disponibilidade de nutrientes (Rockström et al., 2009), causado pelo aumento da agricultura e da urbanização (Azevedo et al., 2015; Smith et al., 1999). A intensificação da agricultura com a utilização intensiva de fertilizantes para o rápido crescimento e obtenção de alimentos, de forma a colmatar as necessidades alimentares da crescente população humana (Galloway & Cowling, 2002; WWF, 2016, 2018), leva a que ocorra um maior escoamento de agroquímicos para os cursos de água. Existe também evidência de que a deposição de azoto atmosférico, proveniente da combustão de combustíveis fósseis, contribui significativamente para o enriquecimento dos ecossistemas com nutrientes (Holland et al., 2005; Liu et al., 2013; Meunier et al., 2016; Zhang et al., 2012). Os ribeiros podem originalmente, ou por alteração humana, diferir em várias condições ambientais ou na disponibilidade de alguns recursos, que influenciam a estrutura e atividade das comunidades de microrganismos (Duarte et al., 2015; Duarte et al., 2009; Pascoal & Cássio, 2004; Pascoal et al., 2005; Piggott, Niyogi, et al., 2015; Widder et al., 2014). Contudo, a eutrofização causada por distúrbios antropogénicos pode alterar a abundância relativa de espécies, afetando a estrutura da comunidade e/ou o funcionamento do ecossistema (Maltby, 1992; Webster & Benfield, 1986). Essas alterações podem ocorrer diretamente, pelo aumento das concentrações de nutrientes (como azoto e fósforo) inorgânicos, ou indiretamente, pela depleção de oxigénio dissolvido (Gulis & Suberkropp, 2003c; Pascoal & Cássio, 2004). As comunidades microbianas são os principais impulsionadores dos ciclos biogeoquímicos dos rios e ribeiros de baixa ordem, desempenhando, assim, um papel crucial nos processos do ecossistema, como a decomposição da matéria orgânica e a reciclagem de nutrientes (Bruder et al., 2016; Kuehn, 2016; Manning et al., 2018). O aumento da disponibilidade em nutrientes (azoto e/ou fósforo) nos ribeiros tem vindo ser considerado um importante regulador da decomposição de folhada, pois resulta no aumento das taxas de decomposição (Elwood et al., 1981; Gulis & Suberkropp, 2003a; Meyer & Johnson, 1983; Pascoal et al., 2003) conduzidas pelas comunidades microbianas, que acabam por ser estimuladas por esse aumento nutricional 7 (Benfield et al., 2001; Gulis & Suberkropp, 2003a; Meyer & Johnson, 1983; Pascoal et al., 2001).A esporulação e a biomassa produzida pelos fungos associados às folhas em decomposição foram estimuladas pelo aumento da concentração de nutrientes, tanto em rios como em microcosmos (Sridhar & Bärlocher, 2000; Suberkropp, 1998). No entanto, alguns estudos não observaram quaisquer efeitos do enriquecimento em nutrientes no processo de decomposição da folhada (Abelho & Graça, 2006; Baldy et al., 2007; Chadwick & Huryn, 2003), ou observaram efeitos negativos quando as concentrações dos mesmos são muito elevadas (Pascoal & Cássio, 2004; Pereira et al., 2016; Woodward et al., 2012). A atividade decompositora pode, no entanto, ser ainda elevada em condições eutróficas (Arroita et al., 2019). O aumento dos nutrientes pode aliviar a limitação por recursos, quando a concentração de nutrientes é baixa, mas pode exercer efeito inibidor da atividade decompositora quando a concentração de nutrientes é muito elevada. Num estudo de síntese foram encontradas respostas das taxas de decomposição ao enriquecimento de nutrientes nos ribeiros, sendo estas estimuladas em cerca de 50% (Ferreira, Castagneyrol, et al., 2015). Numa meta-análise centrada nas taxas de decomposição causadas pelas comunidades microbianas, a eutrofização não afetou a taxa de decomposição microbiana, a produção máxima de esporos e de biomassa de fungos de uma forma clara, dado que tanto efeitos positivos como negativos têm sido reportados na literatura (Lecerf & Chauvet, 2008). No entanto, a riqueza de espécies de fungos está consistentemente reduzida em rios eutrofizados (Lecerf & Chauvet, 2008). Os invertebrados decompositores, em geral, diminuem a sua diversidade, mas aumentam a sua abundância em resposta ao enriquecimento de nutrientes (Beaumelle et al., 2020). Enquanto as comunidades microbianas decompositoras apresentam magnitudes mais baixas de efeitos do enriquecimento de nutrientes na sua diversidade e abundância, comparativamente aos invertebrados (Beaumelle et al., 2020). Assim sendo, o enriquecimento de nutrientes provoca uma variedade de efeitos na decomposição, que variam de efeitos positivos a efeitos negativos, que dependem do grupo taxonómico que estamos a analisar e da intensidade desse enriquecimento (Beaumelle et al., 2020). 8 1.4. Decomposição de folhada e seca Os regimes hidrológicos dos ribeiros e rios estão a mudar em todo o mundo, principalmente nas regiões temperadas em que é previsto a intensificação das secas devido às alterações climáticas (por exemplo, o aumento da temperatura do ar, a redução da precipitação) (Beniston et al., 2007) e pelo aumento rápido da procura de água doce para os mais diversos usos humanos (por exemplo, irrigação, água potável) (Andersen et al., 2006; Meyer et al., 1999). Tendo em conta todos cenários de alterações climáticas para a Europa do Instituto Meteorológico e Hidrológico da Suécia (SMHI) com projeções até 2080, prevê-se um aumento acentuado de mudanças de um regime hidrológico perene para regime hidrológico intermitente em muitos cursos de água das bacias hidrográficas na região do Mediterrâneo (RCP 8.5) (Acuña et al., 2014). O crescimento e desenvolvimento das comunidades microbianas nos ecossistemas de água doce são bastante sensíveis a mudanças das condições ambientais. Embora as condições físicoquímicas também variem sazonalmente nos IRES, nestes as flutuações são mais extremas e imprevisíveis comparativamente aos sistemas perenes (Gasith & Resh, 1999; von Schiller et al., 2017). No entanto, as variações hidrológicas tanto podem proporcionar condições benéficas para o crescimento e desenvolvimento comunidades microbianas decompositoras, como podem levar a condições físico-químicas extremas em que se torna impossível desenvolver ou até mesmo sobreviver. Nos ribeiros, a seca resulta numa diminuição do caudal, reduzindo assim a disponibilidade e as conexões longitudinais de habitat (Larned et al., 2010). Este processo de contração do caudal depende dos regimes hidrológicos (Humphries & Baldwin, 2003) das bacias hidrológicas a que estes ribeiros pertencem. Com a perda gradual de água superficial vão se formando poças. Nessas poças ocorrem a diminuição de oxigénio dissolvido e o aumento da temperatura e da condutividade, que afetam coletivamente as características da matéria orgânica dissolvida e levam a mudanças na estrutura e função das comunidades microbianas. No entanto, a diminuição do oxigénio dissolvido e do pH podem ser resultado da respiração estimulada pelas altas temperaturas em poças com grande acumulação de matéria orgânica particulada. O rehumedecimento e a retomada do fluxo de água levam a mudanças drásticas nas condições ambientais, as quais podem afetar as comunidades microbianas de forma negativa (por 9 exemplo, aumento da abrasão física) ou de forma positiva (por exemplo, aumento da matéria orgânica dissolvida disponível). Nos IRES, as comunidades fúngicas estão potencialmente expostas a variações sazonais extremas, principalmente associadas à fase de seca do rio. As comunidades fúngicas associadas à folhada são fortemente afetadas pela dessecação, durante a fase de seca (Bruder et al., 2011). Antes das comunidades fúngicas associadas à folhada serem expostas a fase de seca total, estas são frequentemente expostas a um aumento da temperatura nas poças, que vão ficando cada vez menores, o que por um lado pode estimular o desenvolvimento dos fungos e por outro favorecer as espécies fúngicas mais adaptadas as essas condições (Canhoto et al., 2016). No entanto, durante a fase de seca, ocorre uma desaceleração das atividades das comunidades microbianas (como a produção de biomassa fúngica, a taxa de esporulação e a respiração microbiana) e a inibição da decomposição da folhada por essas comunidades (Mora-Gómez et al., 2015; Schlief & Mutz, 2007). Nas poças, a atividade microbiana é inibida pelo baixo teor de oxigénio e pela acumulação de compostos fenólicos da lixiviação da folhada (Medeiros et al., 2009; Schlief & Mutz, 2007). Mora-Gómez et al. (2016) observaram que as condições de seca num IRES durante o verão inibiram as atividades enzimáticas e modificaram a estrutura da comunidade fúngica, sugerindo uma ligação entre a estrutura e a função destes decompositores fúngicos. No entanto, a maioria das espécies de hifomicetos aquáticos exibem uma ampla gama de capacidades enzimáticas e, portanto, há redundância entre espécies em comunidades fúngicas associadas à folhada. Numa experiência de microcosmo, Gonçalves et al. (2016) constataram que uma maior riqueza fúngica estava relacionada com uma decomposição de folhada mais elevada, e essa relação foi mantida após a fase de seca. Com o re-humedecimento, as funções das comunidades microbianas são rapidamente retomadas. Com o aumento da disponibilidade de matéria orgânica dissolvida na água, proporcionada pelo re-humedecimento, as atividades enzimáticas recuperam rapidamente (Pohlon et al., 2013; Zoppini & Marxsen, 2010) e o ocorre o potenciamento do uso de polissacarídeos (Romani et al., 2006; Ylla et al., 2010). Contudo os fungos podem ter desenvolvido estratégias para proteger os seus micélios e propágulos da dessecação completa, por exemplo, criação de refúgios húmidos. Os locais mais importantes que oferecem refúgio às comunidades microbianas são a zona hiporreica e os aglomerados de folhada (Febria et al., 2012; Ylla et al., 2010), pois ambos os locais retêm água. 10 A zona hiporreica é um refúgio para os esporos dos hifomicetos aquáticos quando ocorre o cessamento de água superficial, no entanto, as condições não são as ideais para o desenvolvimento dos fungos, pelo que nesses locais a diversidade e biomassa de fungos tende a ser mais baixa comparativamente com os refúgios bentónicos provavelmente devido ao facto do oxigénio ser um fator limitante (Bärlocher et al., 2006; Cornut et al., 2010; Sudheep & Sridhar, 2012). Este tipo de refúgio acaba por criar diferenças nas comunidades fúngicas, uma vez que espécies com esporos filiformes são capazes de se dispersar em águas intersticiais (por exemplo, A. filiformis ), enquanto as espécies com esporos compactos (por exemplo, C. longibrachiata ) ou ramificados ou tetrarradiados (por exemplo, T. elegans ) não o conseguem fazer (Cornut et al., 2014). A baixa diversidade e biomassa de fungos nesses refúgios coincidem com a diminuição das taxas de decomposição da folhada nesses locais, como consequência da diminuição das concentrações de oxigénio dissolvido, embora alguns hifomicetos aquáticos apresentem adaptações a esse tipo de stress (Field & Webster, 1983; Medeiros et al., 2009). Os aglomerados de folhas também servem como refúgio para as comunidades microbianas, especialmente para os fungos aquáticos. Os micélios incorporados na matriz foliar do interior desses aglomerados expostos ao ar durante o leito seco do rio, podem sobreviver durante mais tempo devido à capacidade desses aglomerados de folhas reterem água. Maamri et al. (2001; 1998) relataram que fungos aquáticos associados a folhas em IRES mediterrânicos podem sobreviver a ciclos de secagem e re-humedecimento, com fases de secagem durando vários meses. Além disso, as películas de água nas superfícies das folhas podem transportar esporos, contribuindo para a disseminação de fungos pelas mesmas (Chauvet et al., 2016). A comparação da constituição das comunidades fúngicas existentes nos IRES com as comunidades dos rios perenes raramente foi feita, embora seja esperado que as comunidades dos IRES tenham desenvolvido características de adaptação a essas condições ambientais. Maamri et al. (2001) encontraram uma maior riqueza em espécies de fungos (com base na análise da morfologia dos esporos produzidos) num ribeiro perene do que num IRES, em Marrocos. No entanto, houve espécies de fungos que dominaram a esporulação de forma semelhante em ambos os sistemas. Por outro lado, Foulquier et al. (2015) não encontraram diferenças na composição da comunidade fúngica e na resposta à frequência de emersão entre uma secção intermitente e uma secção perene num rio francês, utilizando técnicas moleculares. No caso desse estudo, o seu resultado pode ter sido afetado pelo facto da sua avaliação ser em 11 dois trechos próximos no mesmo IRES, em que pode ter havido conectividade durante uma fase chuvosa. Em ribeiros de zonas temperadas, as comunidades biológicas existentes não estão evolutivamente adaptadas à seca, o que pode levar a que a integridade ecológica destes ribeiros fique ameaçada (Dieter et al., 2013; Schlief & Mutz, 2011). A complexa dinâmica hidrológica, típica de ribeiros intermitentes, estrutura as comunidades biológicas e os processos dos ecossistemas ribeirinhos (Abril et al., 2016; Datry et al., 2011; Ylla et al., 2010). Contudo, ainda pouco se sabe sobre as respostas biológicas que ocorrem quando um ribeiro permanente se torna intermitente devido ao aumento da escassez de água. 1.5. Múltiplos agentes de stress e decomposição de folhada: enriquecimento em nutrientes e seca Os ecossistemas de água doce estão expostos a vários tipos de pressões antropogénicas (Birk et al., 2020; Reid et al., 2019) e a mudanças nos agentes de stress naturais (Canedo-Arguelles et al., 2014; Doll & Mueller Schmied, 2012). Um dos maiores desafios no estudo dos efeitos de um agente de stress é que o termo stress é um meta-conceito bastante difícil de definir de uma forma genérica porque um conjunto de condições que é prejudicial para uma espécie pode ser benéfico para uma outra (Loreau, 2010). Assim sendo, as mudanças climáticas podem afetar de forma direta um ecossistema, uma vez que o fator de stress inevitavelmente leva a uma correlação entre as competências funcionais e as competências competitivas, fazendo com que espécies mais tolerantes substituam espécies mais sensíveis à medida que a intensidade do stress aumenta (Baert et al., 2016). Um ecossistema entrará em colapso quando um fator de stress é suficientemente alto para inibir o crescimento de todas as espécies (Baert et al., 2018). Os efeitos de múltiplos agentes de stress podem variar desde a dominância individual do agente de stress até a situações mais complexas em que dois ou mais agentes de stress têm de ser considerados simultaneamente (Cote et al., 2016; Crain et al., 2008; Feld et al., 2016; Piggott, Townsend, et al., 2015). Em casos em que o efeito combinado de dois ou mais agentes de stress é igual à soma dos efeitos individuais, temos um efeito aditivo (ou não interativo). Mas, podem existir efeitos combinados de interação que podem ser de antagonismo, quando o efeito 12 é menor do que o esperado a partir da análise dos efeitos individuais, ou de sinergismo, quando o efeito combinado é superior ao esperado a partir dos efeitos individuais. Pelo que, analisar os efeitos de cada agente de stress de forma individual pode não ser realista (Kath et al., 2018). Na última década tem havido um aumento no interesse em se explorar os efeitos conjuntos de alguns agentes de stress nos ecossistemas de água doce (Cote et al., 2016; Noges et al., 2016). Por exemplo, Birk et al. (2020) sugerem, com base num estudo pan-europeu, que o excesso de nutrientes exerce um efeito dominante nos lagos, anulando o efeito de um segundo agente de stress. Durante a fase de contração hidrológica dos IRES, as fontes de nutrientes e de matéria orgânica ganham bastante relevância em relação às fontes terrestres, sendo que esta fase hidrológica exerce uma elevada influência na dinâmica de nutrientes e de matéria orgânica (Bernal et al., 2013). Durante a fase de contração hidrológica, ocorrem alterações nas concentrações de nutrientes das águas superficiais (von Schiller et al., 2017). As concentrações de alguns nutrientes presentes nas águas superficiais, que resultam da fase de contração hidrológica, podem diminuir ou aumentar, enquanto outros nutrientes podem não apresentar alterações significativas (von Schiller et al., 2017). No caso do azoto pode haver a diminuição concentração de nitratos derivada do aumento da desnitrificação, enquanto as outras formas, como por exemplo, a amónia e o azoto orgânico dissolvido, tendem a permanecer estáveis (Dahm et al., 1998; Stanley & Boulton, 1995; von Schiller et al., 2011). No entanto, para o fósforo temos resultados muito contraditórios dado que em alguns estudos foi observada a diminuição da concentração de fósforo dissolvido ao longo do tempo (Finn et al., 2009), enquanto noutros foram observados aumentos (von Schiller et al., 2011) durante a fase de contração hidrológica. Como consequência de uma contração hidrológica severa, ocorre uma fase hidrológica denominada de “fragmentação” que consiste no aparecimento de poças de água derivadas da descontinuidade hidrológica. Nessas poças isoladas, acontece uma panóplia de eventos, entre elas, a criação de ambientes anaeróbicos e tóxicos. Esses ambientes são o resultado da acumulação de matéria orgânica, do aumento da respiração e dos seus subprodutos, do aumento da evaporação da água e a inexistente renovação de água (que proporcionam a acumulação/concentração dos nutrientes dissolvidos na água e resultares das atividades dos microrganismos que estão presentes) (Acuña et al., 2005; Boulton & Lake, 1990; Lillebo et al., 2007; von Schiller et al., 2011). Como os processos anaeróbicos são dominantes ocorrem, 13 como resultado dos mesmos, mudanças substanciais nas concentrações, bem como nas formas dos nutrientes e da matéria orgânica dissolvida (von Schiller et al., 2017). Existe já um grande conjunto de estudos que nos mostra que o enriquecimento em nutrientes ou a exposição a situações de seca afeta o processo de decomposição de folhada nos ribeiros e as comunidades de fungos aquáticos associadas (Gonçalves et al., 2016; Gulis & Suberkropp, 2003a; Medeiros et al., 2009; Mora-Gómez et al., 2015; Pascoal et al., 2001; Suberkropp, 1998). De modo geral, o enriquecimento em nutrientes proporciona a estimulação das atividades das comunidades microbianas (Gulis & Suberkropp, 2003a; Pascoal et al., 2001; Suberkropp, 1998) e a seca leva à inibição dessas atividades (Gonçalves et al., 2016; Medeiros et al., 2009; Mora-Gómez et al., 2015). No entanto, ainda não é muito claro o efeito combinado de ambos os agentes de stress nas comunidades microbianas. Duarte et al. (2017) avaliaram os efeitos da emersão na decomposição de folhas de choupo preto e nas comunidades microbianas associadas, em dois ribeiros com características distintas, incluindo o nível de nutrientes. A emersão das folhas inibiu o desempenho das comunidades microbianas e retardou a decomposição das folhas, tendo sido encontrados esses efeitos negativos em ambos os ribeiros (Duarte et al., 2017). A taxa de decomposição das folhas e as atividades das comunidades microbianas (por exemplo, a produção de biomassa fúngica) foram mais reduzidas no ribeiro mais eutrófico, ou seja, com maior concentração de nutrientes (Duarte et al., 2017). A resposta das comunidades fúngicas à emersão foi diferentes em ambos os ribeiros: a produção de biomassa fúngica e a produção de enzimas extracelulares sofreram maior inibição no ribeiro mais oligotrófico, enquanto a produção de conídios foi mais sensível a esse agente de stress no ribeiro eutrófico (Duarte et al., 2017). Portanto, as comunidades decompositoras apresentam diferentes respostas quando expostas a múltiplos agentes de stress, podendo prosperar sob um excesso de nutrientes mostrando-se mais tolerantes à emersão, devido a potenciais compromissos entre as capacidades competitivas e a resistência a esse agente de stress (Duarte et al., 2017). As elevadas concentrações de nutrientes dissolvidos permitiram que as comunidades microbianas respondessem mais rapidamente e fossem menos sensíveis ao aumento da procura energética durante o stress proporcionado pela seca (Duarte et al., 2017). Em suma, sabe-se que até um certo nível os nutrientes estimulam a atividade das comunidades microbianas e que a seca geralmente as inibe. Contudo, a informação sobre como as 14 comunidades microbianas reagem quando expostas a situações de seca e de aumento dos nutrientes em simultâneo ainda é bastante escassa, pelo que é necessário estudar os seus potenciais impactos nas comunidades de fungos aquáticos e na sua atividade. 1.6. Objetivo do trabalho Neste estudo, pretendemos avaliar a resposta das comunidades de fungos aquáticos à seca e a um gradiente de nutrientes e as consequências para o funcionamento dos ecossistemas de água doce. Iremos utilizar a decomposição de matéria orgânica em ribeiros como um sistema modelo para este estudo, avaliando o impacto dos agentes de stress acima descritos (isoladamente ou em conjunto) na taxa de decomposição de folhada, na produção de biomassa de fungos, na taxa de reprodução e na diversidade de fungos aquáticos. Para isso, utilizámos comunidades microbianas naturais, obtidas através da imersão de folhas de amieiro ( Alnus glutinosa (L.) Gaertn.) durante 10 dias num rio de referência. Estas comunidades foram subsequentemente expostas, em laboratório, a condições manipuladas de enriquecimento de nutrientes e de emersão durante 21 dias. Colocamos as hipóteses de que (i) a atividade e a diversidade da comunidade de fungos irá aumentar com o aumento da concentração dos nutrientes e ser reduzida quando exposta a um período de seca; e (ii) os efeitos dos agentes de stress serão equivalentes na atividade (decomposição, biomassa e reprodução) e na diversidade dos fungos aquáticos. 2. Métodos 2.1. Desenho experimental Para testar o efeito da concentração de nutrientes e da seca nas comunidades microbianas decompositoras da folhada, utilizámos comunidades naturais obtidas por imersão de folhada de amieiro ( Alnus glutinosa (L.) Gaertn.) durante 10 dias num rio de referência. Estas comunidades foram subsequentemente expostas, em microcosmos, a tratamentos de nutrientes e de seca. 21 Figura 3. Perda de massa das folhas de amieiro expostas a um gradiente de nutrientes (N1: 0,1 mg L-1 N - NO3e 0,0065 mg L-1 P - PO43-; N2: 0,25 mg L-1 N - NO3e 0,0161 mg L-1 P - PO43-; N3: 0,5 mg L-1 N - NO3e 0,0323 mg L-1 P - PO43-; N4: 1 mg L-1 N - NO3e 0,0645 mg L-1 P - PO43e N5: 10 mg L-1 N - NO3e 0,6452 mg L-1 P - PO43-) e a dois regimes hidrológicos (Permanente - P e Intermitente - I). 22 Tabela 1. Two-way ANOVA’s sobre o efeito da hidrologia e do gradiente de nutrientes na perda de massa foliar, na biomassa fúngica, na taxa de esporulação, na riqueza e nos dois índices de biodiversidade (índice de Shannon e equabilidade de Pielou). Parâmetro Efeito df SS MS F P Perda de massa foliar Hidrologia 1 71,4 71,37 3,582 0,073 Nutrientes 4 69,3 17,34 0,870 0,499 Nutrientes x Hidrologia 4 99,2 24,81 1,245 0,324 Residuais 20 398,5 19,92 Biomassa fúngica Hidrologia 1 0,0000027 2,650e-6 0,067 0,799 Nutrientes 4 0,0010507 2,627e-4 6,615 0,002 Nutrientes x Hidrologia 4 0,0000536 1,335e-5 0,336 0,850 Residuais 20 0,0007942 3,971e-5 Taxa de esporulação Hidrologia 1 0,174 0,1741 2,172 0,156 Nutrientes 4 6,147 1,5366 19,165 1,28e-6 Nutrientes x Hidrologia 4 0,569 0,1422 1,773 0,174 Residuais 20 1,604 0,0802 23 Tabela 1. Two-way ANOVA’s sobre o efeito da hidrologia e do gradiente de nutrientes na perda de massa foliar, na biomassa fúngica, na taxa de esporulação, na riqueza e nos dois índices de biodiversidade (índice de Shannon e equabilidade de Pielou). (continuação) Riqueza de espécies Hidrologia 1 10,80 10,800 4,696 0,043 Nutrientes 4 50,53 12,633 5,493 0,004 Nutrientes x Hidrologia 4 12,53 3,133 1,362 0,282 Residuais 20 46,00 2,300 Índice de Shannon (H’) Hidrologia 1 0,3387 0,3387 16,070 689x10-6 Nutrientes 4 1,1782 0,2946 13,977 1,35e-5 Nutrientes x Hidrologia 4 0,2263 0,0566 2,685 0,061 Residuais 20 0,4215 0,0211 Equabilidade de Pielou (J’) Hidrologia 1 0,02521 0,025213 8,355 0,009 Nutrientes 4 0,10815 0,027037 80960 258x10-6 Nutrientes x Hidrologia 4 0,04231 0,010577 3,505 0,025 Residuais 20 0,06035 0,003018 Graus de liberdade (df), soma dos quadrados (SS), média dos quadrados (MS), valor de F (F), probabilidade de aceitação da hipótese nula (P). 24 3.2. Biomassa dos fungos aquáticos A biomassa dos fungos associada à folhada em decomposição foi afetada significativamente pelo gradiente de concentrações de nutrientes (two-way ANOVA, P < 0,05; Tabela 1). Contudo, a biomassa fúngica não foi afetada de forma significativa pelo tipo de hidrologia ou pela interação entre o tipo de hidrologia e o gradiente de concentrações de nutrientes (two-way ANOVA, P > 0,05; Tabela 1). De modo geral, houve uma resposta positiva da biomassa fúngica ao aumento da concentração de nutrientes, independentemente, do tipo de hidrologia (Figura 4). A biomassa fúngica variou entre os 95,18 e 174,91 µg ergosterol g-1 folha seca no tratamento permanente, e entre os 96,64 e 177,92 µg ergosterol g-1 folha seca no tratamento intermitente. A biomassa foi menor para a concentração mais baixa de nutrientes (N1), tendo aumentado gradualmente com o aumento das concentrações de nutrientes. Apenas entre as concentrações N1 e N5 a biomassa fúngica foi significativamente diferente (teste de Tukey, P < 0,05). Figura 4. Taxa de produção de biomassa fúngica na decomposição em folhas de amieiro expostas a um gradiente de nutrientes (N1: 0,1 mg L-1 N - NO3e 0,0065 mg L-1 P - PO43-; N2: 0,25 mg L-1 N - NO3e 0,0161 mg L-1 P - PO43-; N3: 0,5 mg L-1 N - NO3e 0,0323 mg L-1 P - PO43-; N4: 1 mg L-1 N - NO3e 0,0645 mg L-1 P - PO43e N5: 10 mg L-1 N - NO3e 0,6452 mg L-1 P - PO43-) e a dois regimes hidrológicos (Permanente - P e Intermitente - I). 25 3.3. Taxa de reprodução dos fungos aquáticos A taxa de esporulação dos fungos aquáticos foi afetada significativamente pelo gradiente de concentrações de nutrientes (two-way ANOVA, P < 0,05; Tabela 1), mas não pelo tipo de hidrologia nem pela interação entre o tipo de hidrologia e o gradiente de concentrações de nutrientes (two-way ANOVA, P > 0,05; Tabela 1). De modo geral, observou-se uma resposta positiva da taxa de esporulação dos fungos aquáticos ao longo do gradiente de concentração de nutrientes, independentemente, do tipo de hidrologia (Figura 5). A taxa de reprodução variou entre os 693,89 e 4076,13 esporos mg-1 folha seca d-1 no tratamento permanente, e entre os 353,56 e 3358,67 esporos mg-1 folha seca d-1 no tratamento intermitente. A taxa de esporulação foi menor para baixas concentrações de nutrientes (N1 - N2), tendo aumentado nas concentrações intermédias de nutrientes (N3 - N4) e foi significativamente mais alta na concentração mais elevada de nutrientes (N5) (teste de Tukey, P < 0,05). Figura 5. Taxa de esporulação na decomposição em folhas de amieiro expostas a um gradiente de nutrientes (N1: 0,1 mg L-1 N - NO3e 0,0065 mg L-1 P - PO43-; N2: 0,25 mg L-1 N - NO3e 0,0161 mg L-1 P - PO43-; N3: 0,5 mg L-1 N - NO3e 0,0323 mg L-1 P - PO43-; N4: 1 mg L-1 N - NO3e 0,0645 mg L-1 P - PO43e N5: 10 mg L-1 N - NO3e 0,6452 mg L-1 P - PO43-) e a dois regimes hidrológicos (Permanente - P e Intermitente - I). 26 3.4. Diversidade dos fungos aquáticos A riqueza em taxa de hifomicetos aquáticos foi significativamente afetada pelo gradiente de concentrações de nutrientes (two-way ANOVA, P < 0,01; Tabela 1) e pelo tipo de hidrologia (twoway ANOVA, P < 0,05; Tabela 1), mas não foi afetada pela interação de ambos os fatores (twoway ANOVA, P > 0,05; Tabela 1). A riqueza foi menor para baixas concentrações de nutrientes (N1), tendo aumentado gradualmente com o aumento da concentração de nutrientes. Apenas entre as concentrações N1 e N5 a riqueza foi significativamente diferente (teste de Tukey, P < 0,05). A riqueza em espécies variou entre 12 e 15, no tratamento permanente, e variou entre 10 e 15, no tratamento intermitente. Em média, a riqueza foi menor nos tratamentos intermitentes do que nos permanentes (Figura 6). Figura 6. Riqueza de espécies (A), Índice de Shannon (B) e Equabilidade de Pielou (C) das comunidades de hifomicetos aquáticos associadas às folhas de amieiro expostas a um gradiente de nutrientes (N1: 0,1 mg L-1 N - NO3e 0,0065 mg L-1 P - PO43-; N2: 0,25 mg L-1 N - NO3e 0,0161 mg L-1 P - PO43-; N3: 0,5 mg L-1 N - NO3e 0,0323 mg L-1 P - PO43-; N4: 1 mg L-1 N - NO3e 0,0645 mg L-1 P - PO43e N5: 10 mg L-1 N - NO3e 0,6452 mg L-1 P - PO43-) e a dois regimes hidrológicos (Permanente - P e Intermitente - I). 27 Foi analisada também a resposta de dois índices de biodiversidade: o índice de Shannon (H’) e a equabilidade de Pielou (J) (Figura 6). O índice de Shannon foi afetado significativamente pelo gradiente de concentração de nutrientes e pelo tipo de hidrologia (two-way ANOVA, P < 0,05), mas não pela interação destes fatores (two-way ANOVA, P > 0,05; Tabela 1). O índice de Shannon foi menor na concentração mais baixa (N1), tendo aumentado nas concentrações intermédias e mais elevada de nutrientes (N2 - N5) (teste de Tukey, P < 0,05). Por outro lado, a equabilidade de Pielou foi afetada significativamente pelo gradiente de concentração de nutrientes e pelo tipo de hidrologia (two-way ANOVA, P < 0,05), tal como no índice de biodiversidade anterior, bem como pela interação desses fatores (two-way ANOVA, P < 0,05; Tabela 1). A equabilidade de Pielou foi menor na concentração mais baixa (N1), tendo aumentado nas concentrações intermédias e na concentração mais elevada de nutrientes (N2 - N5) (teste de Tukey, P < 0,05). De forma geral, os índices de biodiversidade foram maiores no tratamento hidrológico permanente quando comparado com o tratamento hidrológico intermitente. Porém, observamos que a equabilidade de Pielou, aumentou gradualmente com a concentração de nutrientes no tratamento hidrológico permanente, mas mostrou uma tendência em forma de sino no tratamento hidrológico intermitente, diminuindo para a concentração N5 (Figura 6). Verificamos que ocorreu uma maior dominância na esporulação por parte de duas espécies de fungos aquáticos em ambos os tratamentos hidrológicos, nomeadamente a Anguillospora filiformis e a Articulospora tetracladia . No tratamento hidrológico permanente houve uma terceira espécie de fungo dominante, a Flagellospora curvula (Figura 7). Observamos ainda que as espécies Dimorphospora foliicola , Sigmoid 1, e Sigmoid 5 (tratamento permanente) e também as espécies Flagellospora curvula e Varicosporium elodeae (tratamento permanente e intermitente) ganharam relevância ao longo do gradiente de nutrientes (Figura 7). 28 Figura 7. Contribuição percentual de cada taxon de hifomicetos aquáticos para a produção total de conídios durante a decomposição de folhas de amieiro expostas a um gradiente de nutrientes (N1: 0,1 mg L-1 N - NO3e 0,0065 mg L-1 P - PO43-; N2: 0,25 mg L-1 N - NO3e 0,0161 mg L-1 P - PO43-; N3: 0,5 mg L-1 N - NO3e 0,0323 mg L-1 P - PO43-; N4: 1 mg L-1 N - NO3e 0,0645 mg L-1 P - PO43e N5: 10 mg L-1 N - NO3e 0,6452 mg L-1 P - PO43-) e a dois regimes hidrológicos (Permanente - P e Intermitente - I). 29 O enriquecimento dos microcosmos com nutrientes, o tipo de hidrologia e o efeito conjunto destes agentes de stress afetaram de forma significativa a biodiversidade beta das comunidades fúngicas, avaliada pelo índice de Bray-Curtis (PERMANOVA, P < 0,05; Tabela 2). Observou-se uma clara distribuição das comunidades fúngicas pelos níveis de nutrientes (Fig. 8), sendo que a comunidade fúngica presente no nível de nutrientes mais alto (N5) foi claramente diferentes das outras comunidades fúngicas. A hidrologia também foi importante para a estruturação das comunidades. No entanto, apenas as comunidades de N1 apresentam uma separação clara entre os tratamentos permanente e intermitente. Tabela 2. PERMANOVA sobre o efeito da hidrologia e de um gradiente de nutrientes nas comunidades de fungos aquáticos. Efeito df SS MS Pseudo-F P(perm) Nutrientes 4 7765,2 1941.3 10,093 0,001 Hidrologia 1 1103,5 1103,5 5,7368 0,001 Nutrientes x Hidrologia 4 1367,7 341,93 1,7776 0,014 Resíduos 20 3847 192,35 Total 29 14083 Graus de liberdade (df), soma dos quadrados (SS), média dos quadrados (MS), valor de F (Pseudo-F), probabilidade de aceitação da hipótese nula (P(perm)). 30 Figura 8. Ordenação PCoA das comunidades fungos aquáticos estruturada pelos níveis de nutrientes e tipo de hidrologia. Níveis de nutrientes: N1: 0,1 mg L-1 N - NO3e 0,0065 mg L-1 P - PO43-; N2: 0,25 mg L-1 N - NO3e 0,0161 mg L-1 P - PO43-; N3: 0,5 mg L-1 N - NO3e 0,0323 mg L-1 P - PO43-; N4: 1 mg L-1 N - NO3e 0,0645 mg L-1 P - PO43e N5: 10 mg L-1 N - NO3e 0,6452 mg L-1 P - PO43-. Tipos de hidrologia: permanente (P) e intermitente (I). 4. Discussão 4.1. Efeito da seca e do enriquecimento em nutrientes nas funções ecológicas dos fungos aquáticos No nosso estudo, a taxa de decomposição de folhada não foi afetada pelo aumento da concentração de nutrientes. Este resultado foi surpreendente, uma vez que a maioria dos estudos em laboratório (Gulis et al., 2017) ou no campo (Ferreira, Gulis, et al., 2006; Gulis et al., 2006; Gulis & Suberkropp, 2003c) mostraram que o aumento da concentração de azoto e/ou fósforo dissolvido estimulava a taxa de decomposição (Ferreira, Chauvet, et al., 2015; Rosemond et al., 2015). Numa meta-análise, onde se analisaram 840 caos de estudo referentes a 40 anos de investigação concluiu-se que o enriquecimento de nutrientes dissolvidos na água dos rios estimulou a decomposição de folhada em cerca de 50% (Ferreira, Castagneyrol, et al., 2015). A produção de enzimas extracelulares pelas comunidades fúngicas para a obtenção de nutrientes é um processo energeticamente dispendioso e que requer o consumo de nutrientes orgânicos e 37 Baert, J. M., Eisenhauer, N., Janssen, C. R., & De Laender, F. (2018). Biodiversity effects on ecosystem functioning respond unimodally to environmental stress [Article]. Ecology Letters, 21(8), 1191-1199. https://doi.org/10.1111/ele.13088 Baert, J. M., Janssen, C. R., Sabbe, K., & De Laender, F. (2016). Per capita interactions and stress tolerance drive stress-induced changes in biodiversity effects on ecosystem functions [Article]. Nature Communications, 7, 8, Article 12486. https://doi.org/10.1038/ncomms12486 Baldy, V., & Gessner, M. O. 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