温帯路地の多機能性

Communications Earth & Environmental volume 4、記事番号: 20 (2023) この記事を引用

3613 アクセス

43 オルトメトリック

メトリクスの詳細

集中的に管理された開いた耕地は生産性が高いですが、環境に悪影響を与えることがよくあります。 温帯アグロフォレストリーは生態系機能を改善する可能性があるが、包括的な分析は不足している。 ここでは、路地作物アグロフォレストリーが開けた農地や草地と比較してどのように機能するかを評価するために、農地における7つの生態系機能の47の指標と草原における4つの生態系機能の16の指標に関する一次データを測定しました。 農地アグロフォレストリーでは炭素隔離、土壌生物活動の生息地、風食耐性が改善されましたが（P ≤ 0.03）、草地アグロフォレストリーでは炭素隔離のみが改善されました（P < 0.01）。 農地アグロフォレストリーでは、慣例的に高い施肥率が原因で、土壌栄養循環、土壌温室効果ガス削減、および水規制は改善されませんでした。 路地栽培アグロフォレストリーは、開けた農地と比較して多機能性を高めました。 アグロフォレストリーの環境上の利点を改善するには、栄養素をより効率的に使用する必要があります。 金銭的インセンティブは、空き地の耕地から路地作物のアグロフォレストリーへの転換に重点を置き、肥料管理を組み込むべきである。

先進工業国の現在の農業慣行は、農場レベルの高い生産性と利益に重点を置いています。 ただし、外部コスト (土壌劣化、水質汚染、温室効果ガス (GHG) 排出量の増加、生物多様性の損失など)1、2、3、4 は価格に含まれておらず、社会全体が負担します。 それにもかかわらず、集中的に管理された農地の単一栽培は間違いなく農業生産において並外れた成果を示しています5。 いくつかの環境への有害な影響により、現代の農業システムは高生産性だけでなく、生物多様性と炭素隔離を促進し、環境汚染と土壌劣化を軽減する重要な生態系機能と景観特徴の提供にも焦点を当てるべきであるという認識が高まっています。 健全な土壌とその機能を維持することは、持続可能な強化された農業システム 8 を追求する上で重要な要件 6,7 です。

アグロフォレストリーは、農業生態学的管理の有望な形態として予測されています9。 現在、例えば欧州共通農業政策などに、農地単一栽培と比較したアグロフォレストリーの環境パフォーマンスに関連した金銭的インセンティブを含めることが議論されている10。 このような金銭的インセンティブには、複数の生態系機能を同時に提供する能力（「多機能性」とも呼ばれます11）を含む、生態系機能の包括的な評価が必要です。 私たちの研究は、温帯の路地作物アグロフォレストリー（つまり、作物や草の列と、短回転の木の列を交互に組み合わせた機械化栽培12、13、14）の多機能性を、何もない開けた耕作地や開いた草原と比較することによって、この知識のギャップを埋めています。木。 個々の研究では、土壌有機炭素の増加12、土壌微生物およびマクロ生物の多様性13,15、養分利用効率14、風食耐性16、硝酸塩浸出の減少17など、温帯アグロフォレストリーにおける土壌特性と生態系機能の改善に対する意識が高まっているが、それは、再現されたフィールドベースの設計を採用した単一の学際的な研究内で、温帯アグロフォレストリーと開いた耕作地または草原の間の総合的な生態系機能の体系的な比較が欠如していることです。

この研究は、ドイツのさまざまな土壌タイプと気候条件における、短回転木と開いた耕地および開いた草原を用いた路地作物アグロフォレストリーの多機能性を定量化することを目的としました。 私たちの研究における開いた耕地は、樹木のない従来通りに管理された作物単作栽培（肥料と農薬の習慣的な散布を受ける；補足表1）のローテーションであった。 開いた草原は樹木のない永続的な草原でした。 私たちは、5つのサイトで4年間に収集された、さまざまな生態系機能の複数の異なる指標9を使用して、開いた農地と組み合わせた農地アグロフォレストリー、および開いた草原と組み合わせた草地アグロフォレストリーの多機能性を評価しました（補足図1）。 すべてのアグロフォレストリー システムは、2007 年から 2010 年の間に、開放農地または開放草原の転換によって確立されました (補足表 1)。 私たちは、路地栽培アグロフォレストリーは、開いた耕作地や開いた草原と比較して、有益な生態系機能を促進し、多機能性を促進すると仮説を立てました。 アグロフォレストリーの利益を評価する際に重要と考えられる生態系機能9に基づいて、我々は農地における7つの生態系機能の47の指標と草原における4つの生態系機能の16の指標を定量化した（補足表2〜4）。これには以下が含まれる：食糧の提供、繊維と燃料、炭素隔離、土壌栄養循環、土壌生物活動の生息地、土壌 GHG 削減、水規制、耐浸食性。

農地や草地を路地栽培アグロフォレストリーに転換しても、作付面積や草が割り当てられた面積あたりの作物収量や草バイオマスには影響しませんでした（図1および2）。 作物の収量は木の列に近づくと減少しましたが、これは作物の列の中心に向かう収量の増加によって補われました（補足図2a）。 私たちの路地作物アグロフォレストリー システムでは、面積の 80% (12 メートルの樹木列と 48 メートルの作物または草の列で構成される) が作物または草として植えられたことに注意する必要があります。 これらの値は、他の温帯アグロフォレストリー設計と比較するのに役立つ可能性があるため、システムの面積ごとの作物収量または草バイオマスも提供しました（補足表 4）。 粗利分析（以下を参照）には、作物と、バイオ燃料原料として収穫される樹木バイオマスの両方が含まれます（補足表 1）。 繊維とタンパク質の含有量は草原アグロフォレストリーによる影響を受けずに残りましたが（図2）、小麦（Triticum aestivum）の粗デンプンとキャノーラ（Brassica napus）の粗タンパク質の含有量からもわかるように、農地アグロフォレストリーでは作物の品質が部分的に向上しました（図1）。開いた農地と比較してキャノーラ 1000 粒重量が大きい（P ≤ 0.03、補足表 4）。 ほとんどの場合、作物中の植物病原性真菌の量は、アグロフォレストリーへの転換後も影響を受けませんでしたが、キャノーラのバーティシリウム・ロンギスポラムを除き、オープン農地と比較してアグロフォレストリーでは減少しました（P = 0.03、補足表4）。

各インジケーターは Z 標準化されています: (実際の値 − 反復プロットおよびサイト全体の平均値)/標準偏差。 高い値が望ましくない影響を意味する指標（すなわち、穀物病原体存在量、土壌温室効果ガスフラックス、栄養塩浸出、風速）については、標準化値を反転（inv.）した。 黒い水平線は、特定の生態系機能の指標の標準化された値の平均を示します。 箱ひげ図は、第 25 四分位、中央値、および第 75 四分位を示し、ひげは四分位間の範囲の 1.5 倍です。 指標の平均値、標準誤差、および N 値を補足表 4 に示します。 各生態系関数について、異なる文字は、農地アグロフォレストリーとオープン農地との間の有意な違いを示します (P ≤ 0.05 の線形混合効果モデル、補足表 5)。

各インジケーターは Z 標準化されています: (実際の値 − 反復プロットおよびサイト全体の平均値)/標準偏差。 黒い水平線は、特定の生態系機能の指標の標準化された値の平均を示します。 箱ひげ図は、第 25 四分位、中央値、および第 75 四分位を示し、ひげは四分位間の範囲の 1.5 倍です。 指標の平均値、標準誤差、および N 値を補足表 4 に示します。各生態系機能について、異なる文字は草地アグロフォレストリーと開放草原との有意な違いを示します (P ≤ 0.05 の線形混合効果モデル、補足表 5)。

樹木の純一次生産量が大きいことは、農地と草地アグロフォレストリーの両方でアグロフォレストリー確立後の炭素隔離の増加に大きく寄与しました（P < 0.01、図1および2）。 農地アグロフォレストリーでは、開いた農地と比較して細根密度が増加しました（P < 0.01、補足表4）。 ただし、土壌有機 C (SOC) ストックは、アグロフォレストリーと開いた農地または草地の間で差はありませんでした (P > 0.05、補足表 4)。 開いた耕地をアグロフォレストリーに転換すると、ミミズバイオマスの増加（P < 0.01、補足図2b）と土壌の細菌および真菌の個体数サイズ（P ≤ 0.03、補足表）で示されるように、土壌の生物学的生息環境（P = 0.03、図1）が改善されました。 4)。 農地アグロフォレストリーでは、樹木列は開いた農地と比較して風速と風食リスクのある日数を大幅に減少させ（補足図2c）、その結果、風食抵抗性が大幅に増加しました（P < 0.01、図1）。 土壌の栄養循環、土壌のGHG削減および水の調節機能は、開放農地または草地のアグロフォレストリーへの転換後も変化しなかったが(P > 0.05、補足表5)、2つの指標が改善した: 開放草原よりも草地アグロフォレストリーの方が植物利用可能なPが大きい。 （P = 0.02）、開いた農地と比較して、農地アグロフォレストリー下の土壌への亜酸化窒素（N2O）取り込みの総速度がより大きい（P = 0.01、補足表4）。 要約すると、アグロフォレストリーへの転換により、農地における炭素隔離、土壌生物活動の生息地および侵食抵抗機能が強化され（図1）、草原における炭素隔離が改善されました（図2）。 アグロフォレストリーの実施は、生態系機能の測定された指標のいずれにも減少をもたらしませんでした（図1と2、および補足表4と5）。

この分析は、生態系機能間に潜在的なトレードオフまたはウィン・ウィンの状況があるかどうかを特定するために実行されました。これは、複数の生態系機能が定量化される場合に実行するのに適しています。 農地アグロフォレストリーにおける生態系機能間の相関関係は検出されませんでした。 ただし、炭素隔離と栄養循環は草原アグロフォレストリーでは正の相関がありました（補足図3aおよび4a）。 開かれた草原における生態系機能の間には相関関係はなかったが、炭素隔離は、開かれた耕作地における食料、繊維および燃料の供給と正の相関があった。 対照的に、水の調節は、土壌栄養素の循環と、開いた耕地における土壌生物活動の生息地の両方と負の相関がありました（補足図3bおよび4b）。 開いた耕地から耕地アグロフォレストリーへの転換は、水調整機能と土壌栄養循環の機能との間にトレードオフをもたらしましたが、一方、開放草地から草原アグロフォレストリーへの転換は、土壌栄養循環の機能と土壌生物活動の生息地との間に正の相関関係をもたらしました（補足）図3cおよび4c）。

農地アグロフォレストリーは、作付面積の収量に影響を与えることなく、生態系機能を大幅に改善しました。 長期的な収量の安定性は、当社のサイトの 1 つで行われた 8 年間の調査によって裏付けられ、その調査では、アグロフォレストリーの作物列と開いた耕地との間で作物の収量が同等でした18。 この観察された収量の安定性は、おそらく樹高の制限（短期間のローテーション管理の結果）と比較的広い作物の列（48 m）の複合効果に関連しており、光やその他の資源をめぐる競争が制限される可能性がある。 垂直およびグライック・カンビソル土壌の 2 つの耕作地 (補足表 1) では、木の列から 1 m の距離で作物の収量が減少しましたが、これらは作物の列の中央部分の収量の増加によって補われました 14 (補足図2a)。 ただし、他の温帯路地作付アグロフォレストリーシステムでは、樹木が収穫される頻度が低い場合（材木など）、および/または作物の列が広くない場合、樹高の増加に伴う作物収量の減少が観察されていることに注意する必要があります19,20。 。

耕作地アグロフォレストリーの下で改善された 3 つの生態系機能、つまり炭素隔離、土壌生物活動の生息地、風食抵抗性 (図 1 ～ 3) はすべて、地球規模の大きな変動問題に対処しています。 まず、樹木の純一次生産量と、作物と樹木の合計根密度の増加は、アグロフォレストリーが開けた農地や草原よりも炭素隔離において優れていることを示しています（図3）。 これは、ヨーロッパの農業システムが現在、アグロフォレストリー 22 を含む改善された土地利用戦略 21 の下で潜在的に可能である炭素よりも少ない炭素を隔離しているという予測を裏付けています。 樹齢 9 年以下のアグロフォレストリー システムにおける SOC ストックは、開墾地や草地と変わらなかったが、樹齢 15 年以上の路地作物アグロフォレストリー システムにおける他の研究では、SOC ストックの増加が示されている23。 メタ分析 12 に基づいて温帯アグロフォレストリー システムについて主張されているように、アグロフォレストリーの高齢化に伴い、私たちのサイトの SOC ストックも増加すると予想されます。 第二に、私たちの農地アグロフォレストリー システムにおけるミミズ、細菌、菌類の個体数の増加（図 1）は、大型食性節足動物 13、ミミズ 24、植物の多様性 25 について以前に報告されているように、生物学的生息地に対するアグロフォレストリーのプラスの効果を裏付けています。 この改善された土壌生物活動の生息環境は、より高い栄養レベルにプラスのボトムアップ効果をもたらす可能性があります26。 したがって、アグロフォレストリーは、農地における集中的な管理が種の豊富さの損失に及ぼす影響に対抗する可能性がある27。 しかし、草原アグロフォレストリーでは、土壌生物活動の生息地は開いた草原の生息地と同等のままでした（P > 0.05、補足表5）。これは、両方のシステムに多年生植物があり、永続的な根28と高い植物種の多様性29を組み合わせているという事実によるものと考えられます。調査対象地では施肥量が少ない30。 第三に、土壌の風食の影響を受けやすいことは、中央ヨーロッパだけでなく 31 だけでなく、SOC、栄養貯蔵量、および農業生産性を低下させる深刻な世界的な問題 32 でもあります 33,34。 風食のリスクを下回るレベルまでの風速の大幅な低下（補足図2c）は、並木（図1）の導入の直接の結果であり、シェルターベルトからよく知られているプラ​​スの効果です35。 これは、農家がアグロフォレストリーを受け入れる主な動機として挙げています36。

ドイツの 3 か所の農地 (a; アグロフォレストリーおよび開放農地) と 2 か所の草原 (b; アグロフォレストリーおよび開放草原)。 各パネルの中心点と外側の黒丸は、それぞれ第 5 分位数と第 95 分位数を表します。 バーの長さは、特定の生態系機能の指標の Z 軸で標準化された値の平均を表します。 指標の平均値、標準誤差、N 値を補足表 4 に示します。

路地作物アグロフォレストリーは、施肥に関連する生態系機能、すなわち土壌栄養循環、土壌 GHG 削減および水調整において、開放農地や草地よりも優れたパフォーマンスを発揮しませんでしたが (図 1)、そのような機能は他のアグロフォレストリー システムでは改善されることが報告されています 37。 38. 土壌の N2O および CH4 フラックスは本質的に空間と時間で変化するため、空間的および時間的サンプリング スキームでこれらが考慮されていない場合、結果に影響を与える可能性があります。 私たちは、木の列までの距離の潜在的な影響を空間設計に組み込むことで、この課題に対処しました（補足図1）。 私たちの時間分解能は、2018 年 3 月から 2019 年 2 月までの毎月のサンプリングでした。これには、肥料施用後の土壌ミネラル N、水分含有量、および GHG フラックスが大幅に上昇する期間が含まれていました39。 したがって、私たちは、私たちのサンプリング設計が土壌 GHG フラックスの空間的および時間的パターンのかなりの部分を捕捉できたと確信しています。 私たちの分析で使用された年間土壌GHGフラックス（補足表4）は、（冬期を含む）月にわたる内挿であり、アグロフォレストリーの値が樹列の面積範囲とさまざまなサンプリング距離によって重み付けされているため、あらゆる空間パターンを包含しました。作物の列内39。 したがって、2 つの管理システム間で土壌 GHG 削減機能に差がないことはおそらく現実のものであり、不適切なサンプリング設計によって引き起こされたものではありません。 当社の施設での施肥率を含む管理慣行は、ドイツの慣例的な管理業務に従い（補足表 1）、アグロフォレストリーの作物列と開いた耕作地でも同様でした。 アグロフォレストリーの作物列と開いた耕地はどちらも、栄養反応効率（植​​物が利用できる栄養に対する収量の比）が低く、どちらのシステムも栄養が飽和しています14。 したがって、落葉40による養分リサイクルや、作物の根の摂取を超えた過剰養分に対するセーフティネットとして機能する永続的な木の根41など、樹列の導入後の養分循環の潜在的な改善は、施肥に関連する生態系機能を回復させるものではなく、おそらくアグロフォレストリー作物の列の現在の高い施肥率によって隠蔽されています。 これは、肥料施用量を減らす機会があることを示唆しています。 私たちの農地アグロフォレストリー システムでは、利用可能な栄養素を 50% 削減すると、比較的少量 (N で 17%、P で 8%) のみで、栄養素応答効率が窒素 (N) で 67%、リン (P) で 83% 増加する可能性があります。 ）収量の減少14。 私たちは、アグロフォレストリーシステムでは、樹木の落葉投入14による栄養循環の改善と、浸出損失に対するセーフティネットである関連する菌根菌42を伴う樹木の深い根による栄養の取り込みが改善され、収量損失が緩和される可能性さえあると予想しています。 しかし、施肥率の低下については、両方のシステムの圃場条件下でのテストがまだ不足しています。 施肥の削減によるさらなる利点は、過剰な栄養素の浸出と土壌 N2O 排出 39,43 および大気汚染物質である一酸化窒素 44 の削減です。 農地アグロフォレストリーの土壌における総 N2O 吸収量の増加は、分解性炭素に対する土壌ミネラル N の比率が低い無施肥の木の列によってもたらされました (たとえば、木の列に肥料が存在しないことと、木からの落葉投入が組み合わさったため)微生物による N2O から N245 への還元に有利です。 これは、アグロフォレストリーが土壌中の N2O の取り込みを増加させるという利点があることを証明しています45。

空き耕地を短輪作木による路地作物アグロフォレストリーに転換すると、粗利益（バイオ燃料原料に使用される作物および樹木バイオマスを含む）が 489 ± 5 ha-1 から 518 ± 5 ha-1 に増加することが示されています。 46、最近の農家調査では、アグロフォレストリー実施の主な障害は、1,800 ユーロ/ha と推定される設立コストであることが明らかになった 36。さらに認識されている障害として、地上樹バイオマスの収穫からの不規則な収入（一般に 4 ～ 7 回ごとに実施される）が挙げられる。バイオ燃料原料の場合は年間）と木材の価格変動46。 しかし、インタビューを受けた農家の間では、これらの財政的障害が改善されるのであれば、アグロフォレストリーを確立したいという広範な意欲があったようだ。 アグロフォレストリーの確立を促進するために必要であると農民が認識した金銭的補償は、上記の費用よりもはるかに高かった。 農家は、自分たちの畑にアグロフォレストリーを確立するための最初の財政支援を 2,718 ± 345 ha-1 ユーロと見積もっており、その後の年間支援は 511 ± 54 ha-1 ユーロである 36. インタビューを受けた農業コミュニティ以外の納税者は、アグロフォレストリーに関連する環境上の利点と景観の快適さに対して、中央値で 1 人当たり年間 20 ユーロの税が課せられます47。

アグロフォレストリーの生態学的および経済的可能性を最大限に発揮するには、栄養管理の実践が最適化されなければなりません。 この目標を達成するには、次の提案が役立ちます。 まず、過剰施肥は栄養塩の非効率な利用の主な原因であり、高い外部環境コストを引き起こすため、現在の施肥率は（一般化された最大収量の可能性ではなく）地域の収量レベルに適応させる必要があります1,7。 一般に、作物が使用する窒素肥料は半分未満です48。 前述したように、施用される養分量を減らすことで、収量損失をわずかに抑えながら、土壌養分循環、土壌 GHG 削減、および水制御の機能を改善できる可能性があります 14。 第二に、アグロフォレストリーにおける並木の導入は、落葉と根の代謝回転からの栄養入力だけでなく、光と蒸発散49の空間的および時間的変動を引き起こし、それが収量の空間的変動を引き起こす18。 この知識を利用すれば、精密農業技術により、空間と時間の両方で栄養素の入力をさらに最適化できる可能性があります。 現在、私たちが調査した農地アグロフォレストリーおよび開放農地システムでは、標準的な農機具を使用して肥料が施用されており、収量が低い木の列に最も近い地域でも均一に高い栄養摂取が得られます14、18、50。 第三に、アグロフォレストリーは、作物を多様化することによってさらに最適化される可能性がある：（a）樹齢とともに樹高が高くなるため、輪作に耐陰性作物を含める、（b）光を必要とする作物と組み合わせて並木近くで耐陰性作物を栽培する一般的なローテーションでは。 これらの管理の改善により、土壌栄養循環、生息地の土壌生物活動、農地の水規制の間の現在のトレードオフが軽減され、現在観察されているよりもさらに積極的な機能的相互作用が促進される可能性があると予想されます（補足図3および4）。 炭素隔離を除いて、草原の生態系機能はアグロフォレストリーへの転換後も変化しませんでした。 さらに、ヨーロッパの恒久的に開かれた草原は、他の土地利用への転用から保護されており51、そのためには、開かれた耕地からアグロフォレストリーへの転用に対する財政的インセンティブを優先することが求められている。

私たちの調査結果は、短回転木による路地栽培アグロフォレストリーが多機能性を強化し、したがって現在の高い施肥率の下でも、開いた耕作地や草地と比較してより持続可能な管理を表すという主な仮説を裏付けています。 それにもかかわらず、持続可能で多機能な管理代替手段としての農地アグロフォレストリーの可能性を最大限に発揮するには、農家が管理慣行を調整するインセンティブを提供する政策変更が実施された場合に限ります。 したがって、適切な財政支援は、アグロフォレストリーシステムを確立する際の財政リスクに対処するだけでなく52、主に現在の高肥料施用に関連する外部環境コスト9,53をさらに削減する対策にも焦点を当てるべきである。 栄養塩管理を改善するためにアグロフォレストリーで実行できる有望な戦略がいくつかありますが 14、これらの概念は実際の現場条件下での長期的な評価がまだ必要です。 環境に有益な農業慣行と農地に対する一般補助金のかなりの部分を結びつけるという欧州委員会の現在の取り組み54は、より持続可能で生産性の高い農業を目指してアグロフォレストリーを促進し、最適化するためのそのようなインセンティブを生み出す機会を提供している。

私たちの研究は、3つの農地システムと2つの草原システムで実施されました（補足図1）。 農地はチューリンゲン州 (Calcaric Phaeozem55 土壌)、ニーダー ザクセン州 (Vertic Cambisol 55 土壌)、ブランデンブルク (Gleyic Cambisol 55 土壌) に位置し、草原サイトはドイツのニーダー ザクセン州 (Histosol および Anthrosol 55 土壌) に位置しました。 各現場で、路地作物アグロフォレストリー（幅 12 m の樹木の列と、幅 48 m の作物または草地の列が交互に配置される）と、開いた農地または開いた草原を組み合わせた研究を行いました。 各サイトのこれらの管理システムはそれぞれ、農地システムの 4 つの複製プロットと草地システムの 3 つの複製プロットで表されました (合計 3 サイト × 2 管理システム × 4 複製プロット = 耕地システムの 24 プロット、および 2 サイト × 2 管理システム) × 3 つの複製プロット = 草原の 12 プロット)。 樹列からの距離に応じた生態系機能の測定指標（以下の詳細を参照）の可能な空間変動を考慮するために、アグロフォレストリーの各反復プロットでの測定が、樹木列内および作物内の樹列からさまざまな距離で行われました。または草の列（補足図1および2）。 特に記載がない限り、このサンプリングスキームはすべての指標に採用されました（以下の生態系機能指標を参照）。 私たちのサイトは、農家の慣習的な輪作に従って管理されています（補足表1）。 アグロフォレストリーの作物列と開いた耕地は、年に 1 回の栽培と推奨されるミネラル肥料と農薬の適用を含む従来の管理が行われています。 木の列（樹種、列間および列内の木間の距離、植栽密度、および木質バイオマスの最初の伐採については補足表1を参照）は施肥されず、バイオエネルギー、つまり木質バイオマスのために4〜7年後に収穫されました。畑から輸出されました。 現場および管理慣行の詳細については、補足表 1 を参照してください。

土地利用または管理システムの多機能性を評価するために、いくつかのアプローチが適用されています。 今のところ、どちらのアプローチが望ましいかについてはコンセンサスが取れていません。 しかし、最近のレビューではい​​くつかの推奨事項が示されており 56、我々は研究で主にそれに従った。 私たちは、アグロフォレストリーを支持するために通常使用される議論9が、研究対象の管理システムの生態系機能フレームワークで定量化できるかどうか、またそれが多機能性の違いにつながるかどうかをテストしたいと考えました。 私たちは、温帯アグロフォレストリー システムの利点を評価する際に重要であると考えられる生態系機能（サービスの提供、調整、サポートに分類）9 のリストから開始しました。それは、食料、繊維、燃料の提供、大気質の調整、気候の調整（多くの場合、炭素隔離に分けられます）です。およびGHG削減）、水質と規制、浸食規制、害虫と病気の規制、生物多様性の規制、自然災害と極端な現象の規制。 最後に、土壌形成と栄養循環は、他の機能を支える重要な生態系機能として含まれることがよくあります9。 路地栽培アグロフォレストリーと開けた耕地または草地を比較するために測定した生態系機能とその指標（補足表2〜4）は、さまざまな理由で調整されました。 これらの影響はより広い地域でのみ測定でき、我々の研究の実験区画の規模では測定できないため、大気の質や自然災害、極端な現象の規制は利用できませんでした。 また、土壌形成（支援サービスに分類）も除外しました。これは、この機能が SOC および土壌微生物群集によって示されることが多いためです。これらは、測定しましたが、より適切な生態系機能の指標として使用されました（以下を参照）。 利害関係者は炭素隔離に関心を示すことが多いため（炭素クレジットの計算など）、私たちは気候規制を炭素隔離と土壌 GHG 削減に分けました9。 最後に、植物病原体の存在量を測定しました。植物病原体の存在量は収量の量と品質に直接影響するため、これらは食品、繊維、燃料の提供の指標として組み込まれました（害虫や病気の規制ではありません）。 以下は、対照的な管理システムを評価するために測定された生態系機能とそれに対応する指標の詳細です。 関数ごとに、その指標を使用した理由とその測定方法を説明します。 一部の指標は複数の生態系機能に使用できますが、多機能性を示すために集合的な生態系機能への影響を上回らないように、各指標は1つの生態系機能のみに使用されました（図3）。

この機能は、すべての農地および草地サイトで評価されました。 私たちは、穀物の収量だけでなく、収量の品質（市場性と食品加工への適合性に影響を与える）および食品の安全性（さまざまな植物病原体の存在量）の指標も使用しました。 穀物の収量は、2016 年と 2017 年の 7 月または 8 月に、コンバインハーベスターを使用して、アグロフォレストリーの作物列内および開いた耕地内の木から特定のサンプリング距離で 17.5 m2 のエリアをサンプリングして決定されました (補足図 1)。 2016 年と 2017 年の 5 月または 6 月に、0.5 m2 の木枠と電気ハサミを使用して、同じサンプリング距離で測定されました。1000 粒の重量は、2016 年と 2017 年に測定された 100 個の乾燥穀粒の 3 つの独立したサブサンプルから外挿されました。穀物の粗タンパク質、デンプン、脂肪、草の粗繊維とタンパク質の濃度を推定し、植物材料をオーブンで乾燥させ、粉砕（<1 mm）し、近赤外反射分光光度計（NIRS）を利用してスキャンしました（Foss 5000、Foss） GmbH、ハンブルク、ドイツ）。 推定は、堅牢な植物固有の NIRS キャリブレーションに基づいて実行されました。 粗脂肪濃度の推定はソックスレー法に基づき、粗タンパク質濃度の推定はデュマ法に基づいた57。 粗デンプン濃度の推定は Ewers 法に基づき、粗繊維濃度の推定は Weender 法に基づきました57。 大麦と小麦のフザリウム グラミネアルムと F. トリシンクタム、およびキャノーラの V. ロンギスポラムとレプトスフェリア マキュランスの植物病原体の存在量は、前述のように 58、2016 年と 2017 年に収穫された穀物サンプルからリアルタイム ポリメラーゼ連鎖反応 (PCR) を使用して測定されました。

この機能は、すべての農地および草地サイトで評価されました。 この短期間の回転雑木林はカーボンニュートラルなエネルギー源として使用されるため、指標には樹木の地上純一次生産量が含まれていました。 根の密度。その代謝回転を通じて、SOC 源のタイムリーな指標となる可能性があります。 およびゆっくりと変化するプロセスの代替として機能する SOC ストック50。 樹木の地上部正味一次生産量は、2016 年と 2017 年の木質バイオマス生産量と落葉落葉量の合計として計算されました。木質バイオマス生産量は、胸高における幹の直径 (DBH) を測定し、サイトを適用することにより、プロット内のすべての樹木の 50% について測定されました。 - 存在する木の胸高直径範囲を表す 25 本の木の幹の直径と測定されたバイオマスから導出された、年固有の比色方程式 59。 2016 年と 2017 年には、0.14 平方メートルのゴミトラップを使用して木の葉の落ち葉を隔週で収集しました。 2017 年の生育期に直径 6.5 cm の土壌コアを使用し、深さ 0 ～ 100 cm 以内で樹木と作物の細根密度を合わせて測定しました。土壌を洗い出し、長さ 1 cm 以上の根をすべて収集し、70 °C で乾燥させました。 Cで3日間。 SOC は、CN 分析装置 (Elementar Vario EL、Elementar Analysis Systems GmbH、ハーナウ) を使用して、2016 年に風乾し、2 mm のふるいにかけ、酸燻蒸した60 (pH ≥6 の場合) 土壌から、上部 30 cm の深さで測定されました。 、ドイツ）。 土壌嵩密度は、2016 年に体積 250 cm3 のステンレス鋼土壌コアを使用して生育期の上部 30 cm で測定されました 61。各サイトの草地では、2 つの管理システムで SOC ストックの計算に同じ土壌質量を得るために、各サイトの平均土壌嵩密度を使用しました14。

この機能は、すべての農地および草地サイトで評価されました。 指標には、土壌中の窒素鉱化の総速度（植物や微生物の利用のために既存のミネラル窒素を提供するプロセス）、植物が利用できるリンとカリウム（根の吸収に利用できる土壌中のリンとカリウムの貯蔵量を反映する）、塩基飽和度が含まれます。 (土壌交換部位に吸着される基礎栄養元素の割合を示す)、有効陽イオン交換容量 (元素を吸着する土壌の能力を示し、したがって土壌の緩やかな変化プロセスの指標となる)、および nifH 遺伝子存在量 (遺伝的 N2 を示す)固定能、土壌中のニトロゲナーゼ酵素のコード化に関与する）。 土壌の総窒素鉱化量は、2017 年 4 月から 6 月にかけて、無傷の原位置培養土壌コアで 15N プール希釈技術 62 を使用して、上部 5 cm で測定されました。 植物が利用可能なリン (P) は、2016 年と 2017 年の生育期に上部 5 cm の深さで毎月測定され、生育期にわたる平均値が各反復プロットを表しました。 植物利用可能な P は、誘導結合プラズマ原子発光分光計 (ICP-AES; iCAP 6300 Duo View ICP Spectrometer、Thermo Fischer Scientific GmbH、ドライアイヒ、ドイツ) を使用して分析された、重炭酸塩抽出可能な P63 と樹脂交換可能な P63 の合計として決定されました。 。 植物が利用できるカリウム (K) は、2016 年に緩衝剤なしの 1 mol l-1 NH4Cl を土壌に浸透させることにより、深さ 30 cm で測定され、浸透液は ICP-AES を使用して交換可能な K (および後述のカチオン) について分析されました。 。 塩基飽和は、交換可能な Ca、Mg、K、Na、Mn、Al、Fe、H の合計として決定される有効陽イオン交換容量に対する塩基性陽イオンの割合として測定されました。土壌 N2 固定 nifH 遺伝子の存在量上位 5 cm は、リアルタイム PCR を使用して草原については 2017 年 4 月に、農耕地については 2019 年 3 月に決定されました。 採取された土壌は、DNA 抽出のために野外で直ちに凍結され 30,64、プライマーペア IGK3-DVV65 を使用して nifH 遺伝子が増幅されました。

この機能は、すべての農地および草地サイトで評価されました。 指標は、ミミズバイオマス（土壌の凝集に影響を与える生物撹乱を示す）、微生物バイオマスCおよびN（栄養循環に影響を与える微生物バイオマスサイズの表現として）、細菌および真菌の存在量（原核生物および真核生物の微生物集団サイズの表現として）、およびβであった。 -グルコシダーゼ活性（複合炭水化物の酵素分解の可能性を示唆しており、したがって微生物バイオマスによるエネルギーの獲得を反映しています）。 ミミズのバイオマスは、2018 年に手作業による選別を使用して 0.25 × 0.25 × 0.25 m の土壌ブロックから個体を抽出することによって決定されました66。 土壌微生物バイオマス C および N は、2017 年春に CHCl3 燻蒸抽出法により上部 5 cm で測定されました67。 1 組の土壌サンプルは 0.5 mol/l K2SO4 で直ちに抽出され、もう 1 組は 5 日間燻蒸されてから抽出されました。 抽出可能な有機 C は、赤外線検出器を備えた炭素分析装置 (TOC-VWP、Shimadzu Europa GmbH、デュイスブルク、ドイツ) を使用して、UV 増強過硫酸塩酸化によって分析されました。 抽出可能 N は、連続フローインジェクション比色分析 (自動分析法 G-157-96; SEAL Analytical AA3、SEAL Analytical GmbH、ノルダーシュテット、ドイツ) を使用して、紫外線過硫酸塩消化に続いて硫酸ヒドラジン還元によって測定しました。 微生物バイオマス C および N は、それぞれ、燻蒸土壌と非燻蒸土壌間の抽出可能な有機 C および N の差を、5 日間燻蒸サンプルの kC = 0.45 および kN = 0.68 で割ったものとして計算されました67,68。 土壌中の細菌および真菌の存在量は、2017 年春に草原で、2019 年春に農耕地で測定されました。 上部 5 cm で収集された土壌サンプルは、DNA 抽出のために野外ですぐに凍結され、リアルタイム PCR を使用して土壌細菌と真菌の存在量が測定されました30,64。 2015 年 10 月から 11 月にサンプリングされた上部 5 cm の土壌 β-グルコシダーゼ活性は、蛍光標識基質 (4-メチルウンベリフェロン-β-D-グルコピラノシド、Sigma-Aldrich Chemie GmbH、タウフキルヒェン、ドイツ) を使用して分析されました69。 蛍光強度は、FLUOstar Omega マイクロプレートリーダー (BMG、オッフェンブルク、ドイツ) を使用して、355 nm 励起波長および 460 nm 発光波長で 180 分間にわたって 30 分間隔で測定しました。

この機能は農地現場で評価され、指標は土壌表面からの GHG、N2O、CH4 の正味フラックスと、土壌への N2O の総取り込み速度 (土壌が GHG N2O を変換する能力を示す) でした。微生物脱窒を介して非反応性 N2 に変換)45。 土壌の CH4 および N2O フラックスは、換気された静的チャンバーを使用して 2018 年 3 月から 2019 年 2 月まで毎月測定されました70。 ガスサンプルは、水素炎イオン化検出器 (CH4 濃度用) および電子捕獲検出器 (N2O 濃度用) を備えたガスクロマトグラフ (SRI 8610C、SRI Instruments Europe GmbH、バート・ホンネフ、ドイツ) を使用して分析しました。 土壌中の N2O 総取り込み速度は、15N2O プール希釈技術を使用して 2018 年 3 月から 2019 年 2 月まで毎月測定されました71。 7 ml の 15N2O ラベルガスをチャンバーのヘッドスペースに注入しました。このガスは 100 ppmv の 98% 単一ラベル 15N-N2O、275 ppbv の六フッ化硫黄 (SF6、チャンバーのヘッドスペースからの物理的損失の可能性を示すトレーサーとして) で構成されています。合成空気でバランスを取ります (Westfalen AG、ミュンスター、ドイツ)。 0.5、1、2、および 3 時間の in situ インキュベーションで、100 ml および 23 ml のガスサンプルをチャンバーのヘッドスペースから採取し、あらかじめ真空にした 100 ml ガラス瓶と 12 ml ガラスバイアル (Exetainer; Labco) にそれぞれ注入しました。 Limited、Lampeter、英国) にはゴム隔膜が装備されています。 同位体比質量分析計 (Finnigan Deltaplus XP、Thermo Electron Corporation、Bremen、Germany) を使用して、100 ml のガスサンプルを同位体組成について分析しました。 電子捕獲検出器を備えた同じガスクロマトグラフを使用して、23 ml のガスサンプルの N2O および SF6 濃度を分析しました。 土壌中の総 N2O 吸収量の計算は、我々の以前の研究で示されています 71。

この機能は農地現場で評価され、指標は次のとおりでした：実際の蒸発散量（植物が吸収する水の量）、土壌飽和導電率（Ks）（土壌中の水の流れを示す）、土壌中の水の貯蔵量の変化土壌（植物が取り込むために利用できる水の量を示す）、N、P、S、および塩基性陽イオンの浸出フラックス（土壌中の排水の水質の低下を意味する）。 実際の蒸発散量は、渦共分散エネルギーバランス（ECEB）法を使用して、2016 年と 2017 年に渦共分散マスト（開いた農地では高さ 3.5 m、アグロフォレストリーでは高さ 10 m）で測定されました49。 ECEB 測定値はフットプリント領域全体にわたって統合され、3 つの農地サイトのそれぞれにおける農地アグロフォレストリーおよびオープン農地全体が、それぞれ実際の蒸発散量の年間値によって表されました。 年間値は、ECEB から導出された 30 分ごとの実際の蒸発散量の合計でした。 Ks は、2019 年 7 月から 8 月にかけて、実験室でゆっくりと水で飽和させた無傷の土壌コア (各 250 cm3) を採取して (コアの一端にろ紙を固定し、1 cm の水を満たした洗面器に置いた後) 測定しました。脱気水）。 土壌サンプル中に空気が閉じ込められるのを避けるために、水位を 8 時間かけて上昇させました。 飽和したら、土壌の透水性に応じて、落頭法または定頭法を使用して、無傷の土壌コアを UMS-KSAT 装置 (UMS、ミュンヘン、ドイツ) に設置しました。 Ks の測定は Darcy 方程式に基づいており、20 °C に正規化されました。 貯水量の変化は、Expert-N 5.0 モデル 73 の水サブモデルを使用して、2016 年 4 月から 2017 年 3 月までの期間の土壌の上部 60 cm について推定されました。同じ水モデルを使用して、計算のための毎月の排水フラックスを推定しました。栄養素の浸出フラックス74。 2016 年から 2018 年まで、吸盤式ライシメーター (P80 セラミック、最大細孔径 1 μm、CeramTec AG、マルクトレッドヴィッツ、ドイツ) を使用して、60 cm の深さで土壌水を毎月サンプリングし、(同じ連続流を使用して) 溶存総 N を分析しました。 (上記の注入比色分析)、総リン、総 S、Na、K、Ca、および Mg 濃度 (上記と同じ ICP-AES を使用)。 2016 年の生育期に、有機物と炭酸塩を除去する前処理を行ったピペット法 (土壌 pH > 6) を使用して、上部 30 cm の土壌テクスチャーを測定しました75。 Expert-N の水サブモデル入力は、気候 (地球日射量、気温、降水量、相対湿度、風速)、土壌 (質感、嵩密度、Ks) であり、これらはすべて調査サイトで測定され、植生特性 (根) でした。バイオマスおよび葉面積指数）、その場所の作物または樹木に特有のもの。 モデル化された土壌水分含有量は、重量測定によって毎月実施される測定土壌水分含有量で検証されました。 栄養塩浸出フラックスは、サンプリング期間中の栄養塩濃度と排水フラックスを乗算して計算され、年間全体で合計されました74,76。

グライック・カンビソル土壌の農地現場では、風速の直接測定と大渦シミュレーション（LES）によって、潜在的な風食の指標が定量化されました。 これらの指標は、開いた農地と比較したアグロフォレストリーにおける風速 (北、北西、西からの) の減少率、および風速が 5 m s-¹ を超える年間の日数でした。 開けた耕作地において、平均風速と最大風速は、2016 年 3 月から 2016 年 3 月まで、地表面から 3.5 m の高さから 0.5 m までの高さで、音速風速計 (uSONIC-3 Omni、METEK GmbH、エルムスホルン、ドイツ) を使用して連続的に測定されました。 2018 年 9 月。開いた耕作地での風速測定値は参照風力場として機能し、そこから耕作地アグロフォレストリーの反復プロットのそれぞれでの風速測定値 (木の列の影響を受ける) が比較されました。 LES モデルを使用して、アグロフォレストリーの木列 (樹高を 5 m に設定)、アグロフォレストリーの作物列、および開いた農地における 3 つの風向き (北、北西、西) の空間的に変化する風場をシミュレートしました。風速測定だけでは達成できません。 アグロフォレストリーと開いた耕地における 3 つの風向の 3D モデル出力から、モデル領域の最低高さ 0.5 m での風速を抽出しました77。 次に、風速減少の指標として、アグロフォレストリーにおけるこれら 3 つの風向の水平風速と、開けた農地における同じ方向の水平風速の比を導き出しました。 次に、モデル出力からのこの風速比に、開けた農地からの 30 分ごとの平均風速測定値を乗算して、時間的および空間的に変化する風速を導き出しました。 空間的に変化する風食の可能性は、各管理システムの地上 0.5 m での風速しきい値 5 m s-1 を超える日数によって得られ、風食耐性の指標として使用されました 78,79。 この 1 つの農耕地サイトについてのみ、潜在的な風食を計算します。その理由は、(i) そのペアのアグロフォレストリーが樹木の植栽密度が異なる広大な拡張エリアを提供し、(ii) この農耕地サイトでは水平横断面での風速の独立した測定値があり、両方とも許容されているためです80。木の列間の広い距離および異なる植栽密度の下でのシミュレーション値の検証。 さらに、この農地現場からは、木の列間の距離と木の密度が風速の減少に及ぼす影響を理解することができました。 他の 2 つの農地サイトのアグロフォレストリー区画は樹木と作物の列の幅が同等であったため、このサイトで得られた発見は研究の他のサイトにも関連すると期待されます。

アグロフォレストリーの反復プロット全体の値を導き出すために、樹木の列と作物列内のさまざまなサンプリング距離からの値が、その面積被覆率によって重み付けされました。 アグロフォレストリー システムは 12 m の樹列と 48 m の作物列で表されるため、加重係数は次のとおりです。樹列の場合は 12/60、1 m の場合は 5/60、4 m の場合は 6/60、4 m の場合は 33/ 7 m の場合は、食料/繊維/燃料の提供、微生物活動の生息地、GHG 削減など、適切な指標を使用したこれらのサンプリングポイント間の比較テストに基づいて、作物の列の広い範囲を表しました14、30、45、64。 ; 4/60 は作物列内の 24 m のサンプリング距離で、作物列の中央で向きを変えた肥料ブロードキャスタのオーバーラップ 4 m を考慮したものです45。 作物の列内のすべてのサンプリング距離で指標が測定されなかった場合（たとえば、一部の指標では 1 m と 4 m の距離が統計的に同等であり、さらなる測定では 4 m が除外されましたが、その代わりに時間的サンプリングが増加しました）、プロットの重み係数を調整しました。 -レベルのアグロフォレストリー値は、作物と樹木の列内のサンプリングされた距離の面積範囲に基づいています。 各指標について、アグロフォレストリー プロットおよび開いた農地または草原プロットの面積加重値は Z 標準化されました (z = (個々の値 − プロットおよびサイト全体の平均値)/標準偏差)。 これにより、特定の生態系機能内で 1 つまたは少数の指標が他の指標よりも優位になる (値の単位などによってもたらされる) ことが防止され、Z 標準化により、いくつかの異なる指標が生態系機能を最もよく特徴付けることが可能になります。 Z 軸で標準化されたプロットレベルの値は、複数の異なる指標を使用して、特定の生態系機能に関する管理システム間の違い（つまり、アグロフォレストリーとオープン農地またはオープン草原）を評価する際に使用されました81。 高い値が望ましくない影響の増加を意味する指標（つまり、穀物病原体の存在量、栄養素の浸出損失、土壌GHGフラックス、侵食リスク指標としての風速）については、それらの値の加法逆数（-1を掛ける）を順番に使用しました。残りのインジケーターと同じ直感的な意味を持つようにします (つまり、値が大きいほど、望ましい効果が高いことを示します)。 アグロフォレストリーと開放農地または開放草原の間の特定の生態系機能の違いは、固定効果および指標として管理システム（農地または草原アグロフォレストリー対開放農地または草原）を備えた線形混合効果（LME）モデルを使用して評価され、サイト全体でプロットが反復されました（4）農地システムのプロット × 2 管理システム × 3 サイト = 24 プロット、および草地システムの場合は 3 プロット × 2 管理システム × 2 サイト = 12 プロット）を変量効果として示します（補足図 1 および補足表 2 ～ 5）81。 指標変数は管理システムに対する応答が体系的に異なる可能性があるため、指標と管理システムの間の相互作用もテストしました（補足表 5）81。 LME モデル残差の診断プロットを視覚的に検査して、正規分布と等分散の基準を満たしているかどうかを確認しました。 潜在的なトレードオフまたはウィン・ウィンの状況があるかどうかを評価するために、複製プロットのz標準化値について、各管理システム内の生態系機能間のスピアマン順位相関検定を実施しました（補足図3a、bおよび4a、b）。 このような分析は、複数の生態系機能が定量化される場合に一般的に実行されます81。 さらに、z標準化値の相対変化を使用して、オープン農地または草原からアグロフォレストリーへの変換に起因する生態系機能間のスピアマン順位相関検定を実行しました（つまり、アグロフォレストリー-オープン農地または草原/オープン農地または草原）（補足図3c）。および4c）。 管理システム間の特定の指標の違いを検定するために、独立 t 検定 (データが等分散と正規分布を示した場合)、ウィルコクソン検定 (データが等分散だが非正規分布を示した場合)、またはウェールズ検定 (正規分布と分散の等価性が満たされない場合）。 データは R (バージョン 4.0.4) を使用して分析されました。

研究デザインの詳細については、この記事にリンクされている Nature Portfolio Reporting Summary を参照してください。

生態系機能の指標のデータは、著作者の権利によりデータが公開禁止になっている場合は、DOI を通じて、または要求に応じて公開されます。 対応するすべてのメタデータには制限がありません。 データとメタデータは、https://doi.org/10.20387/bonares-4gjt-f0y0 および https://doi.org/10.20387/bonares-c6pk-yxq8 (植物の品質) からアクセスできます。 https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=3e5ac979-3675-4652-818e-67b6f42f2c67 (植物病原体); https://doi.org/10.20387/bonares-9nty-5gfa (nifH 遺伝子量); https://doi.org/10.20387/bonares-9nty-5gfa (細菌および真菌の存在量); https://doi.org/10.20387/bonares-eyt4-dc84 (ミミズバイオマス); https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=2fa214f3-8d6d-4f8c-bd99-d73b67f0d270 (ベータグルコシダーゼ); https://doi.org/10.5194/bg-17-5183-2020 (蒸発散量、リンク内の表 6、ECEB 設定); https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=c6e9a483-2f91-4e4d-851a-6a26e3f27de8 (土壌-水の飽和導電率); https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=a95fd45d-d51b-4698-830d-44f38d7a7340 (風食のリスク); https://maps.bonares.de/mapapps/resources/apps/bonares/index.html?lang=en&mid=78c0c07e-c6b4-453b-ac63-15877dbe32a3 (根バイオマス、土壌総窒素鉱化、土壌微生物 C および N、土壌 GHG フラックス、および栄養塩浸出フラックス); https://doi.org/10.20387/bonares-1b9y-806w (収量); https://doi.org/10.20387/bonares-q82e-t008、https://doi.org/10.20387/bonares-fq8b-031j、および https://doi.org/10.20387/bonares-s84z-chbt (SOC、植物が利用可能な P&K、塩基飽和、有効陽イオン交換容量)。 禁輸措置の場合、著者の連絡先の詳細とデータの利用可能日がメタデータに記載されます。

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この研究は、BonaRes-SIGNAL プロジェクトの枠組みでドイツ連邦教育研究省 (BMBF) から資金提供を受け (資金コード: 031A562A、031B0510A、および 031B1063A)、BonaRes センター (資金コード: 031B0511B) からの追加支援を受けました。 Gustav Wiedey 氏、Michael Bredemeier 氏、Magdalena Benecke 氏の優れた物流面および管理面でのサポートに感謝いたします。 また、現場、技術、研究室でのサポートをしていただいた Dirk Böttger、Julian Meier、Andrea Bauer、Martina Knaust、Kerstin Langs、Natalia Schröder、および管理上のサポートをいただいた Sonja Gerke に感謝いたします。

Projekt DEAL によって実現および組織されたオープンアクセス資金調達。

Edzo Veldkamp、Marcus Schmidt などの著者も同様に貢献しました。

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アンドレア・ビアトゥンプフェル、キャロリン・ルドルフ、トルステン・グラフ

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EV、MDC、AC、DF、TG、JMG、JI、MJ、PK、AK、NL、EP、MS、CW、MW が研究提案書を作成しました。 MDC、EV、および MS が研究デザインとプロットの確立を考案しました。 MS、CM、LB、RB、AB、XB、XD、RG、LG、RG、VG、FH、MK、ML、JL、MP、JGVvR、CR、D.-MS、GS、LS、NS、ASを搭載データの収集、組み立て、保管を行います。 MS、MDC、CM が統計分析を実施しました。 MDC、EV、MS が原稿執筆を主導し、すべての著者が原稿の一部を書いたり、コメントしたりしました。

夫フェルドカンプへの手紙。

著者らは競合する利害関係を宣言していません。

Communications Earth & Environmental は、この研究の査読に貢献してくれた Rémi Cardinael と他の匿名の査読者に感謝します。 主な担当編集者: Clare Davis。 査読者レポートが利用可能です。

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転載と許可

Veldkamp, E.、Schmidt, M.、Markwitz, C. 他温帯路地作物アグロフォレストリーの多機能性は、開けた耕作地や草原を上回ります。 共用地球環境 4、20 (2023)。 https://doi.org/10.1038/s43247-023-00680-1

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受信日: 2022 年 7 月 11 日

受理日: 2023 年 1 月 9 日

公開日: 2023 年 1 月 24 日

DOI: https://doi.org/10.1038/s43247-023-00680-1

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