معلومة

2.5.4: الغوص في البيانات - تخزين الكربون الحيوي - علم الأحياء

2.5.4: الغوص في البيانات - تخزين الكربون الحيوي - علم الأحياء



We are searching data for your request:

Forums and discussions:
Manuals and reference books:
Data from registers:
Wait the end of the search in all databases.
Upon completion, a link will appear to access the found materials.

ملخص

عزل الكربون هو العملية التي يتم من خلالها امتصاص ثاني أكسيد الكربون في الغلاف الجوي عن طريق الأشجار والأعشاب والنباتات الأخرى من خلال عملية التمثيل الضوئي وتخزينه ككربون في الكتلة الحيوية (الجذوع والفروع وأوراق الشجر والجذور). يوضح الشكل أدناه التخزين المقدر أعلى (النباتات) وتحت الأرض (التربة) بواسطة المناطق الأحيائية الأرضية:

الشكل ( PageIndex {a} ): تخزين الكربون (بالأطنان المترية من ثاني أكسيد الكربون لكل هكتار) فوق (النبات) وتحت الأرض (التربة) في مختلف المناطق الأحيائية. رسم بياني بقلم راشيل شلايجر (CC-BY-NC) معدّل من بيانات في Islam KK، Sato N 2012.

أسئلة

  1. أي نوع من الرسم البياني هذا؟
  2. ما هو المتغير المستقل (التوضيحي) والمتغير التابع (الاستجابة)؟
  3. أي منطقة حيوية لديها أكبر تخزين في النباتات؟ ماذا عن التربة؟
  4. ما هي المناطق الأحيائية الأرضية الثلاثة الأولى من حيث تخزين الكربون؟
  5. كيف يمكن لنتائج هذا الرسم البياني أن تسترشد بجهود الحفظ المستقبلية؟
  6. ما الذي تثير فضولك نتيجة هذا الرسم البياني؟

صافي إنتاج المنطقة الأحيائية للدورات الكاملة للمحاصيل في أوروبا

مجموعات البيانات الخاصة بقياسات الأرصاد الجوية الأحيائية لثاني أكسيد الكربون في النظام الإيكولوجي2 تم دمج التدفق ، جنبًا إلى جنب مع بيانات الحصاد والسماد الطبيعي من العديد من الأراضي الزراعية الأوروبية لتقديم تقييم لميزانية الكربون. شملت المواقع مناطق مناخية مختلفة ودورات متناقضة للمحاصيل. تم أيضًا تقييم تأثير المحاصيل المختلفة وممارسات الإدارة لتحديد بعض العوامل الرئيسية التي تساهم في توازن الكربون في الأراضي الزراعية. نظرًا لأن المحاصيل يتم تناوبها وفترات المحاصيل لا تتبع دائمًا السنة التقويمية ، فإن صافي إنتاج النظام الإيكولوجي (NEP) وكذلك صافي إنتاج المنطقة الأحيائية (NBP) لمجموع دورات المحاصيل الكاملة أو ما لا يقل عن 4 سنوات من تناوب المحاصيل على المدى الطويل والزراعة الأحادية استخدمت. في التحليل الثاني ، ارتبطت مبالغ NBP بخصائص التربة. أخيرًا ، تم دمج البيانات مع البيانات الإضافية لاشتقاق متوسط ​​رصيد غازات الدفيئة السنوي لمواقع الأراضي الزراعية الأوروبية قيد الدراسة.

تم دمج خمس دورات للمحاصيل وزرعتان أحاديتان على مدار 4 سنوات. خلال 4 سنوات ، كان متوسط ​​NEP السنوي −240 ± 113 جم Cm −2 y −1. في المتوسط ​​، تم حصاد 382 ± 117 جم C م −2 y −1 ، حيث كان متوسط ​​مدخلات الكربون عن طريق السماد والبذر 47 ± 51 جم C م 2 ص -1. تم تقدير متوسط ​​NBP للمواقع السبعة قيد الدراسة على أنه خسارة كربونية قدرها 95 ± 87 جم C · م 2 ص -1. تم تقدير الرصيد الكامل لغازات الدفيئة للمواقع المدروسة بـ 160 جم ​​C م 2 ص -1 في ثاني أكسيد الكربون2-مرادف.

تتحدى هذه النتائج إرشادات الممارسات الجيدة الحالية التي تتنبأ بميزانيات الكربون المحايدة للأنظمة التي تكون فيها مدخلات السماد الطبيعي وبقايا المحاصيل ذات حجم مماثل لتلك المرتبطة بالمواقع التي تم فحصها في هذه الدراسة. يرتبط فقدان الدبال المستمر على الرغم من الممارسات الجيدة بشكل أساسي بالتربة ذات التركيزات العالية من الكربون والتي ليست في حالة توازن ولكنها قد تكون أيضًا نتيجة لتغير المناخ المستمر بالفعل. قد يلزم تعديل إرشادات الممارسات الجيدة لزيادة مدخلات الكربون.

تشير نتائج تحليل التمثيلية إلى أن أكثر من 50 موقعًا ضرورية لشبكة تدفق الأراضي الزراعية الأوروبية لتمثل بشكل كاف تقلب المناخ والتربة والإدارة داخل القارة الأوروبية. وبالتالي ، فإن أوجه عدم اليقين الناتجة عن تصميم الشبكة أكبر حاليًا من عدم اليقين المتأصل في طريقة القياس.

ويبرز البحوث

. ▶ أظهر هذا النهج القائم على البيانات من الأراضي الزراعية الأوروبية متوسط ​​فقد الكربون من 95 ± 87 جم C م −2 ذ 1. تم تقدير الرصيد الكامل لغازات الدفيئة للمواقع المدروسة بـ 160 جم ​​كربون م 2 ذ -1 في ثاني أكسيد الكربون2-مرادف. ▶ ترتبط خسائر الكربون بشكل أساسي بالتربة ذات التركيزات العالية من الكربون والتي لا تتمتع بالتوازن.


خيارات الوصول

احصل على حق الوصول الكامل إلى دفتر اليومية لمدة عام واحد

جميع الأسعار أسعار صافي.
سيتم إضافة ضريبة القيمة المضافة في وقت لاحق عند الخروج.
سيتم الانتهاء من حساب الضريبة أثناء الخروج.

احصل على وصول محدود أو كامل للمقالات على ReadCube.

جميع الأسعار أسعار صافي.


هناك عدد من العوامل الاجتماعية والاقتصادية التي تدفع ثاني أكسيد الكربون2 وغيرها من انبعاثات غازات الدفيئة المرتبطة بالزراعة (انظر الجدول 5.1) ، بما في ذلك تفضيلات وتقاليد النظام الغذائي أسواق السلع المحلية والعالمية ، والحوافز الفيدرالية لبرامج الحفظ والقدرات التقنية للإنتاج والمعالجة والتخزين في مناطق جغرافية مختلفة. على سبيل المثال ، السياسات والعوامل الاقتصادية التي تؤثر على الطاقة الحيوية وأنظمة إنتاج المواد الأولية للوقود الحيوي لها تأثيرات مباشرة وغير مباشرة متنوعة على دورة الكربون كما نوقش لاحقًا في هذا الفصل وفي الفصل. 3: أنظمة الطاقة. تعتمد البصمة الكربونية للوقود الحيوي على المواد الأولية والإدارة المرتبطة بها بالإضافة إلى كفاءة الطاقة النهائية المنتجة من المواد الأولية. يمكن أن تؤثر التغييرات في إدارة هذه العوامل الاجتماعية والاقتصادية على عزل الكربون في التربة وتخزينه وانبعاثات غازات الدفيئة الزراعية. الدافع الآخر للتغييرات في أنظمة الإنتاج الزراعي هو طلب المستهلك على أنواع الطعام (على سبيل المثال ، اللحوم مقابل منتجات الألبان مقابل الخضار) ومصدر الغذاء (على سبيل المثال ، التغذية بالأعشاب ، والعضوية ، والمحلية). يمكن أن يكون لمثل هذه التأثيرات تأثيرات سلبية وإيجابية على دورة الكربون بطرق مباشرة وغير مباشرة (انظر الإطار 5.1 ، نفايات الطعام والكربون). تم تطوير أدوات دعم القرار على مدار العقد الماضي لمعالجة التأثيرات الزراعية على العوامل المناخية والبيئية التي تلعب دورًا في دورة الكربون (للحصول على أمثلة ، انظر الفصل 18: علوم دورة الكربون في دعم اتخاذ القرار).

مصدر الانبعاث كندا أ الولايات المتحدة ب المكسيك ج الإجمالي حسب المصدر
التخمير المعوي 25 166.5 43.3 234.8
إدارة السماد الطبيعي 8 84.0 25.7 ف 117.7
إدارة التربة الزراعية 24 د 295.0 0 318.0
زراعة الأرز 0 12.3 0.2 12.5
الجير ، تطبيق اليوريا ، وغيرها 3 8.7 7.5 جرام 19.2
الحرق الميداني للمخلفات الزراعية 0 0.4 1.3 1.7
مخلفات المحاصيل NR ه NR 1.9 1.9
المجموع حسب الدولة h 60 566.9 79.9 705.8

ملحوظات
أ المصدر: بيانات ECCC (2018) لعام 2016.
ب المصدر: بيانات وكالة حماية البيئة الأمريكية (2018) لعام 2015.
ج المصدر: قاعدة بيانات FAOSTAT (2017) متوسط ​​البيانات للفترة من 1990 إلى 2014.
(د) تشمل الانبعاثات من حرق المخلفات الزراعية في الحقول.
(هـ) لم يبلغ عنها.
(و) يشمل السماد المطبق على التربة ، والسماد المتروك في المراعي ، وإدارة السماد الطبيعي.
ز سماد اصطناعي.
ح كما ورد في المصدر قد لا يتطابق مع مجموع فئات الانبعاث الفردية بسبب التقريب.


2. المواد والأساليب

2.1 بروتوكول رسم الخرائط المنهجي

قمنا بصياغة بروتوكول رسم خرائط منهجي (الملحق أ) لفهرسة الأدلة بطريقة شفافة وموضوعية (التعاون من أجل الأدلة البيئية ، 2018). قمنا بمراجعة نطاق السؤال (الجدول 1) وسلسلة البحث ومعايير اختيار الدراسة وإطار الترميز (الجدولان S1 و S2 المربع 1 الملحق ب) في أوائل عام 2018 من خلال سلسلة من الاجتماعات وورش العمل مع فريق من الخبراء من الحفظ والتطوير القطاعات ذات الخبرة العالمية التي تغطي الأمن الغذائي والمائي ، والنهج القائمة على النظام الإيكولوجي للتكيف مع تغير المناخ ، وخدمات النظام الإيكولوجي ، والتنمية المستدامة ، وسياسة تغير المناخ (انظر قسم شكر وتقدير ، الملحق أ). لقد صممنا إطار العمل لضمان ملاءمته لصانعي السياسات وللتعرف على التباين الواسع للدراسات وأنواع التدخل والنتائج المرتبطة بمفهوم الحلول القائمة على أساس الطبيعة. ركزنا بشكل خاص على الأدلة على آثار التدخلات القائمة على الطبيعة على تأثيرات المناخ.

استهداف تدخل
الأفراد والجماعات والمجتمعات والقطاعات الاقتصادية البشرية (مثل الزراعة والمياه والغابات والنقل والطاقة) الإجراءات في البيئات الريفية أو شبه الريفية أو شبه الحضرية التي تنطوي على إدارة أو استعادة أو حماية التنوع البيولوجي أو النظم الإيكولوجية أو خدمات النظام الإيكولوجي ، أو تنطوي على إنشاء النظام الإيكولوجي والإدارة اللاحقة
المقارن حصيلة
تكرر خطوط الأساس السابقة للتدخل التقييمات بمرور الوقت شبه أو ضوابط تجريبية (حيث لم يتم اتخاذ أي إجراء للتكيف) منمذجة الوقائع المضادة أو الاستدلال من المقيِّم للواقع المضاد. تم تضمين الدراسات التي تستخدم مناهج التكيف غير القائمة على الطبيعة كمقارنات ، ولكن بالنسبة لهذه ، لم يتم الإبلاغ عن الفعالية الإجمالية النتائج المقاسة أو الملاحظة أو المنبثقة مسبقًا (تنظيم أو توفير خدمات النظام الإيكولوجي) التي تؤثر على مخاطر الأرصاد الجوية المائية أو تغير المناخ على الناس أو القطاعات الاقتصادية

المربع 1. معايير الاستبعاد من الدراسة (انظر الجدول S2 في الملحق E للحصول على القائمة الكاملة لمعايير الاختيار)

  • آثار التدخلات المستندة إلى الطبيعة على الضغوطات غير المرتبطة بتغير المناخ أو مخاطر الأرصاد الجوية المائية ، والتي يمكن مع ذلك أن تلعب أدوارًا مهمة في بناء القدرة على الصمود أمام تأثيرات تغير المناخ
  • الآثار التي لم يتم الإبلاغ عنها صراحة بأنها مدفوعة (على الأقل جزئيًا) بظواهر المناخ أو الأرصاد الجوية المائية
  • التأثيرات على قابلية التأثر (بما في ذلك القدرة على التكيف الاجتماعي) الناشئة فقط عن تنفيذ التدخل أو الإدارة أو الحوكمة وليس من تدفق خدمات النظام البيئي
  • الحلول القائمة على الطبيعة الحضرية ، والتدخلات الطبيعية / المهندسة ، والتدخلات الزراعية (مثل الحراجة الزراعية) ، والمراعي ، أو تدخلات مصايد الأسماك التي لا تتضمن استعادة النظام البيئي أو حمايته
  • فعالية النظم الإيكولوجية الحالية للخدمات ذات الصلة بالتكيف ، ما لم يكن هناك تدخل (مثل الحماية أو الاستعادة)

قمنا بتعديل سلسلة بحث سابقة ابتكرها Munroe وآخرون. (2012) لمطابقة النطاق المفاهيمي لـ NbS (Cohen-Shacham et al. ، 2016) ، وتوسيع سلسلة البحث المكونة من أربعة أجزاء إلى سلسلة بحث من خمسة أجزاء ، وتعديل مجموعة المصطلحات السابقة والبناء عليها (الملحق أ) . استهدف هذا البحث بشكل أفضل لضمان عدد يمكن التحكم فيه من الدراسات. قمنا أيضًا بتضمين الدراسات المتعلقة بتخفيف غازات الدفيئة أو النتائج البيئية أو الاجتماعية فقط إذا تم الإبلاغ أيضًا عن تأثير التدخل على تأثيرات المناخ. وبالتالي ، تم استبعاد مجموعة كبيرة من الأدبيات التي أبلغت فقط عن أي من هذه النتائج الأخرى (على سبيل المثال ، Anderson et al. ، 2019 Busch et al. ، 2019 Friedlingstein ، Allen ، Canadell ، Peters ، & Seneviratne ، 2019 Griscom et al. ، 2017 ، 2020 Lewis، Wheeler، Mitchard، & Koch، 2019 Roe et al.، 2019).

2.2 عمليات البحث والفرز

قمنا بتشغيل سلسلة البحث للمنشورات الإنجليزية في مجموعات فهرس SCOPUS و Web of Science CORE (12 أبريل 2018) ، وقصرنا البحث على العنوان ، والمحتوى الملخص ، والكلمات الرئيسية للمؤلف ، واستبعدنا المراجعات ، والإجراءات ، وفصول الكتب ، والافتتاحيات ، والآراء ، التعليقات ووجهات النظر. أزلنا التكرارات في EndNote (v8.2) وصدرنا نتائج البحث إلى Abstrackr (Wallace، Small، Brodley، Lau، & Trikalinos، 2012) للفحص باستخدام إجراء متدرج ، وفحص عناوين المراجع الأولى ، ثم الملخصات. بعد ذلك ، قمنا بتحسين معايير الاختيار بشكل تدريجي من أجل الوضوح واتساق المراجعين الداخليين ، وقمنا بتحسين هذه المعايير بعد الفحص التجريدي لإنتاج عدد يمكن إدارته من الدراسات ، بناءً على قيود الوقت وقدرة الفريق. في هذه المرحلة ، استبعدنا الدراسات التي تركز بشكل صارم على التدخلات الهجينة (الطبيعية / المهندسة) ، ما لم تكن النتيجة من المكون القائم على الطبيعة محددة بوضوح ، بالإضافة إلى مجموعة من التدخلات الزراعية والرعوية والمتعلقة بمصايد الأسماك التي لم تستهدف لاستعادة أو حماية نظام بيئي طبيعي (انظر الجدول S2 - نقاط استبعاد معايير الاختيار 1 و 2).

كانت القرارات في كل مرحلة من مراحل الفحص متحفظة قمنا بتقييم الدراسات التي كانت أهلية التضمين فيها غير واضحة في المرحلة التالية. اخترنا عشوائيًا ما لا يقل عن 10٪ من المراجع للتحقق من اتساق تشفير المراجعين الداخليين مع اختبار Kappa. إذا كان معامل Kappa أقل من 0.6 (الحد الأدنى الذي يعتبر عنده اتساق تشفير المراجعين الداخليين كافياً كوهين ، 1960) ، قمنا بمراجعة أي تناقضات ناشئة وراجعنا استراتيجية الفرز ومعايير الاختيار من أجل الوضوح. لقد أجرينا فحص المراجع الفردي بحذر ، أي التحقق من اتساق الفحص طوال العملية. تم اتخاذ ما يقرب من 25٪ من جميع قرارات الفحص في مرحلتي الملخص والنص الكامل من قبل اثنين على الأقل من المراجعين. الدراسات المستبعدة أثناء فحص النص الكامل ، وأسباب استبعادها ، متاحة في الملحق د. استرشدت قرارات الإدماج بما إذا كانت الدراسة قد أبلغت عن نتائج ناشئة عن تدخلات قائمة على الطبيعة ذات صلة بتقييم التأثير على تأثير مناخي قائم أو متوقع ، بغض النظر عن الهدف من التدخل.

2.3 استراتيجية الترميز

استُرشد استخراج الأدلة من الدراسات بإطار عمل ترميز (الملحق ب) وتم تسجيله من خلال نموذج إدخال يغذي خريطة الأدلة عبر الإنترنت (naturebasedsolutionsevidence.info). قمنا بتكييف تصنيف لـ 29 تأثيرًا مناخيًا من Munroe et al. (2012). يمكن أن تكون تأثيرات المناخ مترابطة - على سبيل المثال ، يمكن أن يؤثر الجفاف على توافر المياه وإنتاج الغذاء. لتوحيد الترميز ، قمنا بتصنيف الدراسة تحت تأثير المناخ الأقرب إلى قياس النتيجة. على سبيل المثال ، إذا تم قياس تدفق المياه ، فسنقوم بترميز توفر المياه ، حتى لو تم وصف التأثير بالجفاف. عرّفنا الفعالية على أنها مدى تأثير التدخل على تأثير المناخ مقارنةً بالمقارن المبلغ عنه في الدراسة (انظر الجدول 1).

لاستكشاف شمولية تقييمات فعالية التدخل ، قمنا أيضًا بترميز النتائج الاجتماعية والبيئية التي تم الإبلاغ عنها ، بما يتجاوز تلك المتعلقة مباشرة بتأثيرات المناخ (يُشار إلى "النتائج الأوسع" فيما يلي بالملحق "ب" للحصول على تعريفات كاملة). تم تعريف النتائج البيئية المبلغ عنها على أنها نتائج مرتبطة بحفظ الأنواع ، أو جودة الموائل ، أو التنوع (على سبيل المثال ، ثراء الأنواع) ، أو مرونة النظم البيئية الطبيعية ، وتم قياسها أو الإبلاغ عنها بشكل غير مباشر (على سبيل المثال ، من المعرفة المحلية). عرّفنا النتائج الاجتماعية على أنها أي نتائج تم الإبلاغ عنها وصاغها المؤلفون على أنها ذات صلة بمجموعة معينة من الناس. تتداخل مقاييس النتائج الاجتماعية أحيانًا مع مقياس النتيجة لتأثير المناخ ، مثل ما إذا كان المقياس هو عدد الأشخاص في مجتمع محمي من العواصف الساحلية. في حالات أخرى ، لم تكن النتائج الاجتماعية مرتبطة بتأثيرات المناخ ، كما هو الحال في الدراسات التي تتناول الإنصاف أو التمكين. سجلنا أيضًا ما إذا كانت الدراسة قد أبلغت عن تكاليف التنفيذ والصيانة النقدية ، أو النتائج الاقتصادية (فيما بعد التكاليف / الفوائد الاقتصادية) الناشئة عن التدخل سواء تم الإبلاغ عنها في سياق التقييمات الاقتصادية (بما في ذلك التقييمات النقدية لخدمة النظام البيئي) وما إذا كان التنفيذ والصيانة تمت مقارنة تكاليف التدخلات البديلة. بالنسبة للدراسات التي أبلغت عن النتائج الاقتصادية ، لم نقم بتشفير الاتجاه العام للتأثير الاقتصادي ، مع التركيز بدلاً من ذلك على ما إذا كانت الدراسة قد أبلغت عن مقارنات التكلفة والتقييمات الاقتصادية.

قمنا بتجميع التدخلات القائمة على الطبيعة في ست فئات: (أ) الحماية (ب) الاستعادة (ج) الأشكال الأخرى لإدارة النظم البيئية الطبيعية أو شبه الطبيعية (الإدارة الآخرة) (د) مزيج (مزيج من الحماية ، الاستعادة ، و / أو الإدارة) (هـ) إنشاء أو إدارة النظم البيئية التي تم إنشاؤها (يشار إليها فيما يلي باسم "النظم البيئية المُنشأة") و (و) مجموعة من الإجراءات في النظم البيئية المُنشأة والنظم البيئية الطبيعية / شبه الطبيعية (يشار إليها فيما بعد بـ "المخلوطة / غير المخلوقة" ، انظر الإطار 2 للتعريفات). قمنا بتجميع النظم البيئية التي حدثت فيها التدخلات في 28 فئة ، بالاعتماد على أنماط Munroe وآخرون. (2012) ومخطط الموئل IUCN (الإصدار 3.1 IUCN ، 2015) ، وتكييفهما لاستيعاب مجموعة النظم البيئية المشمولة في قاعدة بيانات الأدلة الخاصة بنا (على وجه التحديد ، إضافة فئات صريحة للغابات التي تم إنشاؤها ، وإنشاء الأراضي العشبية ، وإنشاء "أخرى"). تم تصنيف الدول التي حدثت فيها التدخلات فيما يتعلق بمناطق جغرافية واسعة وفئات الدخل وفقًا لخطة التصنيف الإقليمي للبنك الدولي (2020). للحصول على التفاصيل الكاملة ، راجع معلومات الدعم المتاحة على الإنترنت (الملحق ب).

المربع 2. تعريفات الترميز للتدخلات القائمة على الطبيعة

استعادة: الاستعادة النشطة أو السلبية للنظم البيئية الطبيعية أو شبه الطبيعية بما في ذلك المناهج التي تتميز على النحو التالي: الاستعادة البيئية الاستعادة الوظيفية استعادة الموائل تدخل الاستعادة الهيكلية الاستصلاح الإيكولوجيا إعادة التحريج إعادة التحريج إعادة الغطاء النباتي. تم ترميز التجارب المعملية (على سبيل المثال ، تجارب المسيل) التي تحاكي الاستعادة على هذا النحو. تم ترميز المناهج الهندسية البيئية أو النظم الإيكولوجية أو الطبيعة على أنها تدخلات تم إنشاؤها للنظام الإيكولوجي إذا لم تكن هناك نية واضحة لاستعادة أو استعادة نظام بيئي طبيعي أو شبه طبيعي.

حماية: الحماية الخاصة بالمواقع البحرية والمياه العذبة والأرضية للنظم البيئية الطبيعية أو شبه الطبيعية ، بما في ذلك المناطق المحمية وإدارتها ، واستبعاد الأراضي ، وتدابير الحفاظ على الأراضي الخاصة ، والمحميات ، والمحميات ، والمناطق البحرية المدارة محليًا مع "حماية محددة" المناطق. "

إدارة: تدخلات إدارة النظم البيئية الطبيعية أو شبه الطبيعية بخلاف الاستعادة أو الحماية. وهذا يشمل إدارة الغابات (على سبيل المثال ، النهج القريبة من الطبيعة) واستراتيجيات إدارة الحرائق القائمة على النظام الإيكولوجي. استبعدنا نهج الزراعة ومصايد الأسماك وتربية الحيوانات ، بما في ذلك الرعي ، التي لا تهدف إلى استعادة أو حماية نظام بيئي طبيعي أو شبه طبيعي لتوفير خدمات الدعم أو التنظيم أو التزويد للتكيف مع تغير المناخ.

مزيج: مزيج من نهجين أو أكثر في النظم الإيكولوجية الطبيعية أو شبه الطبيعية ، بما في ذلك التدخلات حيث يمكن للأرض أن تتجدد من خلال الحماية.

النظم البيئية التي تم إنشاؤها: إنشاء أو حماية أو إدارة النظم البيئية التي تم إنشاؤها ، بما في ذلك إنشاء نوع جديد من النظام الإيكولوجي بدلاً من نظام بيئي يحدث بشكل طبيعي (مثل تشجير الأراضي العشبية السابقة ، أو الأراضي الرطبة المبنية) أو حيث يتم تعديل النظام البيئي بحيث لا يشبهه. الحالة البيئية الطبيعية (على سبيل المثال ، إعادة تأهيل الأراضي المتدهورة بأنواع غريبة أو إعادة تشجير منطقة بها نوع واحد حيث كانت توجد غابة متنوعة). تشمل هذه الفئة أيضًا التدخلات التي لا يمكن من أجلها تحديد ما إذا كان الموطن الثابت قد تم إنشاؤه ، طبيعيًا أم شبه طبيعي ، وإجراء عمليات التشجير لتسهيل استعادة الموائل الطبيعية ، بشرط أن تكون نتائج تأثير المناخ ناتجة جزئيًا على الأقل عن المشجر (الذي تم إنشاؤه) موطن.

إنشاء مختلط / غير مخلوق: مناهج تشمل كلا من النظم البيئية الطبيعية / شبه الطبيعية والمخلوقة.

2.4 تحليل البيانات ورسم الخرائط

تم تمييز قاعدة الأدلة من خلال الإحصاءات الوصفية ، ورسم خرائط لعدد الدراسات فيما يتعلق بالمنهجية (القسم 3.1) ، والمنطقة الجغرافية ، ونوع التدخل ، والمقياس المكاني للتنفيذ (موقع محدد أو نطاق المناظر الطبيعية) ، ونوع النظام البيئي ، وتأثير المناخ معالجة (القسم 3.2). أبلغنا بعد ذلك عن التقييمات التجريبية ، مع التركيز على الروابط بين نوع التدخل وتأثير المناخ (القسم 3.3) ، وفعالية التدخل المبلغ عنها في الحد من تأثيرات المناخ (القسم 3.4) ، ومقارنات الفعالية مع النهج البديلة ، ومدى الإبلاغ عن النتائج الأوسع نطاقًا والآثار المبلغ عنها من التدخل القائم على الطبيعة بشأن هذه ، والعلاقة بين نتائج تأثير المناخ المبلغ عنها لتدخل معين. لم يتم إجراء تقييم نقدي لجودة الدراسة لأن هذا خارج نطاق الخريطة المنهجية ، ويتم إجراؤه عمومًا لتجميع مجموعات فرعية أصغر من الدراسات (James et al. ، 2016) حيث يمكن تقييم الجودة بالإشارة إلى أهداف محددة للمراجعة سؤال. هنا ، نلخص الفعالية المبلغ عنها للتدخلات لوصف قاعدة الأدلة وتوجيه التحليلات المستقبلية ، بدلاً من استنتاج الفعالية الشاملة لنوع من التدخل.

نصف قاعدة الأدلة من حيث الأعداد المطلقة والنسب المئوية للدراسات أو الحالات ضمن فئات الخريطة (على سبيل المثال ، المناطق ، وأنواع النظام الإيكولوجي ، وتأثيرات المناخ). تم ترميز التدخلات المبلغ عنها في دراسات نمذجة السيناريو فقط على مستوى الدراسة ، بينما بالنسبة للدراسات التجريبية ، تم تقسيم التدخلات إلى حالات (تم تسجيل كل مجموعة من نوع التدخل والموقع والنظام البيئي كحالة متميزة). عندما يتم عرض الأرقام المطلقة للدراسات أو الحالات في الأشكال 1-4-1-4 ، فإننا نبلغ فقط عن النسب المئوية في النص. تم العثور على كل من الأرقام والنسب المئوية في الجداول S3 – S8. خرائط الحرارة الأدلة ، وتصورات أخرى ، وقائمة كاملة من الدراسات المحددة متاحة على الإنترنت (www.naturebasedsolutionsevidence.info).


4. الاستنتاجات والمناقشة

[19] التغيرات في المناخ والغلاف الجوي CO2 خلال الفترة 1981-1998 تسببت في تغيرات عالية بين السنوات في تدفقات النظم البيئية الأرضية. ارتبطت الاختلافات في NPP و NEP بشكل واضح مع دورات ENSO مع انخفاض في ظاهرة النينيو وزيادة في المواسم العادية أو مواسم النينيا. كان كل من NPP والموارد البشرية حساسين للتغيرات المناخية وساهما بشكل متساوٍ في التقلبات بين السنوات في السياسة الاقتصادية الوطنية العالمية. منذ أن زاد صافي الإنتاج الوطني العالمي أكثر من الموارد البشرية ، زاد صافي الطاقة الإنتاجية العالمي بنسبة 0.3٪ سنويًا من 0.23 جيجا طن من الكربون في العام في الثمانينيات إلى 1.10 جيجا طن من الكربون في العام في التسعينيات. استأثرت المناطق المدارية بمعظم التباين بين السنوات في السياسة الاقتصادية الجديدة العالمية ، وكان متوسط ​​السياسة الاقتصادية الجديدة فيها ضعف متوسط ​​المناطق الشمالية في الفترة 1981-1998 ، ومع ذلك ، فقد ساهمت المنطقتان بالمثل في زيادة السياسة الاقتصادية الجديدة العالمية من الثمانينيات إلى التسعينيات. بلغ متوسط ​​صافي القوة الاقتصادية العالمية للفترة 1981-1998 0.62 جيجا طن من الكربون في العام ، مما أدى إلى تراكم الكربون في النظم البيئية الأرضية بمقدار 11.2 جيجا طن. ومع ذلك ، حدثت الزيادة في تخزين الكربون فقط في الغطاء النباتي ، وانخفض تخزين الكربون في التربة بسبب ارتفاع الموارد البشرية على مدخلات القمامة. زادت NEP السنوية العالمية المقدرة بمقدار 0.87 جيجا طن من الكربون من الثمانينيات إلى التسعينيات ، وهو ما يمثل 73٪ من الزيادة من 0.2 إلى 1.4 جيجا طن من الكربون في العام في صافي تدفق الكربون الأرضي والغلاف الجوي في نفس الفترة [ باتل وآخرون., 2000 بوسكيه وآخرون., 2000 ].

[20] إجمالي بالوعة الكربون الأرضية في الثمانينيات والتسعينيات ، بسبب عمليات مختلفة مثل ثاني أكسيد الكربون في الغلاف الجوي2 كانت الزيادات وتغير المناخ وترسب النيتروجين وتغير استخدام الأراضي حوالي 2-4 جيجا طن من الكربون في العام [ برنتيس وآخرون, 2001 شيميل وآخرون.، 2001]. قدرتنا البيئية الوطنية المقدرة بـ 0.62 جيجا طن من الكربون في العام لنفس الفترة ، استجابةً لتغير المناخ وثاني أكسيد الكربون في الغلاف الجوي.2 ساهمت بنسبة تتراوح بين 15٪ و 30٪ في إجمالي بالوعة الكربون الأرضية. قدرت الدراسات المبكرة أن تعزيز النمو ، على سبيل المثال ، ثاني أكسيد الكربون في الغلاف الجوي2 الزيادات ، وتغير المناخ ، وترسب النيتروجين من شأنه أن يمثل 60-70 ٪ من بالوعة الكربون الأرضية [ فريدلينجشتاين وآخرون., 1995 طومسون وآخرون., 1996 هوتون وآخرون.، 1999]. ومع ذلك ، تشير الدراسات الحديثة إلى أن المساهمة النسبية لتعزيز النمو ، مقابل إعادة نمو الغابات بسبب التغيرات في استخدام الأراضي ، تفاوتت من 2٪ [ Caspersen et al.، 2000] إلى 25٪ [ شيميل وآخرون.، 2000] من إجمالي بالوعة الكربون في الولايات المتحدة. قد تختلف مساهمة تعزيز النمو في مناطق أخرى بسبب التغيرات المختلفة في استخدام الأراضي واستجابات النظام الإيكولوجي لتغيرات المناخ والغلاف الجوي [ Spiecker et al., 1996 جاستون وآخرون., 1998 فالنتيني وآخرون., 2000 كاو وآخرون., 2001 فانغ وآخرون.، 2001] ، ولكن القليل من البيانات المتاحة للتحليل الكمي. قد يكون تقديرنا لمساهمة تعزيز النمو منخفضًا لأن تأثير ترسب النيتروجين لم يؤخذ في الاعتبار وبسبب المناخ الخاص في الفترة 1981-1998 ، الذي تميز باحترار قوي وظاهرة النينيو المتكررة والشديدة [ مان وآخرون., 1998 فولاند وآخرون.، 2001] التي فرضت ضغوطًا إضافية على الإنتاج النباتي وحفزت إطلاق الكربون في التربة.

[21] تظهر نتائج هذه الدراسة الاستجابات المعقدة لتدفقات الكربون في النظام البيئي الأرضي للتغيرات المناخية وثاني أكسيد الكربون في الغلاف الجوي2 يزيد. بالإضافة إلى الاستجابات العالمية لظواهر المناخ في جميع أنحاء العالم ، على سبيل المثال ، الاحترار ودورات ENSO ، كما لعبت تقلبية المناخ الإقليمية والاستجابات المختلفة لمختلف المناطق الأحيائية دورًا مهمًا. إن الاختلافات المكانية والزمانية المقدرة في تدفقات الكربون في النظام الإيكولوجي والاستجابات المتميزة لتخزين الكربون في التربة والغطاء النباتي لها آثار علمية وسياسية. أولاً ، بسبب التباين الزمني الكبير في تدفقات الكربون في النظام الإيكولوجي ، يجب أن يستند تقدير بالوعة الكربون الأرضية وتقييم فعالية استراتيجيات وأنشطة إدارة الكربون لتعزيز عزل الكربون إلى توازن الكربون طويل الأجل ، وليس قصير المدى. تغييرات المصطلح التي قد تكون متحيزة نتيجة لظروف مناخية معينة. ثانيًا ، يلعب تنفس التربة دورًا مهمًا مثل NPP في توازن الكربون في النظام البيئي الأرضي العالمي. علاوة على ذلك ، انخفض مخزون الكربون المقدر في التربة على الرغم من الزيادات في تخزين الكربون في الغطاء النباتي ومدخلات القمامة خلال فترة الدراسة. لذلك ، ينبغي إيلاء المزيد من الاهتمام لتنفس التربة وتخزين الكربون في كل من البحث وصنع السياسات. ثالثًا ، لتحديد كمية بالوعة الكربون الأرضية بشكل أكثر دقة ، نحتاج إلى مراعاة التباين المكاني المرتفع في كل من تقلب المناخ واستجابات النظام البيئي. يتطلب ذلك استخدام البيانات المتعلقة بالمناخ والغطاء النباتي بدقة أدق ، مثل التي توفرها عمليات المراقبة عبر الأقمار الصناعية على نطاقات كيلومترات وأيام. تم تطبيق بيانات الأقمار الصناعية لتقدير الاختلافات بين السنوات في نمو النبات أو NPP [ بوتر وآخرون., 1999 جويتز وآخرون., 2000 مينيني وآخرون., 2001 تاكر وآخرون, 2001 كاو وآخرون.، 2002] ، ولكن لم يتم استخدامها بالكامل بعد في قياس بالوعة الكربون الأرضية.


التكوين والتنوع عبر المستويات الغذائية المتناقضة

يصاحب التحولات في خصائص مستوى النظام الإيكولوجي عبر تدرج منطقة الجزيرة تغييرات على مستوى المجتمع ، بما في ذلك الكائنات الحية الاستهلاكية. من المحتمل أن تكون التسلسلات الزمنية التراجعية أدوات قوية لتقييم تأثير كمية الموارد المشتقة من النبات وجودتها على كل من المستويات الغذائية تحت الأرض وفوقها عبر التدرجات البيئية الكبيرة (Peltzer وآخرون. 2010) ، على الرغم من أنه نادرًا ما تم استخدامها لهذا الغرض (Gruner 2007 Doblas-Miranda وآخرون. 2008). استكشفت الدراسات التي أجريت على نظام الجزيرة التغيرات في الكتلة الحيوية أو الكثافة للعديد من مجموعات المستهلكين التي تغطي ثلاثة مستويات غذائية على الأقل ، بما في ذلك ميكروبات التربة واللافقاريات الموجودة فوق الأرض وتحتها والطيور الآكلة للحشرات (الشكل 5). من بين هؤلاء ، ينخفض ​​المستهلكون الأوليون والثانويون فقط في شبكة الغذاء المُحللة (أي الميكروبات والديدان الخيطية التي تغذي الميكروبات ، على التوالي) استجابةً لانخفاض جودة الموارد وكميتها أثناء التراجع. بالنسبة للميكروبات ، هناك أيضًا زيادة في وفرة الفطريات بالنسبة للبكتيريا ذات حجم الجزيرة المتناقص (الشكل 5) ، مما يدل على وجود مدخلات رديئة الجودة وتدوير المغذيات الأكثر تحفظًا (Bardgett & Wardle 2010). مجموعات الحيوانات الأخرى في التربة مثل النيماتودا المفترسة العليا ، والعث وذيل الربيع ، لا تستجيب لحجم الجزيرة ، وبالتالي يتغير الغطاء النباتي أثناء التراجع (Jonsson ، Yeates & Wardle 2009).

بيانات الكتلة الحيوية أو الكثافة للمنتجين ومجموعات المستهلكين ذات المستويات التغذوية المتعددة عبر فئات حجم الجزيرة. SIR = معدل التنفس الناجم عن الركيزة البكتيرية للفطريات للأحماض الدهنية الفوسفورية الميكروبية. إن كثافات الخنافس المفترسة والعناكب التي تعيش على الأرض هي إجمالي المصيد خلال أسبوعين من كثافات محاصرة عناكب الويب هي إجمالي المصيد من 20 عملية مسح باستخدام شبكة الكنس. بيانات السوسة العاشبة للأنواع Deporaus betulae. بيانات اللوحات (أ و ب) مأخوذة من Wardle وآخرون. (2003 أ) ، للوحات (f و g و i-k) مأخوذة من Jonsson، Yeates & Wardle (2009) (بيانات من 2007 فقط) ، للوحة (h) من Crutsinger وآخرون. (2008) ومن اللوحة (l) من Jonsson، Englund & Wardle (2011). طرق البيانات غير المنشورة سابقًا في اللوحات (ج - هـ) معطاة في الملحق S1 ولللواح الأخرى في منشورات المصدر. F يتم اشتقاق القيم من anova أحادي الاتجاه مع 2،27 درجة من الحرية (بعد تحويل السجل لبيانات النيماتودا والطيور). تشير NS و * و ** و *** إلى أن تأثير حجم الجزيرة ليس مهمًا أو مهمًا عند ص = 0.05 و 0.01 و 0.001 على التوالي. داخل كل لوحة ، لا تختلف القضبان التي تعلوها نفس الحرف اختلافًا كبيرًا وفقًا لاختبار Tukey في ص = 0.05.

في المقابل ، زادت كثافة العديد من مجموعات اللافقاريات الموجودة فوق الأرض والطيور الآكلة للحشرات مع انخفاض حجم الجزيرة على الرغم من انخفاض NPP وجودة الموارد (الشكل 5). بالنسبة للحيوانات العاشبة الورقية الأكثر وفرة في النظام ، السوسة Deporaus betulae التي تتخصص في ب. pubescens الأوراق ، ترتبط الكثافة الأكبر في الجزر الصغيرة بتفضيل الأوراق التي تحتوي على مستويات عالية من المستقلبات الثانوية (الشكل 1) (Crutsinger وآخرون. 2008). يبدو أن الزيادة في الحشرات مثل الخنافس المفترسة والعناكب والطيور أثناء التراجع ترجع إلى زيادة المدخلات إلى الأرض (لكل وحدة مساحة) من فريسة اللافقاريات مثل chironomids من المياه المحيطة في الجزر الأصغر ، والتي لها محيط أكبر - إلى نسبة المساحة. تمشيا مع هذا التفسير ، تكون كثافات الكيرونوميدات على سطح الأرض أكبر في الصغيرة منها في الجزر الكبيرة (Jonsson & Wardle 2009) ، والعناكب الموجودة على الجزر الأصغر لها قيم نظائر مستقرة (δ 13 درجة مئوية) أقرب إلى نظائر الكيرونوميدات من تلك الخاصة بالبيرونوميدات. على الجزر الكبيرة (Hyodo & Wardle 2009). تشير نمذجة المعادلات الهيكلية أيضًا إلى توفر الفرائس اللافقارية (لا سيما العناكب والخنافس و chironomids) كأفضل مؤشر لكثافة الطيور الآكلة للحشرات عبر الجزر (Jonsson، Englund & Wardle 2011). على هذا النحو ، تعزز الجزر الأكبر كثافة أكبر لبعض الكائنات الحية المتحللة التي تعيش في التربة بسبب زيادة إنتاجية النبات وجودة مدخلات القمامة ، بينما تعزز الجزر الأصغر كثافة أعلى للعديد من مجموعات المستهلكين فوق الأرض نتيجة لزيادة مساهمة الإنتاجية من المياه المحيطة.

كما تم قياس تكوين المجتمع عبر تدرج الجزيرة لعدة مجموعات من الكائنات الحية ، بما في ذلك النباتات ، وكائنات التربة ، والمستهلكون فوق الأرض (الجدولان 2 و 3). بالنسبة للنباتات ، هناك زيادة كبيرة أثناء تراجع كل من ثراء أنواع النباتات الوعائية ومؤشر تنوع شانون-وينر (مؤشر التنوع فيما بعد) (واردل) وآخرون. 2008 أ) ، ولكن لا توجد تحولات مقابلة في هذه القياسات للطحالب (الجدول 2). يتيح نظام الجزيرة استكشاف سبب زيادة ثراء النباتات الوعائية وتنوعها مع انخفاض خصوبة التربة وإنتاجيتها. تم اقتراح أنه مع انخفاض خصوبة التربة ، يتم تعزيز التنوع من خلال زيادة عدم التجانس المكاني للموارد المحدودة (Tilman 1982 Tilman & Pacala 1993). ومع ذلك ، فإن التباين المكاني لتوافر موارد التربة ، كما هو محدد من خلال قياسات كل من الخصائص الخمس (NH4 + , amino acid N, , litter decomposition and microbial biomass) across a spatial grid of 49 points on each island, was greater on larger islands with the lowest diversity ( Gundale وآخرون. 2011). This means that changes in vascular plant diversity across the gradient cannot be explained by changes in resource heterogeneity. An alternative explanation is that species with the highest growth rates that dominate on the most productive islands (P. سيلفستريس و V. myrtillus) exclude weaker competitors when resource availability is high ( Grime 1979 Grace 1999 ), leading to lower diversity on large islands. Consistent with this, experimental studies have shown that on large islands, understorey shrubs are more competitive against each other ( Wardle & Zackrisson 2005 ) and against colonization by other species ( Wardle, Lagerström & Nilsson 2008b ). This suggests that declining productivity and competition intensity as island size decreases allows a greater number of vascular plant species to coexist. Conversely, neither bryophyte productivity nor biomass shows a simple decline with decreasing island size, reducing the potential for competitive exclusion to vary across the gradient and resulting in no net shift in bryophyte diversity.

Organism group Richness of taxa Shannon–Weiner diversity index
Large islands (<1.0 ha) Medium islands (0.1–1.0 ha) Small islands (>1.0 ha) F (ص) Large islands (<1.0 ha) Medium islands (0.1–1.0 ha) Small islands (>1.0 ha) F (ص)
Vascular plant species 6.6 (0.5) c 8.6 (0.4) b 10.6 (0.6) a 16.6 (& lt0.001) 0.62 (0.11) b 0.86 (0.06) ab 0.97 (0.06) a 5.0 (0.014)
Bryophyte species 3.6 (0.4) 3.8 (0.5) 4.8 (0.4) 0.9 (0.407) 0.82 (0.07) 0.79 (0.09) 0.91 (0.04) 0.6 (0.540)
Microbial PLFAs* اختصار الثاني اختصار الثاني اختصار الثاني 1.94 (0.01) 1.96 (0.01) 1.94 (0.01) 3.3 (0.052)
Microbial SUPs† اختصار الثاني اختصار الثاني اختصار الثاني 3.01 (0.02) 3.01 (0.01) 3.07 (0.04) 1.3 (0.301)
Soil nematode genera 12.5 (0.82) 12.2 (0.87) 12.8 (0.77) 0.1 (0.876) 1.56 (0.10) 1.51 (0.09) 1.62 (0.10) 0.1 (0.076)
Ground-dwelling beetle species 4.3 (0.7) b 7.7 (0.9) a 8.5 (0.5) a 9.1 (& lt0.001) 0.90 (0.14) b 1.33 (0.14) a 1.30 (0.09) ab 3.4 (0.047)
Ground-dwelling spider species 6.6 (1.2) b 8.2 (1.1) ab 10.8 (0.8) a 3.9 (0.032) 1.54 (0.19) 1.78 (0.17) 1.57 (0.16) 0.5 (0.583)
Insectivorous bird species 8.4 (0.4) a 4.5 (0.6) b 1.7 (0.3) c 51.8 (& lt0.001) 1.96 (0.04) c 1.30 (0.17) b 0.39 (0.10) a 44.0 (& lt0.001)
  • Vascular plant data from Wardle وآخرون. (1997, 2008a ), bryophyte data from Gundale وآخرون. (2011) , SUP data from Schipper وآخرون. (2001) , soil nematode, beetle and spider data from Jonsson, Yeates & Wardle (2009) and bird data from Jonsson, Englund & Wardle (2011) . Previously unpublished data for PLFA are as described in Appendix S1 in Supporting Information. All richness measures are for fixed plot sizes (plants, beetles and spiders) or fixed soil weights (nematodes) irrespective of island size, except for birds for which whole island measures are used. Within each row, numbers for each measure followed by the same letter are not statistically significant at ص = 0.05 (Tukey’s test following one-way anova with 2,27 d.f. ن = 10 for each size class). ص-values in boldface are significant at ص = 0.05.
  • *Phospholipid fatty acids.
  • †Substrate utilization profile ND = not determined.
Organism group PC1 PC2
F (ص) Percent of variation explained F (ص) Percent of variation explained
Vascular plant species 36.3 (& lt0.001) 47.8 3.9 (0.032) 20.4
Bryophyte species 0.3 (0.717) 24.9 1.1 (0.336) 17.9
Microbial PLFAs* 5.4 (0.010) 38.4 1.4 (0.256) 21.6
Microbial SUPs† 0.2 (0.789) 28.9 1.4 (0.285) 14.3
Soil nematode genera 0.5 (0.614) 20.6 2.3 (0.121) 13.2
Ground-dwelling beetle species 1.6 (0.214) 12.6 1.8 (0.182) 9.6
Ground-dwelling spider species 2.8 (0.077) 14.1 2.5 (0.100) 11.5
Insectivorous bird species 30.3 (& lt0.001) 18.6 3.8 (0.034) 12.6
  • Data shown are F القيم مع ص values in parentheses (following rank transformation of ordination score values) and the percentage of total variation in the data set explained by the ordination axes. ص-values in boldface are significant at ص = 0.05. All data are from the same sources as for Table 2.
  • *Phospholipid fatty acids.
  • †Substrate utilization profile.

We considered community properties of two key groups of below-ground consumers that are each key components of the decomposer subsystem – microbes and nematodes (Tables 2 and 3). Microbial community measures were determined from data for both microbial phospholipid fatty acids (PLFAs different acids correspond to different subsets of the microbial community) and substrate utilization profiles [SUPs functional community structure is assessed by the relative response of the soil community to different added substrates ( Schipper وآخرون. 2001 )]. Soil nematode community analyses were performed using identifications at genus or family level ( Jonsson, Yeates & Wardle 2009 ). We found that community composition of only PLFAs was related to island size (mainly due to a greater fungal-to-bacterial ratio on small islands) and that richness and diversity index values were not responsive to island size for any group (Tables 2 and 3). Further, across the islands, only the diversity index values of PLFAs were related to vascular plant diversity, and only nematode community composition was related to vascular plant composition (Table 4). This does not provide strong support for suggestions that plant communities drive decomposer communities ( Hooper وآخرون. 2000 ) as a consequence of specificity between decomposer biota and plant species ( Bezemer وآخرون. 2010 Eisenhauer وآخرون. 2010 ). It is also inconsistent with the results of some controlled experiments in which species richness has been experimentally varied (e.g. De Deyn وآخرون. 2004 Scherber وآخرون. 2010 but see Carney, Matson & Bohannan 2004 ). In contrast to many studies exploring diversity linkages between plants and soil biota, the island system involves a naturally assembled gradient of plant diversity, composition and resource availability and one which is dominated by longer-lived woody rather than herbaceous plant species. We show that in this natural setting, the link between the plant community and soil community is weak and that decomposer community properties can remain reasonably invariant across large gradients of soil resource availability, vegetation composition and plant diversity.

Consumer group Plant versus consumer taxonomic richness Plant versus consumer diversity index Plant versus consumer community composition
Microbial PLFAs† اختصار الثاني 0.513** 0.216
Microbial SUPs‡ اختصار الثاني 0.020 0.138
Soil nematode genera 0.176 −0.104 0.074
Ground-dwelling beetle species 0.380* 0.100 0.141
Ground-dwelling spider species 0.362* 0.043 0.192
Insectivorous bird species −0.020 −0.098 0.594**
  • For bird data, because diversity was measured on a whole island scale (rather than on a fixed area or soil mass independent of island size), ص-values for richness and diversity indices are partial correlation coefficients correcting for the effect of island size. * and ** indicate that ص is significant at ص = 0.05 and 0.01, respectively. All data are from the same sources as for Table 2.
  • †Phospholipid fatty acids.
  • ‡Substrate utilization profile ND = not determined.

We have also determined community-level measures for each of three above-ground consumer groups – spiders, beetles and insectivorous birds (Tables 2 and 3). Species richness of both spiders and beetles was greatest on small islands and was related to plant species richness across islands (Table 4). This suggests that richness was driven by the heterogeneity of habitats provided by the plant community (which is greater on small islands) than by island size per se ( Jonsson, Yeates & Wardle 2009 ). This is consistent with experimental studies pointing to plant species richness as a driver of invertebrate species richness ( Siemann وآخرون. 1998 Scherber وآخرون. 2010 ). In contrast, neither diversity nor composition of either invertebrate group was related to the corresponding measure for the plant community (Table 4). For birds, our measures of diversity are not directly comparable to those of the other groups because they were performed at the whole island scale rather than on plots or samples that were independent of island size. However, structural equation modelling enabled the assessment of the role of factors other than island size per se on bird species richness and showed that richness was also driven by NPP and the availability of invertebrate prey ( Jonsson, Englund & Wardle 2011 ), as predicted by species energy theory ( Hurlbert 2004 ). In contrast, bird species richness and diversity indices had no relationship with plant richness or diversity indices when the effects of island size per se were corrected for (Table 4). However, bird species composition was significantly correlated with plant community composition (Table 4), suggesting that island size effects on the plant community in turn drive the bird community, presumably through different plant species offering distinct niches ( Urban & Smith 1989 ). In total, our data suggest that plant species diversity and composition can sometimes exert positive effects on comparable measures of consumer groups, but that these effects are not recurrent or consistent among different groups (Table 4).


شكر وتقدير

Financial support was provided by the National Key Research and Development Program of China (2016YFC0500600 and 2017YFE0104500), the National Natural Science Foundation of China (41771205), the Earmarked Fund for China Agriculture Research System (CARS–34), and the Dynamics of Coupled Natural and Human Systems (CNH) Program of the NSF (#1313761). We greatly appreciate Connor Crank at the LEES Lab of MSU provided constructive and careful editing of the manuscript during revision.


شكر وتقدير

The authors thank Yiqi Luo and Xiaochun Zhang for their comments on early version of this manuscript. We appreciated Aaron Ruesch and Holly K. Gibbs for sharing their global living biomass data for this study. Three anonymous reviewers had constructive comments that have significantly improved this manuscript. This study was supported through the Biogeochemistry Feedbacks Scientific Focus Area (BGC Feedbacks SFA), which is sponsored by the Regional and Global Climate Modeling (RGCM) Program in the Climate and Environmental Sciences Division (CESD) of the Biological and Environmental Research (BER) Program in the U.S. Department of Energy Office of Science. Support for X.S. and X.X. was proved by San Diego State University and the University of Texas at El Paso. Financial assistance was partially provided by the SPRUCE and NGEE Arctic projects, which are supported by the Office of Biological and Environmental Research in the U.S. Department of Energy Office of Science. Contributions by F.H., C.M.I., and J.K. were supported by the U.S. Department of Energy, Office of Science, Office of Biological and Environmental Research. Oak Ridge National Laboratory is managed by UT-Battelle, LLC, for the US Department of Energy under contract DE-AC05-00OR22725. Early work of this study was carried out at an internal cluster at the Climate Change Science Institute at Oak Ridge National Laboratory. This work partially used the Extreme Science and Engineering Discovery Environment (XSEDE), which is supported by National Science Foundation grant ACI-1053575. Authors state that there is no conflict of interest.

اسم الملف وصف
jgrg20819-sup-0001-2017JG003914-SI.docxWord 2007 document , 68.1 KB Supporting Information S1
jgrg20819-sup-0002-2017JG003914-ds01.xlsxExcel 2007 spreadsheet , 166.3 KB Data Set S1

يرجى ملاحظة ما يلي: الناشر غير مسؤول عن محتوى أو وظيفة أي معلومات داعمة مقدمة من المؤلفين. يجب توجيه أي استفسارات (بخلاف المحتوى المفقود) إلى المؤلف المقابل للمقالة.


4.4 Limitations and future research

Although we have used a diverse and representative dataset across the globe for the analysis, there are still some limitations in the datasets and assessment. First, our study did not bring detailed land use history and intensity (such as the time length of cropping and the intensity of grazing) into the analysis, which may significantly affect SOC stabilization processes and thus SOC stocks in managed landscapes (Sanderman et al., 2017). As anthropogenic land use may change from year to year, it is challenging to accurately explain SOC stock changes in those systems that experience intensive human disturbances across large extents. Second, all soil properties including SOC were treated as constant. In reality, however, some soil properties, particularly chemical variables such as pH, may actively respond to external disturbance including human activities. Treating these variables as constant may result in under- or overestimations of the variable importance if a variable shows marked temporal variability. Third, in managed systems, the apparent carbon input represented by NPP may not accurately reflect the real carbon input into soil (Luo et al., 2018 Pausch and Kuzyakov, 2018) as discussed above, leading to biased estimation of the importance of C inputs. In cropping areas, for example, yield harvesting and crop residue removal certainly reduce the fraction of NPP ending up in the soil. Fourth, we would like to point out that, albeit edaphic factors appear to be the dominant individual controls on SOC stock, climate might have an impact on those edaphic factors and hence SOC stocks in the long term (Jenny, 1941). Indeed, Luo et al. (2017) have provided evidence that climate not only directly but also indirectly (via its effect on edaphic factors) exerts significant effect on SOC dynamics. All these limitations should be overcome to provide more robust predictions on the role of different factors in SOC stabilization and stock, which will be particularly important for understanding long-term SOC dynamics in managed systems. Fourth, we would like to note that this study focused on the controls over the global spatial pattern of SOC stocks and did not explicitly assess the potential variability of controls at small scales. Under different land use types, for example, factors controlling SOC stock would change. A recent study focused on SOC component fractions has found that continental drivers of SOC stocks were modulated by regional environmental factors (Viscarra Rossel et al., 2019). In order to better understand regional-scale factors controlling SOC dynamics, we should further explore the controls over different spatial scales. Considering that we only included limited soil properties in our assessment and different soil properties may play different roles at different scales, scale-dependent understanding of controls over SOC stocks is important to make site-specific management practices for sustainable soil use and carbon management. Finally, soil samples are still limited in some areas (e.g. tundra and flooded grasslands and savannas) (Batjes, 2016). We do not know much about whether some of the relationships we find between SOC stocks and predictor variables are universal or maybe fundamentally different in less studied soils. The uneven distribution of soil samples may also help to explain the model bias in explaining low and high SOC stocks (Fig. 3). Our results indicate that there are large uncertainties in the relative importance of climate and soil depending on the data used to fit the model (Fig. 5).

Quantitatively, we have demonstrated the primary role of soil properties together with climate in regulating SOC stock in the whole-soil profile across the globe. This result has important implications for understanding mechanisms of SOC stabilization and destabilization. Previous modelling and experimental efforts have mostly focused on climatic and biotic aspects, and many of the studies are over smaller scales. We argue that soil physicochemical characteristics define the boundary conditions for the climatic and biotic factors. That is, climatic and biotic factors (e.g. carbon inputs) can regulate the rate of SOC of shifting from one capacity to another, but a soil's physicochemical properties (e.g. soil structure) may inherently determine the SOC stock capacity of soil. It is thus critical to understand how soil processes mediated by different soil properties in different soil layers respond to those climatic and biotic factors and land management practices and feed this information into the prediction of SOC stock capacity in the whole-soil profile. However, individual soil variables work together involving complex interactions and non-linear relationships with each other as well as with climate to regulate SOC stock (Figs. 2 and 4). We need more and better quality data (e.g. following the same soil sampling and measuring procedure and using a novel approach for monitoring of soil properties) and innovative methods (Viscarra Rossel et al., 2017) for representing soil heterogeneity to facilitate robust prediction of SOC dynamics over large extents. Results of this study further demonstrate that globally the influence of individual climatic variables on SOC stock is weaker than the influence of individual soil properties regardless of soil depth. Current Earth system models are mostly driven by climate, with few cases having approximated the regulation of soil properties on carbon stabilization and destabilization (Tang and Riley, 2014 Riley et al., 2014). Undoubtedly, climate has direct effect on plant growth and thus potential carbon inputs to the soil, but our results demonstrate that soil properties are also primary controls of global SOC stocks. Our research highlights the urgent need to consider soil properties and their interactions with climate to provide more reliable predictions of SOC stock and changes under climatic and land use changes.

Code used to generate the results in this study can be reasonably requested from the corresponding author.


شاهد الفيديو: درس ساينس ثاني أكسيد الكربون- co2 المقطع الأول (أغسطس 2022).