Kontinuierlicher Rückgang der organischen Substanz im Boden trotz erhöhter Pflanzenproduktivität in einem 80

Communications Earth & Environment Band 4, Artikelnummer: 251 (2023) Diesen Artikel zitieren

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Ziel dieser Studie war es zu verstehen, wie acht Jahrzehnte Bodenbearbeitung die Dynamik der Bodenelemente beeinflussten. Wir haben die chemischen Eigenschaften des Bodens und das 14C:12C-Verhältnis (Δ14C) des organischen Kohlenstoffs in einem der ältesten Ackerlandexperimente in Europa mit unterschiedlichem Phosphorzusatz gemessen. Der Gesamt- und der organische Phosphorvorrat im Boden in den obersten 20 cm unterschieden sich zwischen der Kontroll- und der Phosphorzugabebehandlung nach 80 Jahren nicht wesentlich, was auf eine Phosphoraufnahme der Pflanze aus dem Unterboden hinweist. Die Ernteerträge stiegen von 220 g Trockengewicht pro m² im Jahr 1936 auf über 500 g Trockengewicht pro m² in den 2010er Jahren. Die gesamten organischen Kohlenstoff- und organischen Phosphorvorräte des Bodens verringerten sich während des Experiments in den obersten 20 cm des Bodens um 13,7 % bzw. 11,6 %, unabhängig von der Phosphorzugabe. Basierend auf der Modellierung von Δ14C zeigen wir, dass die mittlere Transitzeit von Kohlenstoff im Boden unter 10 Jahren lag, was darauf hindeutet, dass ein großer Teil der Kohlenstoffeinträge in den Boden schnell veratmet wird. Unsere Ergebnisse deuten darauf hin, dass die aktuelle landwirtschaftliche Praxis in diesem Langzeitexperiment nicht nachhaltig ist, da sie trotz Steigerungen der Pflanzenproduktivität in den letzten Jahrzehnten zu einem kontinuierlichen Rückgang der organischen Substanz im Boden geführt hat.

Um die Nachhaltigkeitsziele zu erreichen, muss eine langfristige landwirtschaftliche Bewirtschaftung sicherstellen, dass die Bodenfruchtbarkeit nicht beeinträchtigt wird. Die meisten Studien zur Nachhaltigkeit der Landwirtschaft berücksichtigten entweder den Kreislauf von Bodenelementen oder die Ernteerträge, aber nur wenige Studien haben die Nachhaltigkeit von Agrarökosystemen über mehrere Jahrzehnte hinweg bewertet und diese beiden Aspekte kombiniert (mit Ausnahme einiger weniger überwiegend modellierter Studien1,2). Darüber hinaus gibt es nur wenig beobachtungsbasiertes Wissen über langfristige Auswirkungen der Bodenbearbeitung auf die Biogeochemie des Bodens und die Pflanzenproduktivität, da die meisten Experimente nur über Zeiträume von Jahren bis hin zu einigen Jahrzehnten durchgeführt wurden. Daher können die wenigen existierenden Langzeit-Feldexperimente, die seit mehr als einem halben Jahrhundert durchgeführt werden, sehr wertvolle Erkenntnisse über die langfristigen Auswirkungen der Bodenbearbeitung, der Düngemittelanwendung und der Entfernung von Biomasse auf Bodeneigenschaften und Erträge liefern, was als wichtig ist Grundlage für die Entwicklung nachhaltiger landwirtschaftlicher Praktiken3,4.

In einigen langfristigen Ackerlandexperimenten wurde festgestellt, dass der Gesamtgehalt an organischem Kohlenstoff (TOC) im Boden über Jahrzehnte hinweg abnahm, unabhängig von der Anwendung organischer oder anorganischer Düngemittel; zum Beispiel in der Schweiz beim Zürcher Biodüngungsexperiment5 oder beim Experiment in Woburn bei Rothamsted, UK6. Die Hauptgründe für diese Rückgänge scheinen in der früheren Umwandlung der Standorte in Ackerland zu liegen, die zu Veränderungen beim Eintrag organischer Substanz in Kombination mit der Zerstörung von Aggregaten durch wiederholtes Pflügen führt, was die Zersetzungsrate erhöht7,8,9. In anderen Experimenten wurde jedoch festgestellt, dass die TOC-Bestände nur bei der Kontrollbehandlung, die keine Nährstoffe erhielt, abnahmen, bei den Behandlungen mit anorganischer Nährstoffanwendung (und ohne Zugabe von organischem Material) jedoch zunahmen; zum Beispiel im Bad Lauchstedt-Experiment, Deutschland10,11. Diese Unterschiede zwischen Kontroll- und gedüngten Parzellen werden wahrscheinlich durch Unterschiede im Eintrag pflanzlicher organischer Substanz in den Boden verursacht, die aus Unterschieden in der Pflanzenproduktivität resultieren.

Die Ergebnisse hinsichtlich der Auswirkung der Anwendung von anorganischem Phosphor (P) auf die TOC-Vorräte im Boden sind eher ambivalent. Die P-Anwendung erhöht häufig die Pflanzenproduktivität und kann daher voraussichtlich zu einer Erhöhung der TOC-Bestände führen, insbesondere wenn sie zusammen mit Stickstoff hinzugefügt wird, wie im Bad Lauchsted-Experiment11 oder im Langzeitexperiment in La Estanzuela, Uruguay12,13. In einigen Experimenten wurde jedoch kein signifikanter Effekt der P-Düngemittelanwendung auf die TOC-Vorräte im Boden beobachtet, wie im Zürcher Experiment zur organischen Düngung5. Darüber hinaus ergab eine aktuelle Studie eines Langzeitversuchs an einem Grünlandstandort, dass jahrzehntelange Düngung mit anorganischem P die Zersetzung organischer Bodensubstanz (SOM) erhöhte14. Darüber hinaus führte die anorganische P-Düngung unter Stickstoffbegrenzung in mehreren schwedischen Langzeitexperimenten zu einer Erschöpfung der TOC-Vorräte im Boden15. Der Grund dafür könnte sein, dass die Zugabe von Phosphat zum Boden zur Desorption adsorbierter SOM führen kann, die dadurch für den mikrobiellen Abbau verfügbar gemacht wird16,17.

Die Anwendung von anorganischem P könnte sich auch auf die SOM-Stöchiometrie und die Größe verschiedener P-Pools im Boden auswirken18. Insbesondere kann eine jahrzehntelange P-Anwendung die Konzentration des pflanzenverfügbaren P im Boden verändern19. Die Anwendung von P kann auch die organischen P-Vorräte18 und den Gehalt an bestimmten organischen P-Verbindungen erhöhen, wie z. B. Phytat, das die am häufigsten vorkommende organische P-Verbindung in Böden ist20,21.

Ziel dieser Studie war es zu verstehen, wie sich acht Jahrzehnte landwirtschaftlicher Produktion und P-Zugabe auf die OBS-Bestände, die OBS-Stöchiometrie, die P-Vorräte im Boden und den OBS-Zerfall in einem gemäßigten Ackerland auswirkten. Zu diesem Zweck haben wir ein 80 Jahre altes Langzeit-Ackerlandexperiment im Süden Schwedens untersucht, das zwei P-Düngungsbehandlungen und eine Kontrollbehandlung umfasst und eines der ältesten landwirtschaftlichen Experimente in Europa ist. Wir analysierten die Entwicklung des organischen Kohlenstoffs im Boden, die Stöchiometrie der SOM, mehrere P-Vorräte im Boden und die Ernteerträge im Zeitverlauf in drei Behandlungen (Kontrolle und zwei P-Zugabebehandlungen). Darüber hinaus haben wir Δ14C des Boden-TOC gemessen, um die langfristige Dynamik des organischen Kohlenstoffs im Boden aufzuklären. Die Analyse von Δ14C des TOC ist in Kombination mit Modellierung ein leistungsstarkes Werkzeug zum Verständnis der TOC-Dynamik. Dies ist insbesondere dann der Fall, wenn zu unterschiedlichen Zeitpunkten Proben aus demselben Boden entnommen werden. Die wiederholte Probenahme ermöglicht es zu verfolgen, wie die sogenannte Bombe 14C, die aus in den 1960er Jahren durchgeführten Atombombentests stammt, als Tracer für modernen Kohlenstoff in die SOM eingebaut wird14,22,23.

Der TOC-Gehalt des Bodens, der Gesamtstickstoff (TN) und der gesamte organische Phosphor (TOP) sanken über fünf Jahrzehnte linear um 13,8–11,6 % im Vergleich zu ihren ursprünglichen Gehalten, unabhängig von der Düngebehandlung (Abb. 1a, c, e und Tabelle 1). Der hier beobachtete Rückgang des TOC-Bestands um 0,14 t C ha−1 Jahr−1 steht im Einklang mit einem Langzeit-Ackerlandexperiment in der Schweiz, das 19495 begann. In diesem Experiment verringerte sich der TOC-Bestand um 0,10–0,25 t C ha –1 Jahr−1 in den obersten 20 cm bei allen Behandlungen, einschließlich der Behandlungen, bei denen organische und anorganische Düngemittel zugesetzt wurden. Der Grund, warum die TOC-Vorräte in dem hier untersuchten Experiment zurückgingen, ist wahrscheinlich, dass das Pflügen zu einer Zerstörung der Aggregate führte, was zu einer verstärkten Zersetzung von SOM7,8,9,24 führte.

Konzentrationen des gesamten organischen Kohlenstoffs (TOC), des gesamten Stickstoffs (TN) und des gesamten organischen Phosphors (TOP) als Funktion der Zeit über die drei Behandlungen (a, c, e) und Bestände derselben Variablen für das Jahr 2021, getrennt durch die drei Behandlungen (Kontrolle, P und P6) des Feldexperiments (b, d, f). Die Konzentrationen als Funktion der Zeit werden durch lineare Modelle angenähert, für die der R2- und der P-Wert angegeben sind. Die P-Werte der ANOVA der Bestände sind in der rechten Ecke der rechten Felder angegeben (n = 4). Fehlerbalken zeigen Standardabweichungen.

Die aus einem Zwei-Pool-Kohlenstoff (C)-Modell mit Reihenschaltung (Tabelle 2) erhaltenen Parameterwerte liefern eine angemessene Darstellung der zeitlichen Dynamik des organischen C-Bestands und von Δ14C, entweder bei konstanten C-Einträgen in den Boden oder in einer Sekunde Version des Modells mit C-Eingaben proportional zu den Jahreserträgen (Abb. 2b und c). Die beiden Modelle unterscheiden sich erheblich in der Größe und Zersetzungsrate der beiden C-Fraktionen, was darauf hindeutet, dass die Trends der C-Vorräte und des Radiokohlenstoffs im Laufe der Zeit wahrscheinlich auf eine Neuordnung der Poolgrößen und ihrer Zersetzungsrate zurückzuführen sind, jedoch mit großer Unsicherheit hinsichtlich der Größe und Zersetzungsrate Richtung dieser Neuordnung. Der Modellparameter \(\gamma\) = 1,44 gibt an, dass der C-Eintrag in den Boden 144 % des C in den jährlichen Ernteerträgen entspricht, ein Wert, der dem in der zweiten Version des Modells als konstanter Input verwendeten Wert ähnelt ( (entspricht 150 % des langfristigen Durchschnittsertrags) basierend auf Daten von Bolinder et al. 25. Die mittlere Transitzeit von C im Boden, die das mittlere Alter eines C-Atoms beim Verlassen des Bodens quantifiziert, lag für beide Modelle trotz Unterschieden in den Modellparametern unter 10 Jahren, und der Median der Transitzeitverteilung von C betrug unter 7,5 Jahren (Tabelle 2). Diese Laufzeitverteilungen deuten darauf hin, dass neue Einträge, die in den Boden gelangen, relativ schnell veratmet werden, wobei etwa 50 % des C innerhalb weniger Jahre nach Eintritt in den Boden veratmet werden (durchschnittlich 2–6 Jahre, Tabelle 2), und nur sehr kleine Anteile bleiben für mehr als ein Jahrzehnt.

In den Simulationen verwendete Kohlenstoffeinträge in den Boden, entweder als konstanter Eintrag, berechnet als 150 % des durchschnittlichen Ertrags nach Bolinder et al. 25 oder als variable Eingabe, berechnet als konstanter Anteil der durchschnittlichen Ernteerträge zwischen 1936 und 2021, (a) zusammen mit der Radiokarbonsignatur des gesamten organischen Kohlenstoffs im Boden (gemessene Werte und Vorhersagen der beiden Modelle) und der Radiokarbonsignatur von die Atmosphäre (b), die von den beiden Modellen vorhergesagten gesamten organischen Kohlenstoffvorräte des Bodens und seiner beiden Pools (c) sowie die von den beiden Modellen vorhergesagte Laufzeitverteilung des organischen Kohlenstoffs im Boden (d). Die Daten stammen aus allen drei Behandlungen des Feldversuchs (Kontrolle, P und P6). Unsicherheitsbereiche der Vorhersagen in b und c wurden durch Abtasten der hinteren Verteilungen der Parameterwerte entsprechend ihrer Standardabweichung (dunkler Bereich) und den minimalen und maximalen Werten der Verteilung (heller Bereich) ermittelt.

Aus früheren Studien liegen nur wenige Schätzungen zu C-Transitzeiten für ähnliche Böden und Ökosysteme vor. Für einen relativ ähnlichen landwirtschaftlichen Mutterboden (0–20 cm) in Schweden ermittelten Crow und Sierra26 eine mittlere Transitzeit von 21,9 Jahren und eine mittlere Transitzeit von 1,06 Jahren, was gut mit unseren Schätzungen übereinstimmt. Mithilfe maschineller Lernmethoden, die verschiedene Quellen von 14C-Daten integrieren, berichteten Xiao et al.27 über mittlere Transitzeiten (Alter des eingeatmeten C) zwischen 100 und 500 Jahren für nördliche skandinavische Regionen, diese Schätzung berücksichtigt jedoch das gesamte Tiefenprofil von 0 bis 100 cm und kann durch das Vorhandensein von Permafrost verzerrt sein. Anhand der Ergebnisse von Erdsystemmodellen stellten Sierra et al.28 fest, dass die mittleren Transitzeiten für Oberflächenböden im Durchschnitt nicht länger als 67 Jahre sind, in Regionen mit hohen Breitengraden jedoch größere Werte. Die von uns erhaltenen mittleren Transitzeitwerte sind für die Breitenregion relativ niedrig, unterscheiden sich jedoch nicht sehr von anderen Schätzungen für die Transitzeiten von C in landwirtschaftlichen Böden14,26.

Die beiden Versionen des Modells erklären nicht konsistent den Beitrag der schnellen und langsamen Pools zum Gesamtrückgang des TOC im Laufe der Zeit. Während das Modell mit konstanten Eingaben einen allgemeinen Rückgang des schnellzyklischen Pools vorhersagt, sagt das Modell mit variablen Eingaben einen deutlichen Rückgang des langsamzyklischen Pools voraus. Unabhängig davon, ob die modellierten Pflanzeneinträge konstant gehalten werden oder im Laufe der Zeit zunehmen, können die Trends des TOC-Rückgangs und des Bombenradiokohlenstoffeinbaus nur durch eine Zunahme der Zersetzungsrate von organischem C im Boden erklärt werden. Unser Zwei-Pool-Modell stellt diese Änderung als Verschiebung dar in den relativen Beiträgen der schnell und langsam zyklischen Pools zum gesamten organischen C-Pool im Boden. Obwohl wir im Laufe der 80 Jahre einen Anstieg der Pflanzenproduktivität (Erträge) beobachteten, ist es ungewiss, ob die C-Einträge in den Boden proportional zugenommen haben. Der Ernteertrag stieg im Laufe der Zeit von etwa 220 g Trockengewicht m−2 zu Beginn des Experiments auf über 500 g Trockengewicht m−2 in den letzten Jahren des Experiments (Abb. 2a). Die erhöhte Pflanzenproduktivität resultierte aus einer besseren Schädlingsbekämpfung, produktiveren Pflanzensorten und möglicherweise einer etwas längeren Vegetationsperiode in den letzten Jahrzehnten, wie in vielen Teilen Europas29. Unsere Ergebnisse deuten darauf hin, dass sich der organische C-Vorrat im Boden trotz einer Steigerung der Pflanzenproduktivität verschlechterte, was zu einem Anstieg der unterirdischen C-Einträge in den Boden hätte führen können.

Unsere Ergebnisse stimmen mit anderen Langzeitexperimenten überein, die trotz steigender Ernteerträge einen Rückgang der TOC-Vorräte im Boden bei Behandlungen beobachteten, wie dem Zürcher Experiment zur organischen Düngung in der Schweiz5 und dem Langzeitexperiment in La Estanzuela in Uruguay12,13. An unserem Untersuchungsstandort scheint der Rückgang der OBS bisher keine Auswirkungen auf die Ernteerträge zu haben, was wahrscheinlich auf den hohen Nährstoffgehalt im Unterboden zurückzuführen ist (siehe unten). Wenn sich der Rückgang der OBS jedoch in einem ähnlichen Tempo fortsetzt, wird dies wahrscheinlich Auswirkungen auf die Bodenfruchtbarkeit haben und möglicherweise bereits andere Bodeneigenschaften wie das Wasserrückhaltevermögen und die Bodenaggregation beeinträchtigen.

Der Δ14C-Wert des Boden-TOC war zu Beginn der Zeitreihe im Jahr 1968 mit −120 ‰ sehr niedrig (Abb. 2b), was darauf hindeutet, dass das organische C im Boden bei 14C erschöpft und daher alt war. Der Grund dafür dürfte der hohe Tongehalt des Bodens und das relativ kalte Klima sein, was zu geringen Zersetzungsraten führt. In ähnlicher Weise berichteten Ellert und Janzen30, dass der Δ14C von TOC in den 1960er Jahren in den obersten 15 cm eines Ackerlandes in den nordamerikanischen Great Plains mit einem ähnlichen Klima wie bei unserem Feldexperiment unter –100‰ lag. Im Gegensatz dazu berichteten andere Studien zu Langzeitbeobachtungen von Δ14C des Boden-TOC sogar für die 1950er Jahre, vor dem 14C-Anstieg in der Atmosphäre durch die Bombe, für Standorte im Vereinigten Königreich und in Neuseeland14,22,23. Dieser Vergleich legt nahe, dass der Boden-TOC an unserem Standort aufgrund des kälteren Klimas langsamer schwankt als an anderen Standorten.

Wir fanden Hinweise auf den Einbau von Bombenradiokohlenstoff, obwohl sich der Δ14C des TOC nur geringfügig veränderte und während der 53 Beobachtungsjahre von 1968 bis 2021 unter 0 ‰ blieb (Abb. 2b). Einige frühere Studien in landwirtschaftlichen Systemen haben nach den 1960er Jahren über größere Werte des Δ14C-Einbaus berichtet14,22,23. Dennoch stimmen unsere Ergebnisse mit denen in anderen Ökosystemen mit niedriger mittlerer Jahrestemperatur und niedrigem Niederschlag überein, wo Δ14C weiterhin negative Werte aufweist30. Niedrige Δ14C-Werte nach den 1960er Jahren resultieren aus der Tatsache, dass große Bestände an altem C relativ große Zufuhren von Bomben-14C erfordern, um die Isotopensignatur des TOC-Bestands wesentlich zu verändern. Daher ist es wahrscheinlicher, dass große Δ14C-Werte in Böden mit geringem organischem C-Bestand und großen organischen C-Einträgen beobachtet werden, wie zum Beispiel bei Stoner et al.14. Dennoch war der Trend der Radiokohlenstoffeinbindung seit den 1960er Jahren an unserem Standort von entscheidender Bedeutung für die Parametrisierung unseres Boden-C-Modells, das dazu beitrug, einen Gesamtanstieg der Umsatzrate von organischem C in den oberen 20 cm zu ermitteln.

Es gab keinen signifikanten Unterschied im Gesamtphosphor (TP) und TOP des Bodens zwischen der Kontroll- und der P-Zugabebehandlung in den obersten 20 cm der Böden nach 80 Jahren Biomasseentfernung (P > 0,05; Abb. 1f und 3b), was darauf hindeutet dass die Pflanzen (in der Kontrollbehandlung) P aus dem Boden unter 20 cm aufnahmen. Der kleine und nicht signifikante Unterschied in der TP von 17 g m-2 zwischen der Kontroll- und der P-Behandlung macht nur etwa 20 % des P aus, der mit der Ernte über 80 Jahre hinweg entfernt wurde. Daher muss eine erhebliche pflanzliche P-Aufnahme aus dem Boden unterhalb von 20 cm erfolgen. Eine pflanzliche P-Aufnahme aus einer Tiefe von unter 20 cm erscheint wahrscheinlich, da der P-Gehalt des Bodens unterhalb von 25 cm stark ansteigt31, was mit den beiden unterschiedlichen Ausgangsmaterialien des Bodens zusammenhängt31,32. Dieser Befund stellt die Schlussfolgerung einer aktuellen Analyse von P-Düngeversuchen in Frage, die besagt, dass der Großteil des von Pflanzen aufgenommenen P aus dem Oberboden stammt33.

Konzentrationen von Gesamtphosphor (TP), Phytat-Phosphor (Phytat-P) und Ammoniumlactat-extrahierbarem Phosphor (P-AL) als Funktion der Zeit über die drei Behandlungen (a, c, e) und Bestände derselben Variablen für das Jahr 2021, getrennt durch die drei Behandlungen (Kontrolle, P und P6) des Feldexperiments (b, d, f). Lineare Modelle, die die Konzentrationen als Funktion der Zeit beschreiben, werden angezeigt, wenn P ≤ 0,055, und der R2- sowie der P-Wert der linearen Modelle sind in den Feldern links angegeben. Die P-Werte der ANOVA der Bestände sind in der rechten Ecke der rechten Felder angegeben, und unterschiedliche Buchstaben geben signifikante (P < 0,05) Unterschiede zwischen den drei Behandlungen an (n = 4). Fehlerbalken zeigen Standardabweichungen.

Die P-Konzentration der Körner betrug im Durchschnitt 3,7 mg g-1 (ergänzende Abbildung S1) und der Ertrag, gemittelt über den gesamten Zeitraum des Experiments, dh von 1936 bis 2021, betrug 385 g Trockengewicht m-2 Jahr 1. Somit wurden durchschnittlich 1,42 g P m−2 pro Jahr nur aufgrund der Ertragsentnahme entfernt (ohne Berücksichtigung der P-Entfernung aufgrund der Ernte von Blättern und Stängeln). Dieser Wert liegt unter der Befruchtungsrate von 1,75 g P m−2 Jahr−1 bei der P-Zugabebehandlung. Dennoch führten die hohen Erträge über 600 g Trockengewicht m-2 Jahr, die im letzten Jahrzehnt erzielt wurden, insbesondere bei der P-gedüngten Behandlung (Abb. 4), zu einer Entfernung von mehr als 2,2 g P m-2 Jahr-1 , was über der Menge der jährlichen P-Zugabe liegt. Der für die hohen Erträge des letzten Jahrzehnts benötigte P scheint derzeit aus dem Untergrund zu stammen, sowohl aus natürlichen P-Reserven als auch aus dem überschüssigen P, der in den ersten Jahrzehnten des Experiments hinzugefügt wurde und sich wahrscheinlich im sehr tonigen Untergrund anreicherte.

Der relative Ernteertrag (in %) bei den beiden P-Zugabebehandlungen (P und P6) wird für jedes Jahr berechnet, indem der Ertrag der Behandlung durch den Ertrag der Kontrolle multipliziert mit 100 geteilt wird.

Die P-Zugabe steigerte die Ausbeuten bei den beiden P-Zugabebehandlungen im gesamten Versuchszeitraum, d. h. von 1936 bis 2021, deutlich um 26 bzw. 30 % (Abb. 4). Diese Ertragssteigerung ist im Vergleich zu Langzeitexperimenten zur P-Zugabe in Kontinentaleuropa sehr hoch. Eine aktuelle Metaanalyse ergab, dass die durchschnittliche Steigerung des Ernteertrags in 30 P-Düngeversuchen in Deutschland und Österreich bei allen P-Dünger-Ausbringungsstufen 4 % nicht überstieg34. Der Grund für die vergleichsweise hohe Reaktionsfähigkeit des hier untersuchten Agrarökosystems auf P-Düngung ist wahrscheinlich der hohe Tongehalt im Boden, der einen großen Teil des TP immobilisiert, und die Tatsache, dass der Boden im letzten Jahrhundert weniger P-Dünger erhalten hat als viele Böden in Kontinentaleuropa, die zu Beginn der zweiten Hälfte des 20. Jahrhunderts sehr stark gedüngt wurden19.

Wir fanden heraus, dass sich die TOC-Bestände und Δ14C zwischen den drei Düngebehandlungen im Jahr 2021 nicht wesentlich unterschieden (P > 0,05; Abb. 1b), was darauf hindeutet, dass die erhöhte Pflanzenproduktivität infolge der P-Düngung (Abb. 3) keinen signifikanten Einfluss auf die TOC-Bestände hatte organischer C-Einbau. Der Grund dafür, dass wir keine Abnahme des TOC aufgrund der P-Anwendung beobachteten, wie dies in anderen Experimenten beobachtet wurde15,35,36, könnte darin liegen, dass der Effekt der Phosphatzugabe auf die Desorption von SOM in Böden, in denen SOM größtenteils vorkommt, nur eine untergeordnete Rolle spielt stabilisiert durch Sorption an Tonmineralien und nicht an Eisen- und Aluminiumoxiden. Dies wird durch die Tatsache gestützt, dass ein negativer Effekt der Phosphatzugabe auf die Sorption organischer Substanz hauptsächlich in Böden beobachtet wurde, die hohe Konzentrationen an positiv geladenen Eisen- und Aluminiumoxiden oder Allophanen enthalten, d. h. Ferralsole, Podsole und Andosole, in Böden jedoch weniger stark dominiert von Tonmineralien17,37.

Die P-Behandlungen unterschieden sich deutlich von der Kontrollbehandlung im pflanzenverfügbaren P (P-AL), nicht jedoch im Phytat-P- und TOP-Gehalt im Jahr 2021 (Abb. 3b, d, f), was auf einen Mangel an P-Einträgen in der Kontrolle hinweist Die Behandlung führt nicht zum P-Abbau von SOM, sondern zu einer verbesserten pflanzlichen P-Aufnahme aus dem P-AL-Pool. Jahrzehntelange P-Zugabe hatte keinen signifikanten Einfluss auf das SOM-C:P-Verhältnis (dh das TOC:TOP-Verhältnis). Der Grund dafür dürfte darin liegen, dass das TOC:TOP-Verhältnis bereits 1968 in der Kontrolle sehr niedrig war und somit ein weiterer Einbau von organischem P eher unwahrscheinlich ist. Das molare TOC:TOP-Verhältnis betrug im hier untersuchten Boden nur 139, während der Oberboden von Ackerflächen in der gemäßigten Zone im globalen Durchschnitt ein molares TOC:TOP-Verhältnis von 30938 aufweist. Der Grund für das niedrige TOC:TOP-Verhältnis im Der hier untersuchte Boden weist wahrscheinlich eine sehr feine Textur auf (45 % Ton, siehe Tabelle S1). Dies wird durch die Beobachtung gestützt, dass die Tongrößenfraktion des Oberbodens von Ackerland in der gemäßigten Zone im Allgemeinen ein viel niedrigeres TOC:TOP-Verhältnis aufweist als die Schluff- oder Sandgrößenfraktion, im globalen Durchschnitt von 19738,39, was liegt relativ nahe am TOC:TOP-Verhältnis des hier untersuchten Massenbodens. Der Ton stabilisiert wahrscheinlich vorzugsweise organische phosphorylierte Verbindungen, da diese über ihre Phosphatgruppe eine hohe Affinität zur Adsorption an Bodenmineralien haben, was zu einem niedrigen TOC:TOP-Verhältnis in der Tonfraktion und in tonigen Böden führt38,39,40. Angesichts der Tatsache, dass organische phosphorylierte Verbindungen stark an Mineraloberflächen adsorbieren, was ihren Abbau im Vergleich zu nicht phosphorylierten Verbindungen wahrscheinlich verlangsamt, verzichten wir darauf, die Mineralisierungsraten organischer P anhand unseres C-Modells zu berechnen.

Darüber hinaus wurden nur 31 % des TOP durch Phytat-P gebildet. Der Grund für den relativ geringen Beitrag von Phytat-P zum TOP-Pool im Vergleich zu anderen Böden21 könnte darin liegen, dass der hohe Tongehalt des Bodens auch andere Phosphomonoester und Phosphodiester stabilisiert, die sich in Böden mit gröberer Textur möglicherweise wesentlich schneller zersetzen.

Wir kommen zu dem Schluss, dass die hohen Ernteerträge in der Kontrollbehandlung auf der P-Aufnahme der Pflanzen aus dem Boden unter 20 cm (und nicht aus organischem oder anorganischem P im Oberboden) beruhen, da sich der Boden TOP und TP in der Kontrollbehandlung in den obersten 20 cm befindet unterscheiden sich nicht wesentlich von denen der P-Zugabebehandlungen. Wir fanden heraus, dass die TOC- und TOP-Bestände des Bodens in den obersten 20 cm des Bodens in den letzten 53 Jahren bei allen Behandlungen um 13,8 % bzw. 11,6 % abnahmen. Die Ergebnisse deuten darauf hin, dass die landwirtschaftliche Nutzung des Bodens nicht nachhaltig ist, da sie zu einem kontinuierlichen Abbau von OBS führte, der sich mehrere Jahrzehnte bis Jahrhunderte vor der landwirtschaftlichen Nutzung des Bodens ansammelte. Basierend auf der Modellierung von Δ14C zeigen wir, dass die mittlere Transitzeit von C im Boden unter 10 Jahren lag, was darauf hindeutet, dass ein großer Teil der C-Einträge in den Boden schnell veratmet wird, während nur ein kleiner Teil des C-Eintrags im Boden verbleibt Boden für mehrere Jahrzehnte. Dieser Befund legt nahe, dass der TOC-Gehalt des Bodens nur sehr langsam auf Änderungen der organischen C-Einträge in den Boden reagiert. Unsere Studie zeigt, dass langfristige (>50 Jahre) landwirtschaftliche Experimente von entscheidender Bedeutung sind, um den Elementkreislauf im Pflanzen-Boden-System über Zeitskalen zu verstehen, die für die nachhaltige Entwicklung von Agrarökosystemen relevant sind.

Das Langzeit-Feldexperiment findet im Südwesten Schwedens (58°20'49.9“N und 13°07'36.1“E) an der Feldstation Lanna statt, die von der Schwedischen Universität für Agrarwissenschaften (SLU) betrieben wird. Die mittlere Jahrestemperatur und der mittlere Jahresniederschlag betrugen im Zeitraum 1961–1990 6,1 °C und 558 mm und im Zeitraum 1991–2020 7,3 °C und 584 mm. Das Experiment befindet sich auf einer Höhe von 75 m über dem Meeresspiegel auf einer Ebene mit quartären glazialen Tonablagerungen. Der glaziale Ton wird von einem etwa 30 cm dicken postglazialen schluffigen Tonlehm überlagert32. Das Gebiet wurde Ende des 19. Jahrhunderts trockengelegt, um den Pflanzenbau zu ermöglichen31. Der Boden wird als Udertic Haploboroll mit einem schlammigen Tonoberboden und einem Tonunterboden klassifiziert, beide mit einer starken groben subangularen Blockstruktur41. Der Boden in den obersten 20 cm ist sehr fein strukturiert und enthält 42 % Ton und 15 % feinen Schluff (Tabelle S1). Der pH-Wert des Bodens lag im Durchschnitt über die 53 Beobachtungsjahre bei 6,3 und es gab keinen signifikanten Effekt der P-Anwendung (siehe Ergänzung Abb. S2).

Das Experiment besteht aus zwei identischen Hälften, eine begann im Jahr 1936 und die andere im Jahr 1941. In jeder der beiden Hälften des Experiments wird jede Behandlung zweimal wiederholt (insgesamt n = 4). (Früher wurde jede Behandlung in jeder Versuchshälfte viermal wiederholt, bis in den 1970er Jahren zwei Wiederholungen pro Versuchshälfte für eine neue, zusätzliche Kalkbehandlung verwendet wurden.) Für die vorliegende Studie wurden nur drei Behandlungen berücksichtigt. Eine Kontrollbehandlung, die kein P erhält, eine P-Zugabebehandlung (im Folgenden P-Behandlung genannt), bei der 1,75 g P m−2 Jahr−1 angewendet werden, und eine zweite P-Zugabebehandlung (im Folgenden P6 genannt) in wobei die gleiche Menge P pro Jahr hinzugefügt, aber alle sechs Jahre konzentriert wird, also 10,5 g P m−2 alle 6 Jahre. P wird als Superphosphat zugesetzt. Darüber hinaus erhalten alle drei Behandlungen (Kontrolle, P und P6) jährlich Ca(NO3)2. Die Grundstücksgröße beträgt 7,0 m × 7,0 m. Das Experiment (mit der Referenznummer R3-1001) umfasst auch Kalkbehandlungen, die hier nicht berücksichtigt werden, aber kürzlich von Simonson et al. im Hinblick auf die Auswirkungen der Kalkung auf die Boden-P-Dynamik analysiert wurden. (2018)42 und Auswirkungen der Kalkung auf Ernteerträge von Börjesson und Kirchmann43. Während der ersten 20 Jahre des Experiments wurde eine feste, siebenjährige Fruchtfolge eingehalten, bestehend aus Winterweizen, Erbsen, Sommergetreide, Grüngras, Grüngras (2. Jahr), Sommergetreide und Brachland. Während jeder Fruchtfolge wurden alle Parzellen zweimal mit Hofdünger in einer Menge von 2,0 kg m−2 gedüngt. Seit den späten 1950er Jahren hat sich die Fruchtfolge geändert und besteht heute hauptsächlich aus Getreide und gelegentlich auch aus Raps und Brache. Gülle wird seit den 1950er-Jahren nicht mehr verwendet und abgesehen von der experimentellen Behandlung wird kein P-Dünger mehr ausgebracht. Der Boden wird einmal pro Jahr bis auf 20 cm gepflügt und Ernterückstände bleiben auf dem Feld zurück.

Die Ernteerträge wurden seit Beginn des Experiments (fast) jedes Jahr gemessen. Vor der P-Düngung wurden alle sechs Jahre Bodenproben aus den obersten 20 cm entnommen. Diese Proben wurden luftgetrocknet und gesiebt (<2 mm), wodurch Wurzeln aus dem Boden entfernt wurden. Bis 2019 wurden Bodenproben der Wiederholungen jeder Behandlung vor der chemischen Analyse (pH und P-AL) und der Archivierung der Proben kombiniert. Archivierte Bodenproben aus allen drei Behandlungen (Kontrolle, P und P6) existieren aus den Jahren 1968, 1977, 1980, 1989, 2001, 2003, 2013, 2015 und 2019, mit der Ausnahme, dass aus dem Jahr 1968 nur zwei Proben (Kontrolle und P6) vorhanden sind P) sind erhalten geblieben. Darüber hinaus wurde für den Zeitraum 1995–2009 jedes Jahr der Gesamt-P-Gehalt der Erträge (Getreide) ermittelt.

Für die vorliegende Studie wurden Bodenproben aus allen vier Wiederholungen der drei Behandlungen (Kontrolle, P und P6) gesammelt. Konkret wurde im Herbst 2021 eine Mischprobe bestehend aus fünf Kernen der obersten 20 cm jeder Parzelle entnommen. Diese Proben wurden luftgetrocknet und gesiebt (<2 mm), wodurch Wurzeln aus dem Boden entfernt wurden. Im Gegensatz zu den Proben der Vorjahre wurden die Proben aller Replikate separat analysiert. Zusammen mit den archivierten Bodenproben decken die in der vorliegenden Studie untersuchten Bodenproben einen Zeitraum von 53 Jahren (1968–2021) ab und bilden eine 10-Punkte-Zeitreihe.

Pflanzenverfügbares P (P-AL) wurde mit saurem Ammoniumlactat nach der Methode von Egnér et al.44 aus den Böden extrahiert. Kurz gesagt wurden 5 g Erde 1,5 Stunden lang in einer Lösung mit 0,1 M Ammoniumlactat und 0,4 M Essigsäure geschüttelt, wobei der pH-Wert auf 3,75 eingestellt war. Die Suspension wurde vor der Analyse mittels induktiv gekoppelter Plasma-optischer Emissionsspektroskopie (ICP-OES; Avio 200, Perkin Elmer) filtriert (0,2 μm).

Der pH-Wert wurde gemessen, nachdem 6,0 g Erde in 18 ml H2O suspendiert wurden.

Organisches P wurde gemäß Saunders und Williams45 und Williams und Saunders46 gemäß den Angaben in Pansu und Gautheyrou47 bestimmt. Kurz gesagt wurde jede Probe in zwei Aliquots zu je 1 g aufgeteilt. Das erste Aliquot wurde 16 Stunden lang direkt in 0,5 M H2SO4 auf einem Horizontalschüttler extrahiert. Das andere Aliquot wurde 2 Stunden lang bei 550 °C gezündet und anschließend auf die gleiche Weise wie die nicht gezündete Probe in H2SO4 extrahiert. Anorganischer P wurde in den Extrakten mit der Molybdänblau-Methode nach Murphy und Riley48 unter Verwendung eines kontinuierlichen Durchflusssystems (AA500, Seal) gemessen. Der gesamte organische P wurde als Differenz zwischen anorganischem P in entzündeten und nicht entzündeten Proben berechnet. P in der nicht entzündeten Probe wird als Gesamt-P (TP) betrachtet.

Inositol-Hexakisphosphat (im Folgenden Phytat genannt) wurde nach Turner49 im Boden bestimmt. Kurz gesagt, Phytat wurde in einer Lösung, die 0,25 M NaOH und 50 mM EDTA enthielt, aus den Böden extrahiert. Es wurde durch Hypobromitoxidation aus anderen organischen Phosphaten isoliert. Gesamt-P in der Lösung der gereinigten Phytate wurde mittels ICP-OES (Avio 200, Perkin Elmer) bestimmt.

Das gesamte organische C und der gesamte N wurden durch Verbrennung mit einem LECO CNS-2000-Analysegerät gemessen. Darüber hinaus wurde auch anorganisches C mit einem LECO CNS-2000-Analysegerät gemessen, um zu bestätigen, dass die Böden frei von Karbonaten waren.

Das 14C:12C-Verhältnis von TOC wurde mit dem Beschleuniger-Massenspektrometer MICADAS (Ionplus, Dietikon, Schweiz) am Max-Planck-Institut für Biogeochemie in Jena, Deutschland, analysiert. Das Radiokohlenstoffverhältnis wird als Δ14C in Promille [‰] angegeben, das ist der Bruch in Bezug auf das Standardisotopenverhältnis (Oxalsäurestandard SRM-4990C; Steinhof et al., 201750), einschließlich der Normalisierung für δ13C (Fraktionierungskorrektur) und die Korrektur für den Zerfall zwischen 1950 und dem Messzeitpunkt51.

Für die Texturanalyse wurden Proben aus allen drei Behandlungen jeder Versuchshälfte kombiniert. Sie wurden mit H2O2 vorbehandelt und anschließend wurde die Partikelgrößenverteilung durch Nasssiebung und Sedimentation bestimmt.

Der P-Gehalt der Ausbeute wurde durch Kochen der gemahlenen Körner in 65 % HNO3 bestimmt und der gefilterte Aufschluss wurde mittels ICP-OES (Avio 200, Perkin Elmer) auf Gesamt-P analysiert.

Die Vorräte wurden für die obersten 20 cm des Bodens basierend auf einer von Simonson et al. angegebenen Schüttdichte von 1,3 g cm−3 berechnet. (2018)42. Daher berücksichtigt unsere Berechnung der Vorräte keine potenziellen Änderungen der Schüttdichte, die während des Feldversuchs aufgetreten sein könnten. Der relative Ertrag (in %) der beiden P-Zugabebehandlungen wurde für jedes Jahr berechnet, indem der Ertrag der Behandlung durch den Ertrag der Kontrolle multipliziert mit 100 geteilt wurde. Wir testeten signifikante Unterschiede in den chemischen Eigenschaften des Bodens zwischen den drei Behandlungen 2021 durch ANOVA, gefolgt von Tukey-Test, und wir betrachteten P < 0,05 als Schwelle für die Signifikanz. Die Residuen des ANOVA-Modells wurden mit dem Shapiro-Wilk-Test auf Normalität und mit dem Levene-Test auf Varianzhomogenität getestet, um zu überprüfen, ob die Annahmen über Normalität und Varianzhomogenität erfüllt waren. Wir haben lineare und monoexponentielle Modelle für die chemischen Eigenschaften des Bodens und den relativen Ertrag als Funktion der Zeit berechnet. Die Anpassung des linearen Modells und des exponentiellen Modells, die den Gehalt an Bodenelementen als Funktion der Zeit beschreiben, wurde mithilfe des Akaike Information Criterion (AIC) und des Reststandardfehlers verglichen. Beide Modelle passten für alle Bodenvariablen ähnlich gut (Tabelle S2). Alle Datenanalysen wurden mit R (Version 4.1.1, R Core Team, 202152) durchgeführt.

Wir haben Daten zu Boden-TOC-Vorräten, Radiokohlenstoff in Massenböden und Jahreserträgen aus allen drei Behandlungen verwendet, um ein Zwei-Pool-Modell zu erstellen, das die Dynamik eines schnellen und eines langsamen C-Pools (\({C}_{f}\) darstellt. ) und \({C}_{s}\)). Das Modell kann ausgedrückt werden als:

mit Anfangsbedingungen \({C}_{f0}\left(t=0\right)=\beta {C}_{0},{C}_{s0}\left(t=0\right)=( 1-\beta ){C}_{0}\); Dabei ist \({C}_{0}\) der anfängliche TOC-Inhalt und \(\beta\) der Anteil des anfänglichen TOC im schnellen Pool. \(Y\) stellt den Jahresertrag dar (in Einheiten von g Cm−2), \(\gamma\) ist ein Anteil und \(\gamma Y\) die Ertragsmenge, die dem C-Eintrag in den Boden entspricht. Die Zersetzungsraten für die schnellen und langsamen Pools werden durch die Symbole \({k}_{f}\) bzw. \({k}_{s}\) dargestellt. Das Modell geht davon aus, dass ein Teil des organischen Kohlenstoffs vom schnellen Pool zum langsamen Pool übertragen wird, was durch das Symbol \({\alpha }_{{sf}}\) ausgedrückt wird und oft als „Humifizierung“ bezeichnet wird. oder „Kohlenstoffnutzungseffizienz“-Koeffizient. Das Modell ähnelt in seiner Struktur dem ICBM-Modell3, das häufig zur Darstellung der C- und N-Dynamik in schwedischen Agrarböden verwendet wird.

Beachten Sie, dass im oben dargestellten Modell die C-Einträge in den Boden proportional zum Jahresertrag sind. Es ist jedoch möglich, dass die C-Einträge in den Boden nicht linear mit den Ernteerträgen zunahmen. Daher haben wir zusätzlich eine zweite Version des Modells getestet, bei der die C-Eingaben über die Zeit konstant sind. In Anlehnung an Bolinder et al.25, die Daten zur relativen C-Zuteilung zum Ertrag und zum gesamten C-Eintrag in den Boden berichteten, berechneten wir den C-Eintrag als 150 % der C-Zuteilung zum Ertrag (und der Ertrag wurde als durchschnittlicher Ertrag über den gesamten Zeitraum berechnet). Gesamtdauer des Experiments). Somit repräsentieren die beiden Versionen des Modells zwei gegensätzliche Annahmen: entweder konstante C-Einträge in den Boden (trotz steigender Erträge) oder lineare Anstiege der C-Einträge zusammen mit steigenden Erträgen.

Wir haben das R-Paket SoilR53 verwendet, um eine Radiokarbonversion der Modelle zu implementieren, und das R-Paket FME54 verwendet, um Parameterwerte mithilfe der inversen Datenassimilation in zwei Schritten zu erhalten; mit einer klassischen Optimierung in einem ersten Schritt, um Priors für Parameterwerte zu erhalten, und mit einem Markov-Ketten-Monte-Carlo-Verfahren, um in einem zweiten Schritt Posterior-Parameterwerte zu erhalten. Wir haben die TOC-Bestands- und Radiokohlenstoffdaten in der Kostenfunktion verwendet und Sätze bestmöglicher Werte für \(\gamma\), \({k}_{f}\), \({k}_{s}\) erhalten. , \({\alpha }_{{sf}}\) und \(\beta\) mit ihrer jeweiligen Unsicherheit. Das Modell basierte auf der Zeitreihe der Jahreserträge und der atmosphärischen Bombenkurve55. Das Optimierungsverfahren suchte nach einer Kombination von Parametern, die den Fehler zwischen Modellvorhersagen und Beobachtungen von TOC-Beständen und Bodenradiokohlenstoff minimieren. Um die vom Modell vorhergesagte Laufzeitverteilung zu erhalten, haben wir den besten Parametersatz des Modells verwendet und die in Metzler & Sierra56 beschriebenen Gleichungen für Laufzeitverteilungen angewendet.

Wir verzichten auf die Angabe des Radiokohlenstoffalters in Jahren, da in offenen Systemen wie Böden der Radiokohlenstoff kontinuierlich mit der Atmosphäre ausgetauscht wird und eine herkömmliche Radiokohlenstoffdatierung nicht durchgeführt werden kann57.

Weitere Informationen zum Forschungsdesign finden Sie in der mit diesem Artikel verlinkten Nature Portfolio Reporting Summary.

Alle Daten sind in diesem Repository verfügbar. https://doi.org/10.5281/zenodo.8070747.

Der gesamte Code zum Reproduzieren der Ergebnisse ist in diesem Repository verfügbar. https://doi.org/10.5281/zenodo.8070747.

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Referenzen herunterladen

Die Autoren danken allen technischen Mitarbeitern, die das Experiment über 80 Jahre lang durchgeführt haben, und den Wissenschaftlern, die an der Datenerfassung des Experiments beteiligt waren. Wir danken auch dem technischen Personal, das chemische Analysen durchgeführt hat, und insbesondere Oscar Skirfors für die Durchführung von Boden-P-Analysen an der SLU. Wir danken der 14C-Analyseeinrichtung am Max-Planck-Institut für Biogeochemie in Jena für die Unterstützung.

Open-Access-Finanzierung durch die Schwedische Universität für Agrarwissenschaften.

Abteilung für Boden und Umwelt, Schwedische Universität für Agrarwissenschaften, Uppsala, Schweden

Marie Spohn & Sabina Braun

Abteilung für Ökologie, Schwedische Universität für Agrarwissenschaften, Uppsala, Schweden

Carlos A. Sierra

Abteilung Biogeochemische Prozesse, Max-Planck-Institut für Biogeochemie, Jena, Deutschland

Carlos A. Sierra

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MS und CAS konzipierten die Studie, analysierten die Daten und verfassten das Manuskript. SB leitet das Langzeit-Feldexperiment und hat zur Datenanalyse und zum Schreiben beigetragen.

Korrespondenz mit Marie Spohn.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

Communications Earth & Environment dankt Jonathan Sanderman und den anderen, anonymen Gutachtern für ihren Beitrag zum Peer-Review dieser Arbeit. Hauptredakteure: Kate Buckeridge und Clare Davis. Eine Peer-Review-Datei ist verfügbar.

Anmerkung des Herausgebers Springer Nature bleibt hinsichtlich der Zuständigkeitsansprüche in veröffentlichten Karten und institutionellen Zugehörigkeiten neutral.

Open Access Dieser Artikel ist unter einer Creative Commons Attribution 4.0 International License lizenziert, die die Nutzung, Weitergabe, Anpassung, Verbreitung und Reproduktion in jedem Medium oder Format erlaubt, sofern Sie den/die ursprünglichen Autor(en) und die Quelle angemessen angeben. Geben Sie einen Link zur Creative Commons-Lizenz an und geben Sie an, ob Änderungen vorgenommen wurden. Die Bilder oder anderes Material Dritter in diesem Artikel sind in der Creative-Commons-Lizenz des Artikels enthalten, sofern in der Quellenangabe für das Material nichts anderes angegeben ist. Wenn Material nicht in der Creative-Commons-Lizenz des Artikels enthalten ist und Ihre beabsichtigte Nutzung nicht durch gesetzliche Vorschriften zulässig ist oder über die zulässige Nutzung hinausgeht, müssen Sie die Genehmigung direkt vom Urheberrechtsinhaber einholen. Um eine Kopie dieser Lizenz anzuzeigen, besuchen Sie http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Nachdrucke und Genehmigungen

Spohn, M., Braun, S. & Sierra, CA Kontinuierliche Abnahme der organischen Substanz im Boden trotz erhöhter Pflanzenproduktivität in einem 80 Jahre alten Experiment zur Phosphorzugabe. Commun Earth Environ 4, 251 (2023). https://doi.org/10.1038/s43247-023-00915-1

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Eingegangen: 06. Januar 2023

Angenommen: 28. Juni 2023

Veröffentlicht: 12. Juli 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s43247-023-00915-1

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